БИОИнДИКаЦИя ЗагряЗнЕнИй в МИрОвОМ ОКЕанЕ И

восстановления плотности зеленой фитомассы по результатам моделирования // Исследование
Земли из космоса. 2002, № 1. С. 72–80.
Пригожин И., Стенгерс И. Время, хаос, квант: к решению парадокса времени. М.: Прогресс. 1994.
Козодеров В.В., Косолапов В.С., Садовничий В.А. и др. Космическое землеведение: информационно-математические основы / Под ред. В.А. Садовничева. М.: Изд-во. МГУ. 1998.
Козодеров В.В., Садовничий В.А., Ушакова Л.А., Ушаков С.А. Космическое землеведение: диалог природы и общества. Устойчивое развитие / Под ред. В.А. Садовничева. М.: Изд. МГУ. 2000.
Садовничий В.А., Козодеров В.В., Ушакова Л.А., Ушаков С.А. Устойчивость глобального развития и хаотичность региональных явлений в нелинейных динамических процессах // Синергетика. Т. 3. М.: Изд-во. МГУ. 2000. С. 5–39.
Садовничий В.А., Козодеров В.В., Ушакова Л.А., Ушаков С.А. Макро- и микромир классической и квантовой механики: приложение к наукам о Земле // Жизнь Земли: синергетика, экология,
геодинамика, музееведение. Вып. 31. М.: Изд-во. МГУ. 2001. С. 5–22.
Садовничий В.А., Козодеров В.В., Ушакова Л.А., Ушаков С.А. Порядок, хаос, предсказуемость: современные представления // Атлас временных вариаций природных, антропогенных и
социальных процессов. Т. 3. М.: Янус-К. 2002. С. 55–66.
Kozoderov V.V. Natural disasters as observed from space: a functional approach to describe weather
and climate patterns // IRS 2000: Current Problems in Atmospheric Radiation. Proceedings of the INTERNATIONAL RADIATION SYMPOSIUM, St. Petersburg, Russia, 24–29 July 2000. A.DEEPAK
Publishing 2001, Hampton, Virginia, USA. Р. 1267–1270.
Kozoderov V.V. et al. Cosmos–1939 data processing for FIFE–1989 // Journal Geophysical Research.
1992. V. 97. No. D17. P. 18779–18784.
К.С. Кузьминская, А.В. Смуров
БИОИнДИКаЦИя ЗагряЗнЕнИй в МИрОвОМ ОКЕанЕ
И вОЗМОЖнОсть ЕЕ ОтраЖЕнИя
в тЕМатИКЕ МУЗЕя ЗЕМлЕвЕДЕнИя МгУ
Оценка качества среды и экологическое нормирование — главные задачи прикладной экологии, непосредственно связанные с глобальной проблемой развития
человеческой цивилизации и сохранением Природы. Несмотря на то что важность
этих задач ни у кого не вызывает сомнений, нормирование и оценка ведутся часто
с совершенно разных, иногда противоречивых позиций.
Оценка степени экологической опасности осуществляется путем определения
наличия в окружающей среде потенциально вредных веществ или воздействий и
сравнения полученных результатов с законодательно установленными для этих веществ и воздействий предельно допустимыми величинами (ПДК, или ПДВ). Такой
способ контроля имеет ряд существенных недостатков. Аналитические методы, как
правило, трудоемки, не всегда экспрессны, требуют дорогостоящего, оборудования
и реактивов, а также высококвалифицированного обслуживающего персонала. Но
главный недостаток в том, что эти методы не могут гарантировать достоверной
оценки экологической опасности.
Во-первых, нормированы только очень немногие (по оценкам ряда специалистов не более 0,01%) из миллионов потенциально токсичных химических веществ,
соединений, физических, биологических и других вредных воздействий.
Во-вторых, в изменчивых средах (в водной и воздушных средах) контроль качества среды (определение содержания потенциально токсичных веществ) необхо175
димо осуществлять в непрерывном или мониторинговом режиме, разовые точечные
анализы не позволяют достоверно оценить экологическую ситуацию.
