Фитопланктон специального промышленного водоема В-17 ПО «Маяк»

В статье исследован фитопланктон специального промышленного водоема В-17 — хранилища радио­активных отходов производственного объединения «Маяк». Показано, что радиоактивное загрязнение водоема определяется рядом радионуклидов: ⁹⁰Sr (1,4х10⁵ Бк/л в воде, 2,0х10⁷ Бк/кг сухого веса в донных отложениях), ¹³⁷Cs (3,7х10⁴ Бк/л в воде, 5,6х10⁷ в донных отложениях), ³H (1,6х10⁶ Бк/л в воде), а также ²³⁴U, ²³⁸U, ²⁴¹Am, ²³⁸Pu, ^{239, 240}Pu, ⁶⁰Co. Рассчитана мощность поглощенной дозы для фитопланктона, которая составила 1,7 Гр/сут. Отмечено, что, помимо радиоактивного загрязнения, для водоема наблюдается высокое содержание нитратов (2,5 г/л). Показано, что фитопланктонное со­общество водоема в 2008-2012 гг. отличалось низким видовым разнообразием, было представлено преимущественно цианобактериями, среди которых 60-99 % от числа всех клеток составляли циано-бактерии Geitlerinema amphibium. По результатам наблюдений установлено, что уровень загрязнения, свойственный водоему В-17, не сдерживает количественного роста фитопланктона, однако вызывает изменения видовой структуры, снижение видового разнообразия и подавляющее развитие одного, вы­сокоустойчивого вида. Выделено, что по показателям фитопланктона в экосистеме водоема наблюда­ются признаки экологического регресса. 

Введение

Водоем № 17 (В-17), или так называемое «Старое болото», является старейшим из промышлен­ных водоемов-хранилищ радиоактивных отходов предприятия атомной промышленности производ­ственного объединения «Маяк» (ПО «Маяк») [1]. В настоящее время этот водоем используется для хранения среднеактивных отходов и сброса низкоактивных радиоактивных отходов (тритиевых кон­денсатов) [1, 2]. В водоем поступают также химические загрязнители — нитрат натрия и высокоток­сичные органические соединения. Водоем В-17 по уровню радиоактивного загрязнения уступает только озеру Карачай. В настоящее время это водоемы с самыми высокими уровнями радиоактивного загрязнения в биосфере [3]. На данный момент в водоеме В-17 депонировано около 1 млн Ки средне-активных отходов.

Радиационная обстановка и показатели загрязнения водоема В-17 постоянно контролируются в рамках программы штатного производственного экологического мониторинга ПО «Маяк». В рай­оне водоема выполнен большой объем экспериментальных работ, однако большая часть из них каса­ется собственно радиоактивного загрязнения, миграции радионуклидов и вопросов промышленной эксплуатации водоема. Комплексные гидробиологические исследования на водоеме В-17 были нача­ты в 2008 г. [4].

В водных экосистемах особенности биоты определяют скорость и эффективность процессов са­моочищения, условия формирования свойств водной среды. Изучение компонентов экосистемы во­доема В-17 представляется важной научной задачей с точки зрения исследования адаптации живых организмов к экстремальным уровням радиоактивного загрязнения, разработки эффективных меро­приятий по защите окружающей среды и здоровья человека, а также возможности прогнозировать состояние экосистем, подвергшихся радиоактивному загрязнению.

Важнейшим компонентом водных экосистем, одним из средообразующих факторов, опреде­ляющих условия существования других гидробионтов, является фитопланктон. Фитопланктон быст­ро реагирует на любые изменения внешних условий, а изменения в составе и структуре альгоценоза непременно повлекут за собой цепь реакций в стоящих выше звеньях гидробиоценозов. Обладая огромной площадью сорбционной поверхности и выраженной способностью накапливать радионук­лиды, фитопланктон в радиоактивно загрязненных водоемах играет заметную роль в процессах ми­грации и самоочищения воды [5].

Цель настоящей работы — оценить состояние фитопланктонного сообщества специального промышленного водоема В-17 по результатам наблюдений 2008-2012 гг.

