Способ определения радиоактивного загрязнения акваторий

Способ определения радиоактивного загрязнения акваторий

Реферат

Изобретение относится к области экологии и может быть использовано как метод экспресс-оценки на основе биоиндикации наличия или отсутствия радиоактивного загрязнения морской среды в различных акваториях как при разовом обследовании, так и в рамках радиационного мониторинга состояния морских акваторий, в частности в соответствии с экологическими международными программами (ЮНЕСКО, IUBS, DIVERSITAS).

В настоящее время наблюдается значительное усиление антропогенного воздействия на морские экосистемы, принимающее планетарные масштабы, что отмечается в международных программах: ЮНЕСКО, IUBS, DIVERSITAS. Это уже привело к изменениям в морских экосистемах и, как следствие, к снижению биоразнообразия и запасов биоресурсов во всем мире [1]. К числу наиболее значимых по опасности для здоровья человека относится загрязнение морской среды радионуклидами, которые, попадая через зараженных гидробионтов по трофической цепи в организм человека, способны вызывать ряд серьезных заболеваний, в том числе онкологических. Источниками радионуклидов в морской среде являются: захоронения радиоактивных отходов в мировом океане, которые производились всеми ведущими ядерными державами на протяжении многих лет; затонувшие в результате аварий атомные подводные лодки; сливы жидких радиоактивных веществ с судов и подводных лодок и т.д. [2, С.2, 279, 285, 292, 293, 295]. В связи с этим, изучение состояния биоты экосистем, подвергающихся воздействию радиоактивного загрязнения, - одна из важных составляющих проблем экологической безопасности [1]. Контроль экологической радиационной обстановки также необходим для выявления факторов, вредных и опасных для здоровья людей.

Известны физические и химические способы определения радионуклидов в жидких средах [3], [4], предусматривающие отбор проб жидкой среды и их физико-химическую обработку с последующим анализом радиационными методами путем измерения ионизирующего излучения. В частности, известен способ контроля за состоянием загрязнения морских акваторий [4, С.3-6, 7, 19] путем определения содержания радионуклидов в морской среде, включающий отбор исходных проб морской воды (при низких уровнях концентрации радионуклидов - несколько тысяч литров; при уровне содержания радионуклидов в интервале 1-100 Бк/м³ и более - порядка 100 л) с помощью насоса с применением абсорбера и фильтровальной установки; приготовление результирующих проб путем концентрирования исходных проб воды методом упаривания в специальной ванне с электропечью до объема 1,5 л, не доводя до кипения, упаривания в вытяжном шкафу до сухого остатка под лампой и прокаливания в муфельной печи при температуре 400°С; объединение накопленных в течение года результирующих проб с получением суммарной пробы; анализ суммарной пробы на гамма-спектрометрической установке; получение аппаратурного спектра; определение качественного и количественного содержания радионуклидов в исследуемой суммарной пробе с использованием математического аппарата вычислений. В случаях, когда метод упаривания по техническим причинам использовать невозможно (при концентрациях радионуклидов ниже 1 Бк/м³ или при необходимости анализа исходных проб морской воды, содержащей много солей), перед приготовлением результирующих проб дополнительно проводятся модельные эксперименты.

Известный способ-аналог [4] не обеспечивает достигаемого изобретением технического результата ввиду следующего. В связи с тем, что радиоактивное загрязнение морской среды имеет сложный и зачастую неизвестный радионуклидный состав, рассматриваемый способ [4] предусматривает сложную, многоэтапную процедуру анализа с использованием дорогостоящего оборудования, характеризующуюся значительной продолжительностью (не менее года), что полностью исключает возможность проведения экспресс-определения наличия радиоактивного загрязнения. Это, в свою очередь, не позволяет оперативно информировать население, находящееся в зоне экологической опасности, и экологические службы и своевременно принимать предупредительные меры. Способ [4] не позволяет также учитывать природные флуктуации в акватории, которые могут обусловливать колебания уровня радиоактивного загрязнения (вынос радиоактивного материала, осадконакопление поверх источника загрязнения и т.п.), что негативно сказывается на информативности полученных результатов определения. Указанный способ имеет ограничения, поскольку может быть применен только при наличии точных данных по локализации источника загрязнения (в частности, наличии карт захоронения радиоактивных отходов) и при наличии предварительных данных по уровню концентрации радионуклидов. Кроме того, если источник радиоактивного загрязнения находится на большой глубине, дополнительно потребуется специальное оборудование для отбора воды с глубины (устройство «РОЗЕТТА»), что еще более усложняет процедуру определения.