Очевидно, что разработка ПДК, ПДВ и других нормативов для всех возможных
экотоксикантов и воздействий, а также непрерывный контроль за их присутствием
в окружающей среде практически неосуществимы.
И, в-третьих, даже если представить гипотетическую ситуацию, что в непрерывном режиме (не считаясь с затратами) получены сведения обо всех потенциально опасных веществах и воздействиях, эти сведения все равно не дадут
необходимой экологической информации (Смуров, 2003).
Ведь важны не сами уровни загрязнений и воздействий, а те биологические эффекты, которые они могут вызвать и о которых не может дать информации даже
самый точный химический или физический анализ. Нормативы ПДК не учитывают
изменения токсичности загрязнителей за счет эффектов синергизма при сочетанном
действии токсикантов. Эти нормативы не отражают также зависимости токсического действия загрязнителей от физических факторов среды, не учитывают процессы естественных трансформаций загрязнителей в окружающей среде или
трансформации в ходе детоксикации среды от конкретных загрязнителей. Такие неизбежно происходящие трансформации увеличивают число не идентифицируемых
аналитическими методами соединений и воздействий, отдельные из которых могут
оказаться значительно более токсичными, чем исходные загрязнители. Здесь еще
раз уместно вспомнить, что все экологические и санитарно-гигиенические нормативы устанавливаются только на основе биологических (в качестве тест-объектов
выступают различные виды организмов) и медицинских (в качестве тест-объекта
выступает человек) методов, а химико-аналитические и физические методы лишь
констатируют наличие и концентрацию тех или иных веществ и воздействий.
Таким образом, объективную информацию об экологической ситуации могут
дать только биологические методы, оценивающие опасность по ключевым, жизненно важным для человека и других организмов показателям.
Здесь надо сказать несколько фраз о “морском зале” музея и месте биологических объектов в экспозиции зала. Оценка качества морской среды с использованием
биообъектов, к сожалению, в экспозициях зала не отражена.
Известно, что еще античные ученые обратили внимание на связь состояния растений с условиями их произрастания (Теофраст, Катон, Плиний Старший). В последующее время число исследований и количество работ по использованию растений
и животных для оценки состояния среды постоянно увеличивалось. Возникло целое
научное направление “биоиндикация” — оценка качества среды с использованием
биологических объектов. Важно отметить, что некоторые методические вопросы
по биоиндикации водной среды были разработаны намного раньше и полнее, чем
для суши.
Биоиндикацию можно проводить на уровне макромолекул, клетки, организма,
популяции, биоценоза и экосистемы.
Различают два основных метода биоиндикации:
– пассивный, когда изучают и анализируют биообъекты, являющиеся естественными компонентами экосистем;
– активный, при котором анализируют ответную реакцию специально подобранных чувствительных к определенным воздействиям (тестовых) биообъектов, помещая их в тестируемые экосистемы или среды, — биотестирование.
И пассивный, и активный методы, в принципе, позволяют выявлять как отдельные, так и комплексные факторы, негативно действующие на экосистемы.
176
В экосистемах, функционирующих в условиях стрессовых, в том числе и антропогенных нагрузок до определенного предела таких нагрузок, благодаря определенным механизмам поддерживается постоянство (гомеостаз) видового состава
и численности особей в биоценозах, а также относительное постоянство средовых
характеристик. Когда нагрузки начинают превышать определенный предел, изменения самой экосистемы могут принять необратимый характер и экосистема начинает разрушаться.
Как отмечает Н.К. Христофорова (1989), растения и животные могут использоваться в качестве биоиндикаторов загрязнения в двух случаях: если они накапливают в своих тканях загрязняющие вещества в количествах, значительно превосходящих их содержание в окружающей среде, или если они отличаются высокой
чувствительностью к воздействию определенных поллютантов.
Оценка состояния экосистем, какими бы методами она ни проводилась, в большей или меньшей степени опирается на особенности отклика растений и животных
на различные виды воздействия.