Материалы и методы

Водоем В-17 представляет собой искусственный водоем, расположенный в естественной впади­не рельефа. Начало сбросов радиоактивных отходов в Старое болото относится к 1949 г. В 1952 и 1954 гг. были построены дамбы, исключающие попадание воды из водоема В-17 в открытую гидро­графическую сеть. Площадь водного зеркала водоема составляет 0,13 км², а объем — 0,36 млн м³ [1-3]. Максимальная глубина достигает 6,5 м, средняя — 2,8 м.

Пробы фитопланктона, воды, донных отложений отбирали на трех станциях, показанных на ри­сунке 1. Две станции — В17/1 (глубина 1,3 м) и В17/3 (глубина 1,4 м) располагались у северного и южного концов плотины, станция В17/4 (глубина 2,6 м) — в западной части водоема, напротив устья существовавшего прежде ручья.

Пробы воды отбирали из подповерхностного горизонта, донные отложения — с помощью ков­шового дночерпателя. Определение содержания радионуклидов в воде, донных отложениях и фито­планктоне проводили в 2009 г. Фитопланктон отбирали и обрабатывали по стандартным гидробиоло­гическим методам [6, 7]. Исследовали летний комплекс фитопланктона. Пробы отбирали в августе 2008 г., в июне, июле и августе 2009 и 2010 гг., в мае и августе 2011 г., в августе 2012 г.

Для количественного анализа фитопланктона пробы консервировали на месте фиксатором, при­готовленным на основе раствора Люголя. В лаборатории пробы концентрировали фильтрационным методом, используя мембранный фильтр МФАС-ОС-2 с диаметром пор 0,45 мкм [6, 7]. Для отбора проб фитопланктона на качественный анализ использовали сачок для фитопланктона из мельничного газа № 160. Отбор проводили в поверхностном горизонте. При определении общего числа видов для каждой станции учитывались виды, определенные в количественной и качественной пробах.

Просмотр проб фитопланктона производился при помощью микроскопа Nikon Eclipse 50i при 400-кратном увеличении, с идентификацией видов в камере Горяева с использованием соответствую­щих определителей [8-11]. В качестве счетной единицы при определении численности принята клетка.

Биомассу фитопланктона определяли объемно-весовым методом, исходя из оценки численности каждого таксона и объема клеток особей данного таксона, приравнивая удельную массу водорослей к 1 (1 г сырой биомассы приравнивается к 10¹² мкм³) [12]. Объемы клеток, соответствующие геомет­рическим фигурам, приравнивали к шару, цилиндру, двум сопряженным конусам, эллипсоиду, вытя­нутому сфероиду и т.д. [13]. Объемы клеток сложной формы рассчитывали как сумму объемов от­дельных простых фигур.

Пробоподготовку и определение удельной активности в пробах воды, донных отложениях и фи­топланктоне проводили согласно методическим рекомендациям по санитарному контролю за содер­жанием радиоактивных веществ в объектах внешней среды [14]. Удельную активность радионукли­дов в воде и донных отложениях определяли для каждой станции отбора проб, затем рассчитывали среднее значение по акватории водоема.

Концентрацию ¹³⁷Cs, ⁶⁰Co, ²⁴¹Am в пробах определяли гамма-спектрометрическим методом на установке с полупроводниковым детектором ДГДК-80В-3 и компьютеризированным анализатором типа LP-4900B фирмы Nokia. Погрешность измерений не превышала 20 %. Концентрацию ⁹⁰Sr в про­бах определяли посредством радиохимического выделения ⁹⁰Y, с последующим измерением его ак­тивности на малофоновой Р-метрической установке типа УМФ-1500 и УМФ-2000 и пламенно-фотометрическим контролем выхода носителя стронция. Погрешность измерения ⁹⁰Sr составляла 10 %. Определение изотопов плутония проводили альфа-спектрометрическим методом после концен­трирования и очистки на анионообменной смоле и электролитического выделения на стальные ми­шени. В качестве индикаторной метки использовали ²³⁶Pu. Измерение трития в водных пробах прово­дилось на альфа-, бета-радиометрической установке Quantulus-1220 жидкостно-сцинтилляционным методом после очистки перегонкой. Изотопы урана в воде определяли альфа-спектрометрическим методом после экстракции ТБФ и электролитическим осаждением на стальные мишени.