Традиционные физические и химические методы определения радиоактивного загрязнения акваторий, регистрирующие физико-химическую составляющую водных биогеоценозов, часто оказываются неэффективными, особенно при необходимости выявления критического состояния биоресурсов, оценки трендов к возобновлению, прогнозирования воспроизводства. Это вызвано тем, что указанные методы не дают информации о состоянии водной (в частности, морской) биоты, являющейся (наряду с физико-химической составляющей) неотъемлемой частью водных (в частности, морских) экосистем, специфически реагирующей на комплекс компонентов радиоактивного загрязнения, приводящего к нарушениям на организменном, популяционном и системном уровнях, что обусловливает патологические изменения экосистемных связей и утрату биоразнообразия, следствием чего является снижение (вплоть до полной утраты) продуктивности водной акватории в целом. В этих случаях эффективным является использование биоиндикации, позволяющей судить о состоянии биоты (как дифференцированно /по изменению на указанных уровнях биоценоза/, так и интегрированно) и, как следствие, кумулятивно о состоянии всей экосистемы в целом. В качестве объектов-биоиндикаторов используют одноклеточные и/или многоклеточные организмы (преимущественно, беспозвоночных), обитающие в конкретной (исследуемой) акватории, обладающие способностью специфически реагировать на антропогенное воздействие и сохранять жизнеспособность после него. Биоиндикация может применяться как для разового определения наличия или отсутствия антропогенного загрязнения исследуемой водной среды, так и в рамках экологического мониторинга. Объектами экологического мониторинга могут быть как отдельные организмы, так и группы организмов. В настоящее время существует мнение [5], что для морских экосистем приоритетным объектом мониторинга является бентос (донные сообщества).

Известны способы определения антропогенного загрязнения водной среды в различных акваториях с использованием гидробионтов-биоиндикаторов. Так, известен способ биологического мониторинга водной среды на основе регистрации положения створок раковин двустворчатых раковинных моллюсков (мидий) [6]. Способ включает закрепление на створках раковины моллюсков датчика положения створок, размещение моллюсков с датчиками в контролируемой воде, формирование и пропускание оптического излучения по оптическим волокнам линии передачи, один из участков каждого из которых выполнен в виде петли и установлен на закрепленном на одной створке раковины основании датчика с упором одной стороной петли в дно паза, выполненного в основании датчика, с возможностью механического взаимодействия другой стороны петли с элементом воздействия на чувствительный элемент, установленным на другой створке раковины, и с возможностью деформации формы петли в ее плоскости в результате механического взаимодействия петли с элементом воздействия на чувствительный элемент и дном паза основания датчика. Далее способ предусматривает преобразование оптического излучения, прошедшего по оптическим волокнам, в электрические сигналы, преобразование их в цифровые коды, ввод цифровых кодов в компьютер, сравнение цифровых кодов с пороговым значением, соответствующим значению электрического сигнала при закрытых створках раковины, определение количества моллюсков, закрывших створки раковин, по количеству цифровых кодов, не превысивших пороговое значение, и принятие решения о загрязнении контролируемой воды при превышении количеством моллюсков, закрывших створки раковин, порогового значения.

Известный способ-аналог [6] не позволяет получить технический результат заявленного решения по следующим причинам. Используемые в рассматриваемом способе-аналоге бентосные многоклеточные беспозвоночные - двустворчатые раковинные моллюски (мидии), обитающие как в пресноводных водоемах, так и в морской среде, способны неспецифически реагировать на присутствие в среде их обитания в определенных концентрациях различных загрязняющих веществ, в том числе токсических, изменением физиологической активности и поведенческих реакций, что обусловливает возможность применения данных гидробионтов в экологическом мониторинге в качестве биоиндикаторов для дискретной оценки состояния (чистоты) водной среды (путем регистрации изменений /реакций/ в данный момент времени). Известно, что при наличии радиоактивного излучения моллюски, как и другие представители морской биоты, способны накапливать в тканях и органах радионуклиды [2, С.295]. Авторами изобретения не выявлено сведений о способности моллюсков реагировать на радиоактивное излучение как в плане аномальных физиологических реакций, так и выраженных внешних морфологических отклонений. Это полностью исключает возможность их использования для визуальной биоиндикации радиоактивного загрязнения водной среды. К причинам, препятствующим применению рассматриваемого способа-аналога для контроля радиационной обстановки, относятся также ограниченные хорологические характеристики (придонная локализация моллюсков в среде их обитания), недоступность указанных гидробионтов в зимний период (наличие ледяного покрова на значительных пространствах акватории обитания).