В Мировом океане среди фототрофных организмов и по численности, и по разнообразию преобладают одноклеточные водоросли, определяющие первичные продукционные процессы. Видовой состав и соотношение численности одноклеточных
водорослей зависят от состояния среды и при загрязнениях влияют на отклик всей
экосистемы. Наиболее ценные в трофическом отношении водоросли, как правило,
характеризуются максимальным уровнем реагирования. Так, диатомеи (планктонные и бентосные), являющиеся основным компонентом корма многих фитофагов,
отличаются высокой чувствительностью ко многим токсичным веществам (нефть,
фенол, пестициды, тяжелые металлы, радионуклиды).
Среди разнообразных многоклеточных водорослей (зеленых, бурых и красных),
которые играют значительную роль в прибрежных морских экосистемах, наиболее
подходящими индикаторами оказались бурые водоросли — макрофиты. Водоросли
составляют основу трофического базиса экосистемы, потребляя для построения органического вещества биогенные соединения азота и фосфора. Интенсивность биогенной нагрузки отражается не только в обилии развивающихся на этой базе
водорослей, но и также на их видовом составе. Именно эти характеристики — изменение численности и видового состава, при изменении трофической базы водорослей — используются в биоиндикационных методах (Баринова, 2000). Эти
методы на основе видового состава сообществ и обилия водорослей дают суммарную оценку результатов всех природных и антропогенных процессов, протекающих
в водоеме.
Если водоросли рода Fucus удобны как организмы-мониторы для мелководной
бореальной зоны, то в более теплых субтропических и тропических морях используются для этой цели Sargassum (в Желтом, Японском морях, вдоль тихоокеанского
побережья России). Саргассовые водоросли дальневосточных морей России являются тем “связующим звеном”, которое позволяет сравнивать химические факторы среды морей бореальной и тропической зон. Целесообразно использовать в
качестве индикатора однолетнюю широкобореальную водоросль Coastaria costata,
распространенную на азиатском и американском побережьях Тихого океана. Помимо Fucus в бореальной зоне можно применять еще Cystoseira crassipes. При биоиндикации ведущую роль играют не только определение содержания того или иного
токсиканта в воде, но и возраст растения, глубина произрастания, сезонные изменения, связанные с метаболизмом и др. Например, с удалением от точки роста в
талломах водорослей содержание металла значительно возрастает. Причем для
177
более старых участков характерны не только максимальные концентрации, но и
меньшая, чем вблизи растущих концов, контрастность. Вертикальное распределение водорослей на содержание в них меди и цинка не сказывается, однако концентрация свинца, железа и марганца всегда выше в растениях из низких горизонтов.
Сезонные изменения заметны для железа и марганца, мало выражены для цинка
и практически отсутствует для меди. Еще в 1974 г. С.А. Патин с соавторами показали связь механизма накопления металлов с фотосинтезом и дыханием водорослей.
Утилизация и накопление металлов талломами водорослей происходят как из раствора, так и из сорбированных частиц взвеси.
Содержание того или иного типа элемента в организме зависит как от формы
существования металла в воде, так и от морфологии слоевища водорослей. По мнению Н.К. Христофоровой (1989) среди организмов–индикаторов водоросли–макрофиты выделяются наиболее адекватной реакцией на состояние среды как в
фоновых, так и в импактных условиях, что связанно с их непосредственным обменом со средой и особенностями структурной организации. Импактные условия существования создаются не только антропогенными источниками загрязнения, но и
природными, например в районах действующих вулканов. В этих районах по
сравнению с фоновыми на два порядка возрастает содержание Fe, Mn, Zn и Pb.
Цинк — один из индикаторных элементов освоенности побережья человеком —
позволяет заключить, что у открытых морских берегов (в фукусах Атлантики и Пацифики) с низким антропогенным прессом фоновые концентрации этого металла
лежат в пределах 20–40 мгк/г сухой массы. Для полузамкнутых морей с более высоким антропогенным влиянием фоновый уровень цинка поднимается до 50–70 мгк/г.