С помощью программного комплекса ERICA Assessment Tool 1.0 рассчитывали мощность по­глощенной дозы для фитопланктона, обусловленную внутренним и внешним облучением. В расчетах использовали фактические уровни загрязнения воды и донных отложений радионуклидами, а также фактические концентрации ¹³⁷Cs и ⁹⁰Sr в фитопланктоне. Для определения мощности поглощенной дозы для альфа-излучающих радионуклидов использовали коэффициенты накопления из библиотеки ERICA. При расчете мощностей доз использовали следующие коэффициенты качества: для альфа-излучения — 10, для бета- и гамма-излучения — 1, для низкоэнергетического бета-излучения — 3. Доля сухого вещества в донных отложениях по результатам собственных определений принималась равной 44,1 % (среднее значение). Геометрия и параметры биологического объекта (фитопланктон) соответствовали стандартным данным библиотеки ERICA.

Результаты

Содержание радионуклидов в воде, донных отложениях, фитопланктоне

В таблице 1 приведены средние значения удельной активности радионуклидов в воде и донных отложениях водоема В-17.

Содержание радионуклидов в воде исследуемых водоемов, Бк/л (по данным на 2010 г.)

Радиоактивное загрязнение воды определяется главным образом 90Sr (1,4х105 Бк/л), 137Cs (3,7х104 Бк/л) и высоким содержанием трития. Присутствуют также альфа-излучающие радио­нуклиды. Активность этих радионуклидов в донных отложениях была выше, чем в воде, и составила для 137Cs 5,6х107 Бк/кг сухой массы, для 90Sr 2,0х107 Бк/кг сухой массы. Содержание альфа-излучающих радионуклидов (241Am, 238Pu, 239, 240Pu) в донных отложениях также было значительно выше, чем в воде (от 5,1х105 для 238Pu до 5,8х106 Бк/кг сухой массы для 241Am). Кроме того, в донных отложениях было выявлено довольно высокое содержание 60Co.

По результатам измерений содержания радионуклидов в фитопланктоне удельная активность 137Cs составила 1,3х105 Бк/кг сырого веса, удельная активность 90Sr — 4,2х105 Бк/кг сырого веса. Ко­эффициенты накопления (отношение активности радионуклида в фитопланктоне к активности в воде) для 137Cs и 90Sr оказались близки — 3,5 и 3 соответственно (табл. 2).

Нужно отметить, что для исследуемого водоема характерно также химическое загрязнение, в во­де регистрируется высокое суммарное содержание солей, концентрация нитратов в воде составляет 2,5 г/л, что в 63 раза больше предельно допустимой концентрации для водоемов, используемых в ры-бохозяйственных целях (40 мг/л), сухой остаток составляет 4 г/л [4].

Мощность поглощенной дозы для фитопланктона

Рассчитанная мощность поглощенной дозы для фитопланктона водоема В-17 составила 1,7 Гр/сут (табл. 3). Фактически эта величина определялась мощностью только внутреннего облучения.

Расчеты, выполненные с использованием программы ERICA, показали, что мощность погло­щенной дозы для фитопланктона определяли альфа-излучающие радионуклиды (1,7 Гр/сут), превы­шая вклад ¹³⁷Cs (4,1х10^-1 мГр/сут) и ⁹⁰Sr (2,2х10⁰ мГр/сут), вместе взятых. Однако для альфа-излу­чателей при расчете дозы использовались коэффициенты накопления из библиотеки программы ERICA Assessment Tool 1.0. Коэффициенты накопления радионуклидов гидробионтами в программе ERICA были определены для водоемов с более низкими уровнями загрязнения, чем водоемы ПО «Маяк». Коэффициенты накопления ¹³⁷Cs и ⁹⁰Sr для фитопланктона, полученные в наших иссле­дованиях, оказались ниже значений коэффициентов, предлагаемых программой ERICA. Можно предположить, что мощность поглощенной дозы от альфа-излучающих радионуклидов в данных рас­четах несколько завышена. Для прояснения этого вопроса необходимо измерить содержание альфа-излучающих радионуклидов в пробах фитопланктона водоема В-17.