Известен способ биологического мониторинга акваторий (преимущественно, в зонах смешения морских и пресных вод) на основе многоуровневой биоиндикации [5]. В указанном способе-аналоге в качестве гидробионтов-биоиндикаторов общего антропогенного загрязнения водной среды в зависимости от вида проводимого мониторинга используются следующие организмы: двустворчатые моллюски (оперативный мониторинг); моллюски, ракообразные, иглокожие (краткосрочный мониторинг); губки, гидроиды, полихеты, некоторые иглокожие и др. /индикаторы чистоты/; все гидроиды и губки, некоторые иглокожие, некоторые ракообразные и моллюски и др. /индикаторы солености/ (многолетний мониторинг). Способ-аналог [5] предусматривает отбор проб водных животных, установление их численности, биомассы, видового разнообразия, границ распределения и регистрацию функциональных параметров организма, а также основных гидрологических и гидрохимических показателей, определение на их основе пространственных и временных трендов изменения индикаторных биологических параметров в градиенте экологических факторов. Биомониторинг осуществляется непрерывно посредством многоуровневой биоиндикации, с использование нескольких уровней организации биологических систем и измерением индикаторных параметров с различной дискретностью. При этом результаты оперативной биоиндикации по физиологическим и поведенческим реакциям организма в природных условиях характеризуют изменения состояния среды в интервале от 1 часа до 6 месяцев, краткосрочной биоиндикации - по параметрам популяций отдельных видов - характеризуют диапазон от 0,5 года до 3 лет, многолетней биоиндикации на уровне сообществ оценивают изменения с интервалом 3 и более лет, оценка изменений среды осуществляется путем сравнения с фоновыми и референтными трендами индикаторных параметров. Причем обнаружение достоверных различий индикаторных параметров более чем на 30% относительно референтных трендов свидетельствует об устойчивом изменении состояния среды.

Способ-аналог [5] также не обеспечивает технического результата заявленного способа. Применение в рассматриваемом способе-аналоге для биоиндикации наряду с характеристиками физиологических и поведенческих реакций отдельных организмов или их групп еще и индикаторных параметров сообществ (популяций) бентосных литоральных гидробионтов во времени позволяет производить не только дискретную оценку качества водной среды, но и отслеживать изменения биоценозов и экосистемы в целом в динамике с возможностью определения перехода изменений среды в устойчивое состояние. Однако предусмотренная известным способом [5] регистрация кумулятивного эффекта от воздействия антропогенных факторов (в частности, загрязняющих веществ) и естественных флуктуаций природной среды, а также отсутствие среди бентосных животных видов, способных реагировать избирательно на радиоактивное загрязнение морфологически или изменением поведенческих реакций, исключает возможность выявления радиоактивного загрязнения акваторий (как в рамках оперативного, так и краткосрочного и многолетнего мониторинга). Кроме того, рассматриваемый метод отличается большой трудоемкостью, поскольку заключение о состоянии водной среды дается по совокупности длительных наблюдений за биоценозами с постоянным непрерывным наблюдением за комплексом признаков как самих популяций гидробионтов и их отдельных представителей, так и меняющихся условий среды их обитания, что требует больших затрат времени и применения многочисленных морфологических, гидрологических и гидрохимических методов, а также расчетов с применением специальных интегральных индексов. Способ разработан для зон смешения морских и пресных вод и предусматривает использование организмов-биоиндикаторов с узким хорологическим диапазоном, что существенно ограничивает область его применения.