В импактных условиях, в локальных районах побережий, под влиянием медно-цинковых и свинцово-цинковых производств концентрация элемента достигает 1000–
2500 мкг/г. В зонах, находящихся между фоновыми и импактными условиями,
содержание цинка составляет несколько микрограмм на грамм.
Выявлена специализация различных видов водорослей в концентрировании
определенных металлов, которая связана как с физико-химическим состоянием элементов в воде, так и с биосорбционными свойствами макрофитов. Цистозира и саргассы, обладающие разветвленными и расчлененными талломами, в отличие от
фукусов аккумулируют больше железа и свинца.
Изучение физиолого-биохимических изменений в бурых водорослях, обитающих в условиях хронического действия повышенных концентраций металлов показало, что реакция водорослей на загрязнение среды носит двухфазовый характер.
В первой фазе (весной) происходит усиление функционально-приспособительных
реакций, для второй (летом) — типично угнетение метаболических процессов.
Помимо растений для биоиндикации используются и представители беспозвоночных. Ими могут быть многолетние виды, которые широко распространены,
ведут прикрепленный или малоподвижный образ жизни, легко добываются и откликаются на перемены в химизме среды изменением состава своих тканей, т.е.
виды, обладающие способностью накапливать контролируемые загрязнения, сохраняя при относительно высоких концентрациях их в воде жизнедеятельность и
генетическую стабильность. Они должны быть устойчивы к смене солености, характеризоваться высокой концентрирующей способностью и корреляцией между
содержанием металлов в воде и в них самих (это в случае биоиндикации тяжелыми
металлами). Наиболее существенны два показателя функционального состояния
организмов — воспроизводство и активность ферментных систем, ответственных
за внешние процессы жизнедеятельности, поскольку с помощью именно этих кри178
териев можно оценить итоги загрязняющих веществ. К организмам, которые откликаются на перемены в химизме среды, относятся, например, симбиотрофные
бескишечные беспозвоночные морских глубин — вестиментиферы. Они являются
индикаторами сероводородных высачиваний, а симбиотрофные крупные черви стиеблонематины свидетельствуют о чередовании кислородных и бескислородных зон
в морском грунте. Склерактинии (кораллы) — хорошие интегральные индикаторы
качества морской среды.
Чаще других в качестве биоиндикаторов среди беспозвоночных используются
моллюски. С 1975 г. начались исследования по международной программе “Mussel
Watch”, разработанной американскими учеными, рекомендовавшими использование
для оценки загрязнений морских вод наиболее массово распространенных моллюсков мелководья — мидий и устриц. Эти моллюски концентрируют трансурановые
элементы, галогенизированные углеводороды (ПХВ и ДДТ), нефтяные углеводороды
и тяжелые металлы.
В России использование моллюсков для целей мониторинга загрязнения морей
тяжелыми металлами интенсивно проводилось в конце 70-х гг. (Бурдин, Савельев,
1978, 1979; Некрасов, 1979; Христофорова и др., 1979 — цит. по: Христофорова,
1989). Однако изучение содержания различных элементов в моллюсках и других
животных велось отдельными учеными и ранее.