Фитопланктон водоема В-17

На протяжении периода наблюдений в фитопланктоне водоема В-17 регистрировалось от 11 до 38 единовременно вегетирующих видов Среднее число видов, встречаемое в одной пробе, редко пре­вышало 20 (табл. 4). Такие значения существенно ниже числа видов, регистрируемых в пробах дру­гих промышленных водоемов ПО «Маяк», с меньшими уровнями антропогенного загрязнения, а так­же озер Южного Урала, не подверженных радиационному воздействию [15]. 

Число видов фитопланктона

Наибольшим видовым разнообразием, как правило, отличались зеленые водоросли. Наблюдения 2009-2010 гг. показали, что видовое разнообразие фитопланктона в водоеме возрастает в августе, что характерно и для других водоемов той же географической области (период «гидробиологического лета», когда в водоемах максимально активны продукционные процессы).

В таблице 5 приведены показатели количественного развития фитопланктона водоема В-17 — численность, биомасса, а также относительный вклад в эти показатели цианобактерий.

В разные периоды наблюдения численность фитопланктона колебалась в очень широких преде­лах — от 780 тыс. кл./л в августе 2008 г. до 2 млрд кл./л в июле 2009 и мае 2011 гг. Биомасса фито­планктона при этом изменялась от 0,06 до 40 мг/л. Численность и биомасса фитопланктона — очень динамичные показатели, которые существенно колеблются в течение вегетационного периода, но из­менения в таких широких пределах, происходящие в столь короткие сроки, а также достижение чис­ленности клеток водорослей значений в несколько миллиардов не наблюдались нами в других иссле­дованных водоемах Южного Урала [15]. Год от года динамика численности и биомассы фитопланк­тона в течение лета носила разнонаправленный характер, что может быть связано с климатическими условиями.

В структуре альгоценоза по численности всегда преобладали цианобактерии, составляя от 64 до 99 % от общей численности фитопланктона. Достаточно часто на цианобактерии приходилось также более 90 % (за исключением августа 2008 г., июля-августа 2009 г., августа 2010 г.) от общей биомас­сы фитопланктона.

В 2008 г. наибольший вклад в численность фитопланктона вносили цианобактерии Aphanocapsa holsatica (Lemm.) Cronb. et Kom. и Geitlerinema amphibium Ag. ex Gom. (в сумме 64 % от общей чис­ленности), при этом 25 % от всего числа клеток приходилось на зеленые водоросли Chlorella vulgaris Beijer.

Начиная с 2009 г. в составе альгоценоза безусловно доминировали цианобактерии Geitlerinema amphibium (синоним Oscillatoria amphibia). Это эвритопный, широко распространенный, космопо-литный, планктонно-перифитонный вид [11]. Как правило, на фоне снижения численности Geitleri-nema amphibium происходило повышение видового разнообразия и численности других водорослей.

В 2009 г. количество клеток этого вида в разное время составляло от 98 до 99 % от общей чис­ленности, от 71 до 95 % от общей биомассы.

В начале и конце июня 2010 г. Geitlerinema amphibium формировала более 99 % численности и более 93 % биомассы фитопланктона. В августе 2010 г. в фитопланктоне водоема В-17 произошла перестройка: снизились численность и биомасса водорослей, а также относительный вклад в эти по­казатели цианобактерий. Сформировалась полидоминантная структура с кодоминированием циано-бактерий Geitlerinema amphibium и зеленых водорослей Chlorella vulgaris.

В мае 2011 г. Geitlerinema amphibium составляла 70 % от всей численности фитопланктона и 90 % от биомассы, в августе — в среднем 84 % от численности и 85 % от биомассы. На втором месте по количеству снова были зеленые водоросли Chlorella vulgaris. Количественные показатели фито­планктона в мае были очень высокими (2 млрд кл./л, 40 мг/л), в августе же снизились в десятки раз (53 млн кл./л, 1,3 мг/л).

В августе 2012 г. на долю Geitlerinema amphibium приходилось 98 % численности и 98 % био­массы всего фитопланктонного сообщества.

Среди других видов, встречавшихся в водоеме регулярно, можно отметить зеленые водоросли Scenedesmus quadricauda (Turp.) Brebisson, Monoraphidium minutum (Nag.) Kom.-Legn., диатомовые Chaetoceros Muelleri Lemm, Navicula longirostris Hust. Их вклад в формирование летнего комплекса фитопланктона можно считать несущественным, однако они встречались почти во всех пробах, ото­бранных на водоеме В-17 в течение 2008-2012 гг. Другие виды были отмечены единично.