Наиболее близким к заявленному решению по совокупности существенных признаков является способ определения радиоактивного загрязнения акваторий (внутренних водоемов) по биоиндикации, осуществляемый в рамках радиационного мониторинга экосистем [7]. Согласно способу, принятому за прототип, в качестве гидробионтов-биоиндикаторов радиоактивного загрязнения водной среды используют планктон и водные растения, причем отбор и приготовление проб гидробионтов проводится в соответствии с индикаторными свойствами гидробионтов. Отбирают пробы гидробионтов, содержащих U-238, Ra-226, Th-232, Fe-59, Co-60, Sr-90, Y-91, Cs-137, Ce-144 /далее - «исходная проба прототипа»/, в следующих точках: на входе в водоем, на выходе из водоема, в контрольном водоеме, находящемся вне радиуса действия источника загрязнения, 3 раза в год - в мае, июле, октябре. Массу анализируемых исходных проб прототипа задают в пределах от 500 г до 1 кг, для отбора одной исходной пробы затрачивают от 1 ч, а для приготовления - до 2 ч. При этом при подготовке к отбору и приготовлению исходных проб прототипа учитывают доступность гидробионта для отбора представительных проб, причем отбор проб планктона осуществляют многократной буксировкой сетки, а растений - граблями или сачком, отобранные пробы растений перед упаковкой прополаскивают, очищают от ила и подсушивают фильтровальной бумагой. Приготовление проб для радиометрического анализа /далее - «результирующие пробы прототипа»/ осуществляют следующим образом. Приготовленные исходные пробы прототипа высушивают в сушильном шкафу при температуре 105°С до абсолютно сухого состояния, пробу водных растений сушат в течение двух суток, а пробу планктона - в течение одних суток. Каждую из высушенных проб взвешивают, перекладывают в фарфоровый тигель и озоляют в муфельной печи при температуре 400°С. После озоления тигель с пробой охлаждают в эксикаторе и взвешивают; зольный остаток наносят на алюминиевую мишень в количестве 3-8 г; составляют сопроводительную, где указывают шифр пробы, дату отбора, абсолютную сухую массу пробы, массу золы, массу навески, перечень необходимых анализов, после чего передают результирующую пробу прототипа в радиометрическую лабораторию. Оценивают интегральное накопление радионуклидов и его сезонную динамику в водоемах.

Способ-прототип [7] не позволяет получить технический результат, достигаемый с помощью заявленного решения. Способ основан на измерении радиоактивности в пробах гидробионтов, способных к накоплению радионуклидов и применяемых в качестве биоиндикаторов радиоактивного загрязнения водоемов. Использование в качестве биондикаторов пресноводных организмов (планктона и водных растений) исключает возможность применения этого способа для выявления радиоактивного загрязнения морской среды. Авторами изобретения не выявлено сведений о способности указанных гидробионтов реагировать на радиоактивное излучение в форме визуально выраженных внешних морфологических аномалий и сохранять жизнеспособность после него. Это полностью исключает возможность их использования для визуальной биоиндикации радиоактивного загрязнения водной среды. Кроме того, анализируемый способ [7] предусматривает сложную многоэтапную и длительную процедуру, что обусловлено необходимостью неоднократного отбора больших по массе исходных проб прототипа, предварительной продолжительной обработки каждой из исходных проб прототипа, технически сложного и требующего наличия специального оборудования и приспособлений этапа приготовления результирующих проб прототипа, а также необходимостью проведения последующего радиометрического анализа в специализированных радиометрических лабораториях, в связи с чем способ-прототип не может быть использован для экспресс-анализа радиоактивного загрязнения водоемов. И наконец, рассматриваемый способ практически неприменим в зимний период в связи с недоступностью объектов биоиндикации, обусловленной наличием ледяного покрова.

Задачей изобретения является создание способа определения радиоактивного загрязнения акваторий на основе биоиндикации, обеспечивающего возможность визуальной экспресс-оценки наличия или отсутствия радиоактивного загрязнения морской среды в любое время суток, независимо от сезона, независимо от территориальной и хорологической локализации источника загрязнения и от мощности его радиоактивного излучения, за счет использования в качестве биоиндикаторов повсеместно распространенных морских планктобентических гидробионтов с выраженными хорологическими характеристиками, определенные визуально доступные ткани и органы которых способны специфически индивидуально-однотипно реагировать на радиоактивное воздействие, обладающих способностью сохранения жизнедеятельности при наличии причинно-значимых аномальных изменений.