Первые целенаправленные исследования минерального состава морских организмов были начаты по инициативе В.И. Вернадского, считавшего, что гидробионты, извлекая из воды необходимые элементы и концентрируя их в своих тканях
и органах, в сотни и тысячи раз больше по сравнению с содержанием этих элементов
в воде, принимают активное участие в биогенной миграции химических элементов
в море (Вернадский, 1960, 1980). Первые обобщения данных по химическому элементарному составу гидробионтов сделал ученик В.И. Вернадского — А.П. Виноградов (1937, 1944). Он доказал, что изменения химического состава морских организмов зависят от уровня их эволюционного развития и свойств среды. В
дальнейшем интерес к этой проблеме расширялся и конкретизировался. Изучения
в качестве моллюсков-биоиндикаторов мидий, устриц и коллизелл в водах Тихого
океана и на побережье Северной Атлантики позволяет следить за химическим состоянием прибрежных вод всего северного сектора Тихого и Атлантического океанов. Среди мидий-биоидикаторов выделяют мидию съедобную Mutilus edulus, которая распространена в бореальных водах Тихого океана и на побережье Северной
Атлантики. Мидиевый контроль вод дальневосточных морей в восьмидесятые годы
показал, что фоновые уровни тяжелых металлов в тканях моллюсков составляют
для цинка 80–120, для меди — 5,6–8,8, для кадмия — 1,2–2,5 мкг/г сухой массы и
соответствуют содержанию этих элементов в мидиях побережий Англии, Европы
и США из районов с умеренной антропогенной нагрузкой. Для более тепловодных
районов азиатского побережья Тихого океана индикаторный вид — гигантская
устрица Crasostrea gigas. Для мелководья Атлантики — блюдечки рода Patella. В
более холодных водах Атлантики и Тихого океана используют близкие к Patella
моллюски Collisella. Для тропической Индо-Пацифики иногда индикаторные
виды — двустворчатые моллюски Tridacna crocea и Tridacna squamosa. Значение
тридакн в тепловодных районах морей и океанов очень велико, поскольку короткий
период вегетации водорослей, большое разнообразие видов, пестрота и мозаичность
распространения брюхоногих моллюсков сужает выбор устойчивых организмовиндикаторов, особенно для больших регионов. Отличительная особенность биологии тридакн — симбиоз с микроскопическими водорослями (динофлагеллятами)
179
и гермафродизм, по-видимому, вносят существенные изменения в картину динамики
концентрации металлов в теле моллюска. На концентрацию тяжелых металлов в
тридакнах оказывает влияние и их возраст (Христофорова и др., 2002).
Разные виды моллюсков имеют различные приспособления к существованию
в условиях загрязненной среды. Коллизеллы, обитающие в условиях цинкового загрязнения, связывают этот элемент белками металлотионеинового типа. У устриц
другой способ связывания цинка. В цитоплазматической фракции белков пищеварительной железы устриц основное количество металла удерживается низкомолекулярными белками и пептидами. Исландский гребешок Chlamys islandicus,
обитающий в Баренцевом море и у берегов Западного Шпицбергена на глубинах
от 10 до 500 м, концентрирует тяжелые металлы в различных органах по-разному.
Самые высокие концентрации обнаружены в пищеварительной железе, за исключением цинка и марганца, концентрации которых выше всего в жабрах. Наименьшие концентрации характерны для никеля и хрома. Медь та же, как железо, цинк и
марганец, входит в состав ферментов, гормонов и витаминов и активно влияет на
рост, развитие, воспроизводство и обменные процессы. Таким образом, зная особенности распределения тяжелых металлов в различных частях тела моллюска и
влияние каждого элемента на состояния организма, можно правильно оценивать
роль того или иного загрязнителя при проведении биоиндикации.
В роли биоиндикаторов моллюски применяются также при исследовании распространения углеводородов нефти (Миронов, Щекатурина, 1984; Бернс, Смит,
1981; Бруммен, Ченинг, 1985 — цит. по: Матишов и др., 2003). Результаты исследований исландского гребешка в Баренцевом море показали, что углеводороды и
тяжелые металлы накапливаются главным образом в пищеварительной железе и
жабрах, а самые низкие концентрации были обнаружены в мускуле и в мантии.
Таким образом, накопление УВ во всех тканях исландского гребешка идет по возрастающей: мускул — мантия — жабры — гонады — пищеварительная железа. В
1981 г. К. Бернс и И. Смит выяснили, что мидии из чистой воды содержат УВ в 12,7
раза меньше, чем из загрязненной, а исследования О.Г. Миронова и Т.Л. Щекатуриной (1984) показали в аналогичной ситуации уменьшения УВ в чистой воде всего
в 7 раз.