Почти все зарегистрированные в водоеме В-17 микроводоросли по своим экологическим харак­теристикам являются эвритермными, галофильными, алкалифильными, эврисапробными либо ин­дифферентными к перечисленным факторам космополитными видами, обитающими как в стоячих, так и текучих водах [16].

Обсуждение

За время наблюдений для фитопланктона водоема В-17 были отмечены следующие характерные особенности. Численность и биомасса фитопланктона в летний период достигала очень высоких зна­чений. Доминирующий здесь вид цианобактерий имеет небольшие размеры клеток, и при биомассе 20-40 мг/л общая численность фитопланктона составляла от нескольких сотен миллионов до милли­ардов клеток на литр. Хотя были отмечены также и периоды спада массового развития водорослей (минимальные значения — в августе 2008 г.), уровень загрязнения, свойственный для водоема В-17, по всей видимости, не препятствует высокой продукции вегетирующих здесь видов.

Однако более чувствительными к действию загрязнения оказались показатели видового богатст­ва — отмечено низкое число видов планктонных водорослей, структура альгоценоза практически од­нородна: обычны ситуации, когда на один вид приходится 99 % от общей численности всего фито­планктона. Доминируют в альгоценозе цианобактерии Geitlerinema amphibium, очень редко на пози­цию кодоминанта выходили зеленые водоросли Chlorella vulgaris.

Указанные особенности фитопланктона водоема В-17 могут быть проявлениями экологического регресса экосистемы. В благоприятных условиях число видов велико, но каждый из них представлен небольшим количеством особей. В сообществах экстремальных местообитаний нарушаются биоце-нотические связи из-за выпадения отдельных чувствительных видов, снижается видовое разнообра­зие, что приводит к ослаблению межвидовой конкуренции, потере устойчивости сообщества (широ­кие колебания биомассы) и упрощению структуры сообщества (доминирующее развитие одного вы­сокотолерантного, но узкоспециализированного вида) [17].

Причиной такой деградации могут быть как радиационный, так и химический факторы.

Рассчитанная для фитопланктона В-17 мощность поглощенной дозы 1,7 Гр/сут (0,07 Гр/час) представляется заметной величиной. Значения ЛД₅₀ для фитопланктона находятся в пределах от не­скольких десятков до нескольких сотен Гр острого облучения [18]. В литературе приводятся экспе­риментально определенные дозы ЛД50 для водорослей в пределах от 45 до 120 Гр [19]. Для сообщест­ва почвенных водорослей в природных условиях было определено, что при мощности дозы более 0,4 Гр/час количественные показатели сообщества снижались, при 0,9 Гр/час это снижение достигало 50 %, при мощности дозы облучения 2,5-3,0 Гр/час сообщество практически исчезало [20]. В другом исследовании рассчитанная с помощью математической модели мощность дозы, при которой в мо­дельном альгоценозе начинали регистрироваться изменения, составила 10,4 мГр/час, а ЛД50 для фи­топланктона, по данным этих же авторов, — 151 Гр [21].

Кроме того, водоем В-17 отличается высоким содержанием нитратов (2,5 г/л), в то время как наиболее благоприятные условия для существования озерного планктона создаются при содержании солей от 0,1 до 1 г/л.

На примере различных соленых водоемов, расположенных по всему миру, было показано, что с увеличением минерализации снижаются видовое разнообразие, численность и биомасса фитопланк­тона, зоопланктона, зообентоса [22-24]. Отмечено, что для таких водоемов характерно преобладание цианобактерий, в высокоминерализованных озерах регистрировали до 10-40 одновременно вегети-рующих видов водорослей [25-28].

В естественных водоемах суши минерализация определяется главным образом хлоридами, суль­фатами и карбонатами. Высокий уровень нитратов может оказывать токсическое действие на фито­планктон водоема В-17.

В обзоре, посвященном эффектам загрязнения неорганическим азотом водных экосистем [29], авторы пришли к выводу, что отрицательного воздействия на гидробионтов не оказывает содержание общего азота в пределах 0,5-1,0 мг/л. В водоеме В-17 эти уровни превышены.