Поставленная задача решается тем, что в способе определения радиоактивного загрязнения акваторий на основе биоиндикации, включающем отбор в акватории, подлежащей исследованию, исходных проб планктона, содержащего гидробионтов-биоиндикаторов радиоактивного загрязнения акваторий, и их приготовление, приготовление результирующих проб указанных гидробионтов и их анализ с последующей оценкой радиационного состояния исследуемой акватории, согласно изобретению в качестве гидробионтов-биоиндикаторов радиоактивного загрязнения акваторий используют морских планктонных животных, относящихся к типу Щетинкочелюстных /далее - «Щетинкочелюстные»/. Отбирают одну исходную пробу планктона, содержащего щетинкочелюстных, в любой произвольной или направленно заданной точке подлежащей исследованию морской акватории соленостью не ниже 8‰ /далее - «заявленная исходная проба», «ЗИП»/. Приготавливают одну результирующую пробу указанных гидробионтов путем отбора из ЗИП не менее 5 особей щетинкочелюстных /далее - «заявленная результирующая проба», «ЗРП»/. Анализ ЗРП производят путем визуального обследования внешних морфологических признаков /далее - «ВМП»/, характеризующих состояние кожного покрова и плавников, у каждой отдельно взятой особи из числа отобранных. Оценку радиационного состояния исследуемой морской акватории осуществляют путем регистрации наличия или отсутствия в ЗРП особей щетинкочелюстных, имеющих аномальности указанных ВМП, и при наличии в ЗРП хотя бы одной особи, имеющей повреждения кожного покрова и/или нарушение целостности плавников, констатируют наличие радиоактивного загрязнения исследуемой морской акватории. При отборе ЗИП в качестве направленно заданной точки морской акватории, подлежащей исследованию, целесообразно использовать планктонную станцию /далее - «ПС»/. Наиболее эффективно производить отбор ЗИП в акватории, подлежащей исследованию, методом вертикального тотального лова от дна до поверхности или методом горизонтального придонного лова. Эффективным является визуальное обследование ВМП, характеризующих состояние кожного покрова и плавников, анализируемых особей щетинкочелюстных путем наблюдения невооруженным глазом либо с помощью лупы или микроскопа. При этом визуальное обследование указанных ВМП может осуществляться как у живых особей щетинкочелюстных, так и у особей, зафиксированных 4% формалином /далее - «фиксированные щетинкочелюстные»/.

Достижение обеспечиваемого изобретением технического результата обусловлено следующим. Используемые в заявленном способе в качестве биоиндикаторов радиоактивного загрязнения акваторий представители типа Chaetognatha (щетинкочелюстные, хетогната, сагитты, морские стрелки) являются исключительно морскими свободноживущими животными, обитающими при солености не ниже 8‰. Несмотря на относительно малое видовое разнообразие (около 200 видов) эти животные относятся к массовым и характерным представителям планктона, составляя от 30 до 90% от общей биомассы планктона [8; 9, С.3]. Они обладают широким хорологическим диапазоном, обитая повсеместно от прибрежного мелководья до открытых вод, от поверхности до абиссали всех океанов и морей в любых широтах. Представителей типа Щетинкочелюстных можно обнаружить в морской среде в любое время суток и независимо от сезона года. Щетинкочелюстные являются планктобентическими животными, т.к. обладают способностью как свободно перемещаться в водной толще, так и (в определенные периоды жизненного цикла) находиться вблизи дна [9, С.3; 10; 11]. Размеры половозрелых особей составляют от 5 до 120 мм [12]. По наблюдениям авторов изобретения, особи большинства видов имеют размеры от 15 до 45 мм. Щетинкочелюстные, как бесцветные, так и окрашенные виды, обладают прозрачностью [13, 14], что обусловливает возможность визуального наблюдения за состоянием их тканей и органов. Щетинкочелюстные - удлиненные животные, стреловидной формы [15], тело которых условно подразделяют на три отдела: головной, туловищный и хвостовой. Все щетинкочелюстные (за исключением Flaccisagitta) обладают выраженным тургором тела (не обвисают на пинцете). В верхней части головы имеется головной ганглий (мозг), хватательные щетинки и зубчики. На дорсальной стороне головы, позади мозга, размещаются симметрично расположенные парные глаза, а на вентральной стороне головы - ротовое отверстие. Характерной особенностью щетинкочелюстных является наличие плавников. По бокам тела располагаются парные плавники, а на конце - непарный хвостовой плавник. Каждый из плавников состоит из прозрачной плавниковой пластинки и, как правило, снабжен лучами. Большинство видов щетинкочелюстных (Parasagitta elegans, P. arctica, P. liturata, Sagitta kussakini, Leptosagitta collariata, Aidanosagitta crassa, Pterosagitta draco, Serratosagitta pacifica и др.) имеют утолщения кожного покрова, называемые альвеолярной тканью, которая может покрывать определенные участки тела. Некоторые виды, в частности Flaccisagitta hexaptera, F. inflata, не обладают альвеолярной тканью. Мышечная ткань развита во всех трех отделах тела, а в туловищном и хвостовом образует четыре продольных тяжа, примыкающих к кожному покрову [9, С.8-21, 102, 103, 104, 81, 69, 63, 121, 122, 126].