В качестве биоиндикаторов могут использоваться и морские ежи. Они по
сравнению с другими гидробионтами обладают более высокой чувствительностью
к токсическому воздействию, в частности тяжелых металлов, (медь и цинк). Использование морских ежей как чувствительных тест-организмов показало, что способность взрослых животных к выживанию в условиях загрязнения среды
неравнозначно их способности давать полноценное потомство. Существует три
способа применения морских ежей как биотестов загрязнения вод:
1) наблюдение за развитием зародышей, полученных от здоровых родителей в
тестируемой воде (эмбриогенез);
2) наблюдение за качеством продуцируемых взрослыми животными гамет по
развитию получаемых от них эмбрионов (гаметогенез);
3) гистологическая диагностика гонад взрослых морских ежей из различных
районов на любом этапе гаметогенеза (гаметогенез, оценки здоровья популяции).
Ежи как индикаторы загрязнений широко используются в Японии, Англии, Италии, Норвегии, Южной Америке и США. В России токсикологические исследования по действию загрязняющих веществ морской среды (нефтепродукты,
диспергенты, тяжелые металлы) на состояние морских ежей проводились в 1978,
1980, 1982 гг.
180
Прежде чем перейти к описанию представителей рыб, млекопитающих и птиц
в роли биоиндикаторов загрязнения остановимся на своеобразном сообществе —
нейстоне, связанном с поверхностной пленкой воды. Нейстон играет большую роль
в жизни моря. С ним связано эмбриональное и постэмбриональное развитие планктонных, нектонных и бентосных организмов. Это питомник для молоди многих
морских рыб и беспозвоночных (личинки, яйца, мальки). Нейстон имеет большое
значение как индикатор воздействия человечества на окружающую среду. Радионуклиды, нефть, пестициды и т.д. концентрируются у поверхности океана.
Влияние загрязняющих веществ проявляется на уровне особей и популяций.
Токсиканты могут приводить к изменениям химического состава, размеров клетки,
осмотической регуляции, роста, размножения, возникновению и образованию мутаций, канцерогенеза, патологических форм, нарушению дыхания и ориентации
гидробионтов в пространстве.
Среди индикаторных организмов больший интерес представляют морские микроорганизмы, поскольку биохимическая организация микробной клетки снабдила
ее такой энзиматической активностью, благодаря которой микроорганизмы сравнительно быстро адаптируются к появлению новых экологических факторов природного или антропогенного характера. На основе анализа численности и соотношения
общей концентрации микрофлоры и количестве индикаторных групп бактерий разработана шкала микробиологических показателей воды (Израэль, Цыбань, 1981).
Рыбы — чувствительный биоиндикатор загрязнения воды. Однако для получения объективных данных необходимо комплексное изучение состояния как популяции рыб, так и отдельных организмов, включая более низкие уровни организации — тканевые, субклеточные (Кашулин, 1999). Хорошим индикатором для
определения загрязнения морей полихлорированными бифенилами (ПХБ) и хлорорганическими пестицидами (ХОП) служат пелагические рыбы, питающиеся планктоном. Для Балтийского моря такой рыбой является салака. Из всех хлорорганических соединений в рыбах из бельгийских прибрежных вод 75–90% общего
содержания токсинов приходилось на ПХБ (Экспериментальная…, 1990). Наиболее
опасной с экологической точки зрения особенности хлорорганических соединений
является способность к биоаккумуляции, которая обусловлена их высокой растворимостью в жирах и устойчивостью к химическому и биологическому разложению.
Исследования, проводимые, в частности на Лофотенском мелководье (Мухина и
др., 1991), где нерестятся многие виды рыб (треска, пикша и др.), выявили тенденцию увеличения количества аномальных эмбрионов благодаря антропогенному загрязнению тяжелыми металлами, нефтепродуктами, пестицидами и пр., а также
благодаря изменениям в поверхностном слое воды температуры, солености и насыщенности кислородом. Аналогичная картина наблюдается в Северном и Балтийском морях, где под воздействием нефтепродуктов на эмбрионы атлантической
трески и балтийской сельди изменяется время выклева личинок, увеличивается
число уродов, повышается смертность эмбрионов.