В модельных экспериментах по оценке комбинированного действия острого гамма-облучения и нитратов на рост лабораторной культуры зеленых водорослей Scenedesmus quadricauda нами было показано, что при сочетанном действии нитрат-иона и радиационного фактора с уровнями, характер­ными для водоема В-17, угнетение развития зеленых водорослей, вероятнее всего, определяется воз­действием нитратов [30].

Для цианобактерий в целом, а для порядка Oscillatoriales (род Geitlerinema) в особенности, ха­рактерно развитие в самых экстремальных гидрохимических условиях [31]. Цианобактерии являются также обычными обитателями минерализованных вод [22, 27]. Интересно отметить, что Geitlerinema amphibium в 2009-2012 гг. в состоянии, близком к монокультуре, развивалась и в озере Карачай, пре­восходящем водоем В-17 по уровню радиоактивного загрязнения и сопоставимом с водоемом В-17 по нитратному загрязнению и общей минерализации [32].

В целом состояние экосистемы водоема В-17 по показателям развития фитопланктона может быть охарактеризовано как нестабильное, проявляющее признаки экологического регресса, обуслов­ленного, по-видимому, комбинированным действием радиоактивного и химического факторов. 

Список литературы

1. Стукалов П.М. Промышленный водоем ПО «Маяк» Старое болото. Общая характеристика и история эксплуатации // Вопросы радиационной безопасности. — 2000. — № 1. — С. 50-60.
2. Стукалов П.М. Промышленный водоем ПО «Маяк» Старое болото. Динамика радиоактивного загрязнения водоема в 1949-2002 гг. // Вопросы радиационной безопасности. — 2004. — № 4. — С. 19-34.
3. Стукалов П.М. Радиоактивное загрязнение промышленного водоема ПО «Маяк» Старое болото. Обзор результатов исследовательских работ (1949-2006 годы) Ч. 1 // Библиотека журнала «Вопросы радиационной безопасности». — 2007. —№ 10. — 136 с.
4. Пряхин Е.А., Стукалов П.М., Дерябина Л.В., Гаврилова Е.В., Тряпицына Г.А., Ровный С.И., Аклеев А.В. Некоторые показатели состояния биоты водоема В-17. Пилотные исследования // Вопросы радиационной безопасности. — 2009. — Спец. вып. № 1(8). — С. 87-92.
5. Гусева В.П., Чеботина М.Я., Трапезников А.В. Исследование фито- и зоопланктонных организмов как биоиндикато­ров радиоактивного загрязнения воды в районе размещения предприятий ЯТЦ // Вопросы радиационной безопасности. —— № 4. — С. 70-75.
6. АбакумовВ.А. Руководство по гидробиологическому мониторингу пресноводных экосистем. — СПб., 1992. — 318 с.
7. СадчиковА.П. Методы изучения пресноводного фитопланктона. — М., 2003. — 157 с.
8. Определитель пресноводных водорослей СССР. Т. 1-14. — М.-Л., 1951-1986 гг.
9. Царенко П.М. Краткий определитель хлорококковых водорослей Украинской ССР. — Киев, 1990. — 207 с.
10. Водоросли, вызывающие «цветение» водоемов северо-запада России / Белякова Р.Н., Волошко Л.Н., Гаврилова О.В.и др. — М., 2006. — 367 с.
11. Komarek J., Anagnostidis K. 2nd Part: Oscillatoriales. — Munchen: Elsevier GmbH, 2005. — 760 p.
12. Методические рекомендации по сбору и обработке материалов при гидробиологических исследованиях на пресно­водных водоемах: Фитопланктон и его продукция / Под ред. Г.Г.Винберга. — Л., 1984. — 31 с.
13. Брянцева Ю.В., Лях А.М., Сергеева А.В. Расчет объемов и площадей поверхности одноклеточных водорослей Черно­го моря. — Севастополь, 2005. — 25 с.
14. Методические рекомендации по санитарному контролю за содержанием радиоактивных веществ в объектах внешней среды / Под ред. А.Н.Марея, А.С.Зыковой. — М.: Минздрав СССР, 1980. — 36 с.