Рядом исследователей установлено, что щетинкочелюстные обладают высокой жизнеспособностью, которая обусловлена их способностью поглощать растворенную в водной среде органику. В частности, имеются сведения, что особи щетинкочелюстных с ампутированной головой продолжали существовать в аквариуме в течение месяца [16, 17].

Для доказательства специфичности выявленных авторами изобретения изменений тканей щетинкочелюстных в ответ на радиоактивное воздействие было проведено сравнительное исследование реакции щетинкочелюстных на различные антропогенные воздействия и естественные флуктуации. С этой целью были поставлены серии экспериментов с применением модельных и натурных принципов. Для модельных контрольных и опытных экспериментов из экологически чистого района акватории Амурского залива была сформирована аликвотная проба планктона (по методике, приведенной в работе [18]), содержащего щетинкочелюстных разных видов (в частности, Parasagitta elegans, P. liturata, Sagitta kussakini, Leptosagitta collariata и др.), обитающих в данной конкретной акватории [/далее - «автохтонные контрольные щетинкочелюстные», «АКЩ»/] по сумме 20 ловов /далее - «аликвотная проба», «АП»/. Из АП отбирали (вручную с помощью пипетки из чашки Коха) по 100 особей АКЩ для каждого из модельных экспериментов, которых помещали в аквариумы, где либо находилась морская вода из экологически чистого района акватории Амурского залива /далее - «экологически чистая морская вода», «ЭЧМВ»/ (контроль), либо моделировались условия различных антропогенных воздействий (опыт). Натурные контрольные эксперименты заключались в отборе из экологически чистого района акватории Амурского залива проб планктона, содержащего щетинкочелюстных (разных видов), обитающих в данной конкретной акватории (АКЩ) с последующим взятием для анализа 100 особей АКЩ. Натурные опытные эксперименты заключались в отборе из акваторий, подвергшихся различным антропогенным воздействиям, проб планктона, содержащего щетинкочелюстных (разных видов), обитающих в каждой из указанных акваторий /далее - «автохтонные опытные щетинкочелюстные», «АОЩ»/, с последующим взятием по 100 особей АОЩ для каждого из натурных экспериментов, служащих для изучения того или иного вида воздействия. Схема исследования в целом включала серии экспериментов (опыт и контроль) со следующими условиями постановки:

I серия (модельный контроль)	- среда исследования: грунт из экологически чистого района акватории Амурского залива, помещенный в аквариум с ЭЧМВ;
объект исследования: 100 особей АКЩ из АП;
II серия (натурный контроль)	- среда исследования: ЭЧМВ, помещенная в аквариум;
объект исследования: 100 особей АКЩ;
III серия (модельный опыт)	- среда исследования: радиоактивный грунт из зоны аварии атомной подводой лодки /далее - «ЗА АПЛ»/ бухты Чажма (радиоактивное излучение грунта, по данным работы [19], составляло 107-103 Бк/кг), помещенный в аквариум с ЭЧМВ;
объект исследования: 100 особей АКЩ из АП;
IV серия (натурный опыт)	- объект и среда исследования: 100 особей АОЩ в морской воде из ЗА АПЛ бухты Чажма (радиоактивное излучение воды, по данным работы [20], составляло: Со-60 - (1,3-66) Бк/м3; Cs-137 - (1,3-5,8) Бк/м3);
V серия (модельный опыт)	- среда исследования: радиоактивный грунт из установленной зоны выноса радиоактивных осадков (поступивших из ЗА АПЛ бухты Чажма) в заливе Стрелок /далее - «радиоактивный грунт зоны выноса»/ (радиоактивное излучение грунта, по данным работ [2, С.279; 21], составляло 200 Бк/кг), помещенный в аквариум с ЭЧМВ;
объект исследования: 100 особей АКЩ из АП;