Морские млекопитающие и птицы тоже накапливают в своих органах и тканях
радиоактивные элементы, тяжелые металлы, ядохимикаты, другие токсины и могут
быть индикаторами загрязнении вод.
Морские птицы являются важным звеном как в трофической цепи, так и в процессе трансформации радиоактивных веществ. Например, с помощью колониальных птиц (большой поморник, большая морская чайка) проводился мониторинг
загрязнения за наиболее радиоактивно опасными районами Севера России — Мурманским, Северодвинским, Полярным и рядом других. Исследовались скелеты,
181
мышцы, шкурки, перья, желудки и экскременты на содержание в них цезия, стронция и плутония. Аналогичные исследования были проведены в это же время и в
Азовском море (Таганрогский залив) на примере большого баклана — птицы, широко распространенной и относительно долго живущей. Оказалось, что несмотря
на различие в рационе питания, загрязнении мест гнездования, формируется сходный уровень радиоактивного заражения орнитофауны различных географических
поясов. Максимальное количество радиоактивных элементов в обоих случаях было
обнаружено в желудках и экскрементах, а в целом оказалось, что в птицах накапливается в настоящие время очень мало искусственных изотопов (Матишов и др.,
2003).
В системе биологического мониторинга иногда используют китов и тюленей.
Например, согласно проведенным в 1990 г. исследованиям, содержание ртути в тканях тюленей, обитающих в прибрежных водах Англии, достигало в печени тюленей
30–113мг/кг сырого веса, в почках — 2,2–13,7мг/кг, в мозгу — 0,4–0,7мг/кг.
В заключение этого краткого обзора отметим, что биоиндикация, базирующаяся
на фундаментальных знаниях о взаимодействии организмов и среды их обитания,
расширение спектра биоиндикаторов, а также достижения современной экодиагностики открывают широкие перспективы для решения одной из глобальных экологических проблем — объективной оценки уровня загрязнения океана и
возможных его последствий. Очевидно, что тема биоиндикации состояния вод Мирового океана органично вписывается в общую тематику экспозиции зала “Деятельность моря” и после введения в экспозицию станет существенным ее
дополнением.
Литература
Баринова С.С. Водоросли — индикаторы в оценке окружающей среды. М.: 2000, 150 c.
Биоиндикация загрязнения экосистем. М.: Мир, 1988. 350 c.
Бурдин К.С. Основы биологического мониторинга М.: Изд-во МГУ, 1985. 158 c.
Вернадский В.И. Живое вещество в химии моря // В.И. Вернадский. Избр. соч. М.: Изд-во
АН СССР. Т. 5. 1960. С. 160–183.
Вернадский В.И. Вопросы биохимии. М.: Наука, 1980. 320 c.
Виноградов А.П. Содержание металлов в Mollusca. М.: Изд-во АН СССР, 1937. С. 103–160.
Виноградов А.П. Химический элементарный состав организмов моря. Ч. 3. М.: Изд-во АН
СССР, 1944. С. 31–80.
Израэль Ю.А., Цыбань А.В. Проблемы мониторинга экологических последствий загрязнения
океана. Л., 1981. С. 59.
Кашулин Н.А. Некоторые аспекты использования рыб в качестве биоиндикаторов загрязнения
пресных вод тяжелыми металлами // Антропогенное воздействие на природу Севера. Апатиты:
1999. С. 251–277.
Килиженко В.П., Сакулина М.В., Близниченко Т.Э. Содержание тяжелых металлов и нефтяных углеводородов в мягких тканях исландского гребешка Chlamys islandicus (Miller) // Антропогенное воздействие на экосистемы рыбохозяйственных водоемов Севера. Мурманск, 1991 С.
206.
Матишов Д.Г., Матишов Г.Г., Лебедева Н.В. Содержание искусственных радионуклидов в
птицах Баренцева и Азовского морей // Докл. РАН. 2003. Т. 389. № 3. С. 424–426.