15. Духовная Н.И., Осипов Д.И., Тряпицына Г.А., Пряхин Е.А., Стукалов П.М. Влияние радиоактивного и химического загрязнения водоемов ПО «Маяк» на состояние фитопланктонных сообществ // Вопросы радиационной безопасности. — 2011. — № — С. 24-36.
16. Баринова С.С., Медведев, Л.А., Анисимовa О.В. Биоразнообразие водорослей-индикаторов окружающей среды. — Тель Авив: PiliesStudio, — 498 с.
17. Fleeger J.W., Carman K.R., Nisbet R.M. Indirect effects of contaminants in aquatic ecosystems // Sci. Total Environ. — 2003. — 317. P. 207-233.
18. UNSCEAR Report to the General Assembly. Sources and effects of ionizing radiation. — United nations, New York,
19. Polikarpov G.G. Radioecology of Aquatic Organisms (English translation edited by V.Schultz and A.W.Klement). — New York: Reinhold, 1966.
20. Franz E.H., Woodwell G.M. Effects of chronic gamma irradiation on the soil algal community of an oak-pine forest // Radiat. Bot. —— Vol. 13. — P. 323-329.
21. Wilson R.C., Vives i Batlle J., Watts S.J., McDonald P., Jones S.R., Craze A. An approach for the assessment of risk from chronic radiation to populations of phytoplankton and zooplankton // Radiat. Environ. Biophys. — 2010. — Vol. 49. — P. 87-95.
22. Balushkina E.V., Golubkov S.M., Golubkov M.S., Litvinchuk L.F., Shadrin N.V. Effect of abiotic and biotic factors on the structural and functional organization of the saline lake ecosystems in Crimea // Zh. Obshch. Biol. — 2009. — 70, No. 6. — P. 504-514.
23. Alcocer J., Hammer U.T. Saline lake ecosystems of Mexico // Aquatic Ecosystem Health and Management. — 1998. — 1, No. 3-4. — P. 291-315.
24. Medina-Junior P.B., Rietzler A.C. Limnological study of a Pantanal saline lake // Braz. J. Biol. — 2005. — 65, No. 4.651-659.
25. Salm C.R., Saros J.E., Martin C.S., Erickson J.M. Patterns of seasonal phytoplankton distribution in prairie saline lakes of the northern Great Plains (USA) // Saline Systems. — 2009. — 5. — P. 1.
26. Walker K.F. The seasonal phytoplankton cycles of two saline lakes in central Washington // Limnology and Oceanography.
27. — Vol. 20, No. 1. — P. 40-53.
28. Khan T.A. Limnology of four saline lakes in western Victoria, Australia: I-II. Physico-chemical parameters. Biological pa­rameters // Limnologica — Ecology and Management of Inland Waters. — 2003. — Vol. 33. — P. 316-339.
29. Митрофанова Е.Ю. Фитопланктон озер разной минерализации (на примере системы реки Касмалы, Алтайский край) // Вестн. Алтайского гос. аграрного ун-та. — 2 — Т. 68. — С. 67-72.
30. Camargo J.A., Alonso A. Ecological and toxicological effects of inorganic nitrogen pollution in aquatic ecosystems: A global assessment // Environ. Int. — 2006. — 32, No. 6. — P. 831-849.
31. Тряпицына Г.А., Тарасова С.П., Духовная Н.И., Осипов Д.И., Пряхин Е.А. Экспериментальная оценка сочетанного действия нитратов и острого ү-облучения на рост зеленых водорослейScenedesmus quadricauda// Радиационная биология. Радиоэкология. — 2012. — Т. 52, № 3. — С. 298-304.
32. Сопрунова О.Б. Циано-бактериальные ассоциации — перспективные агенты реабилитации техногенных экосистем // Проблемы и перспективы реабилитации техногенных экосистем: Материалы Междунар. конф. — Астрахань, 2005. —С. 33-38.
33. Пряхин Е.А., Тряпицына Г.А., Атаманюк Н.И., Осипов Д.И., Иванов И.А., Попова И.Я., Аклеев А.В. Фито- и зоопланк­тон специального промышленного водоема В-9 (озеро Карачай) // Радиационная биология. Радиоэкология. — 2012. — Т. 52,№ 4. — C. 419-427.