VI серия (натурный опыт)	- объект и среда исследования: 100 особей АОЩ в морской воде из зоны установленной геофизической активности в бухте Кратерной действующего вулкана Ушишир [22, С.13];
VII серия (модельный опыт)	- объект и среда исследования; вид воздействия: 100 особей АКЩ из АП в ЭЧМВ, помещенные в аквариум и обработанные действием ультразвука по методике, приведенной в работе [23];
VIII, IX, X, XI и XII серии (модельные опыты)	- объект и среда исследования; вид воздействия: 100 особей АКЩ из АП в ЭЧМВ с внесенными солями тяжелых металлов - железа, цинка, никеля, меди и свинца (в концентрации 5 мкг/л каждый), помещенные в аквариум.

В каждой из контрольных серий 50% экземпляров из 100 отобранных особей обследовали живыми, а 50% - после фиксации 4% формалином. Аналогичным образом, в каждой из опытных серий экспериментов (модельных или натурных) 50% из 100 анализируемых особей (подвергнутых воздействию в эксперименте или перенесших воздействие в природных условиях) обследовали живыми, а 50% - после фиксации 4% формалином. У всех особей щетинкочелюстных (как живых, так и зафиксированных 4% формалином) контрольных и опытных серий проводили визуальное обследование с помощью ручной полевой лупы с увеличением 4-6 раз (средние размеры анализируемых особей во всех сериях составляли 15-20 мм) следующих ВМП: целостность тела животного, тургор тела, состояние кожного покрова, состояние плавников, симметрия глаз, состояние мышечной ткани. Проводилось сопоставление результатов обследования особей разных опытных серий друг с другом и с результатами обследования особей контрольных серий. Морфологическое обследование животных контрольных серий (I, II) показало: в норме щетинкочелюстные обладают целостностью тела; тургор тела выражен (не обвисают на пинцете); альвеолярная ткань образует ровный пласт; плавники целостные; глаза расположены симметрично; мышечная ткань, как правило, обладает ригидностью. Результаты наблюдений свидетельствовали также о том, что применяемый фиксатор (4% формалин) не влияет на морфологическую картину. У животных, перенесших природное или моделированное радиационное воздействие (серии III, IV, V), были выявлены повреждения кожного покрова (патологические изменения в пласте альвеолярной ткани) и нарушение целостности плавников. Патологические изменения других МВП у особей серий III-V не обнаружены. При этом в сериях III и IV обе указанные аномальности имели место у 100% обследованных особей (как живых, так и фиксированных), а в серии V - у 100% обследованных особей (живых и фиксированных) присутствовали повреждения кожного покрова, и только у 70% особей (живых и фиксированных) наблюдалось нарушение целостности плавников. Аномальные морфологические изменения, обнаруженные в сериях III-V, не отмечены при других видах воздействий (серии VI-XII) и у контрольных особей (серии I, II), что свидетельствует о специфичности указанных изменений для радиоактивного воздействия.

Для проверки жизнеспособности животных, имеющих аномальные морфологические изменения, обусловленные радиоактивным воздействием, по 50 живых особей каждой из серий III-V после обследования ВМП выдерживали в аквариумах с ЭЧМВ (отдельно особей каждой серии). Контролем служили АКЩ из АП (50 живых особей), помещенные в аквариум с ЭЧМВ. Над опытными и контрольными животными проводилось визуальное наблюдение. Было установлено, что все щетинкочелюстные (как контрольные, так и аномальные животные) в период наблюдения сохраняли жизнеспособность (оставались прозрачными и активными), одинаковый период времени (в течение 3 недель).