Миронов О.Г., Щекатурина Т.Л. Изучение взаимодействия мидий с нефтяным загрязнением
// Биол. Науки. № 1. 1984. С. 64–68.
Мухина Н.В., Голубева Т.А., Несветова Т.И., Двинина Е.А. Влияние океанологических и антропогенных факторов на эмбриогенез трески в районе Лофотенского мелководья // Антропогенное воздействие на экосистемы рыбохозяйственных водоемов Севера. Мурманск, 1991. С. 206.
Патин С.А. Влияние загрязнения на биологические ресурсы и продуктивность Мирового
океана. М.: Пищ. пром-сть, 1979. 304 c.
182
Смуров А.В. Основы экологической диагностики. Биологические и информационные
аспекты. Экол. центр МГУ, М.: Ойкос, 2003. 188 c.
Томилин А.Г. В мире китов и дельфинов. М.: Знание, 1980. 224 c.
Федорова А.И. Биоиндикация загрязнения городской среды // Изд-во РАН. Сер. геогр. 2002.
№ 1. С. 72–80.
Христофорова Н.К. Биоиндикация и мониторинг загрязнения морских вод тяжелыми металлами. Л.: Наука, 1989. 192 c.
Христофорова Н.К., Чернов Е.Н., Семин Н.И. Изменения концентрации металлов в мягких
тканях тридакн с возрастом моллюсков // Океанология. 2002. № 4. С. 555–560.
Щеглов В.В., Моисейченко Т.В., Ковековдова Л.Т. Влияние меди и цинка на эмбрионов, личинок и взрослых особей морского ежа Strongylocentrotus intermedicem и трепанга Stichopus joponicus Selenka // Биология моря. 1990. № 3. С. 55–58.
Эколого-токсические аспекты загрязнения морской среды. Т. 5. М.: Гидрометеоиздат, 1985.
120 c.
Экспериментальная водная токсикология: Сб. ст. Рига, 1990. 304 c.
Г.А. Пелымский
раДИОаКтИвнОсть И ЭКОлОгИчЕсКая гЕОлОгИя
Прошедшее XX столетие явилось важной вехой в истории человечества. Грандиозный прогресс в технике сопровождался не виданным до этого времени извлечением из недр Земли огромных масс минерального сырья: свыше 90% нефти,
подавляющее количество олова, свинца, серебра, цинка, ртути, сурьмы, алмазов и
других полезных ископаемых (свыше 90–95%) от общей добычи за всю историю
человечества. Добыча природного газа, бокситов, руд никеля, молибдена, вольфрама и многих других видов минерального сырья была начата в промышленных
масштабах лишь в XX столетии. Особенно стремительное изъятие запасов всех
видов минерального сырья произошло в мире (в том числе в быв. СССР), в период
1961–1980-х гг.
Во второй половине XX столетия коренным образом изменилась структура топливно-энергетического баланса как у нас в стране, так и за рубежом. В начале столетия главной его составляющей был уголь, в последующем значительный процент
уже приходится на нефть и газ. Вторая половина столетия ознаменовалась развитием
атомной энергетики, для которой в качестве горючего требуется уран, а в ближайшей
перспективе и торий. По состоянию на 01.01.2007 г. в мире действовало 435 коммерческих атомных реакторов в 30 странах с общей мощностью 369,53 ГВт, в том
числе в России 31 реактор общей мощностью 21,74 ГВт (Тарханов, Шаталов, 2008).
Бурное развитие техники и добычи полезных ископаемых породили многие негативные явления, которые серьезно отразились на окружающей среде, на условиях
жизни человчества.
открытие радиоактиВности
Явление радиоактивности было открыто более 100 лет назад. По-видимому, это
связано с тем, что человеческие органы чувств не способны обнаружить радиоактивность. Это удается сделать лишь с помощью механических или электронных приборов. Первые шаги в этом направлении были сделаны во второй половине XIX в.:
183