Таким образом, авторами изобретения установлено, что радиоактивное загрязнение вызывает специфические изменения внешней морфологии, выражающиеся в повреждениях кожного покрова (патологические изменения в пласте альвеолярной ткани) и нарушении целостности плавников. При этом авторами заявленного решения выявлено, что указанные аномальности ВМП, как правило, встречаются в комплексе. Отсутствие нарушения целостности плавников у особей серии V (30%), по мнению авторов заявленного решения, может быть обусловлено тем, что альвеолярная ткань обладает большей чувствительностью к радиоактивному воздействию, чем плавники. В связи с этим, при более низком уровне радиационного загрязнения (в частности, при уровне радиации, создаваемом радиоактивным грунтом зоны выноса), патологические изменения альвеолярной ткани, по-видимому, будут приоритетно проявляться по отношению к изменениям плавников, вследствие чего возрастет вероятность появления особей щетинкочелюстных, имеющих (на момент проведения анализа) повреждения только кожного покрова. В этом случае маркером радиоактивного загрязнения исследуемой акватории будет служить заявленный морфологический признак, характеризующий состояние кожного покрова. С другой стороны, известно [9], что альвеолярная ткань может быть слабо выражена (в частности, у молоди) или полностью отсутствовать (например, у указанных выше видов), что в ряде случаев значимо затрудняет анализ состояния альвеолярной ткани или полностью исключает возможность его проведения. В описанной ситуации критерием для принятия решения о наличии радиоактивного загрязнения исследуемой акватории будет являться заявленный морфологический признак, характеризующий состояние плавников. В связи с этим, по мнению авторов изобретения, именно заявленная совокупность ВМП является необходимой и достаточной для получения достоверных результатов о радиационном состоянии исследуемой акватории.

Способ осуществляют следующим образом. Производят отбор исходной пробы планктона (с морской средой), содержащего щетинкочелюстных (ЗИП), в морской акватории (соленостью не ниже 8‰), подлежащей исследованию (в частности, в акватории, подвергшейся радиоактивному загрязнению), и ее приготовление. Взятие ЗИП осуществляют однократно в любой произвольной или направленно заданной точке, характеризующей, с точки зрения службы радиационной экологической безопасности, других заинтересованных юридических или физических лиц, радиационную обстановку данной конкретной акватории. В качестве направленно заданной точки может быть использована, например ПС («планктонная станция», принятый в гидробиологии термин, смысловое значение: «точка на карте», «пункт остановки для взятия проб» [11, 24]). При этом отбор ЗИП может производиться как на ПС, входящей (на момент проведения обследования) в регулярную нормативную координатную схему ПС данной конкретной акватории, так и на ПС, планируемой (гидрологическими службами или экологическими комиссиями) для включения в регулярную координатную схему ПС, нормативно утвержденную или вновь составляемую для данной акватории. Отбор ЗИП осуществляют стандартными методами, принятыми для отбора планктона. В зависимости от технического оснащения рабочей группы, проводящей исследование, а также глубины морской акватории в точке, намеченной для анализа, применяют вертикальный тотальный лов от дна до поверхности [25, С.220] или горизонтальный придонный лов [25, С.209; 24; 26]. В качестве основного приспособления для лова (независимо от применяемого метода лова) используют планктонные сети (различных моделей), состоящие из металлического (как правило, латунного) кольца с диаметром входного отверстия не менее 30 см и прикрепленного к кольцу конической формы мешка, выполненного из мельничного сита (№38), с нижней частью которого соединен планктонный стакан, предназначенный для сбора планктона с морской средой. Для отбора пробы планктона могут применяться, например, сеть Джеди (диаметр входного отверстия 37 см), сеть Джом (диаметр входного отверстия 50 см) и т.п. [25, С.141-145]. В случаях, когда источник радиоактивности находится на большой глубине, целесообразно применение сети (любой модели), дополнительно снабженной замыкателем (для исключения попадания планктонных животных с верхних, незараженных горизонтов водных масс) [25, С.164, 175, 178]. Для горизонтального придонного лова используют планктонную сеть (любой модели), прикрепленную к драге или салазкам или направляемую вручную водолазом [24, 26]. Отбор проб у уреза воды исследуемой акватории может производиться с помощью сачка (с мельничным ситом №38) [25, С.147]. После завершения процедуры лова ЗИП из стандартного планктонного стакана объемом, например 0,5 л, или непосредственно из сачка переносят в емкость первичного размещения ЗИП объемом, например 0,5