Накопичення та виведення цезію-137 з організму гідробіонтів

Размещено на http://www.allbest.ru

Размещено на http://www.allbest.ru

Вступ

Актуальність проблеми. Завдяки використанню енергії, що вивільняється внаслідок ядерних реакцій, людство отримало не тільки потужне джерело енергії, але й загрозу радіонуклідного забруднення, як від ядерних вибухів, так і внаслідок штатної роботи та аварій на АЕС. При використанні ядерної енергії до оточуючого середовища потрапляє весь спектр радіонуклідів, що утворюються внаслідок поділу або синтезу ядер. З радіоактивним розпадом короткоживучих ізотопів основним радіонуклідом, що формує підвищені рівні забруднення гідробіонтів, стає 137Cs.

Важливе значення у формуванні радіоактивного забруднення гідробіонтів має концентрація макроелементів у воді. Відомо, що рівні накопичення найбільш екологічно вагомих радіонуклідів - 137Cs та 90Sr організмами гідробіонтів залежать від вмісту у воді та кормі їх хімічних аналогів.

Аварія на Чорнобильській АЕС призвела до радіонуклідного забруднення значної території України і особливо басейну р. Прип”ять. Надходження радіоактивних елементів у водойми обумовило не тільки забруднення води, а й гідробіонтів.

Актуальність вивчення особливостей накопичення радіонуклідів гідробіонтами водойм з різним рівнем радіонуклідного забруднення і проведення експериментальних досліджень параметрів виведення 137Cs з організмів визначається тим, що такі дослідження дозволяють оцінити зміни рівнів вмісту радіонуклідів у гідробіонтів в порівняльно стислі строки.

Вивчення впливу факторів зовнішнього середовища на параметри виведення радіонуклідів рибами необхідне для оцінки ефективності контрзаходів, що спрямовані на зменшення потоку радіонуклідів від гідробіонтів до людини.

Робота виконувалася у межах:

- спільної програми Комісії Європейського Співтовариства, Білорусії, Російської Федерації та України з вивчення наслідків Чорнобильської катастрофи згідно проекту експериментального співробітництва №3 (ЕСР-3) “Моделювання та вивчення механізмів переносу радіоактивних речовин з наземних екосистем до водних об”єктів зони впливу Чорнобильської аварії”;

- теми 77 Інституту гідробіології НАН України (№ Держ. реєстрації 0198U003586) “Дослідити механізми взаємодії радіонуклідів з абіотичними та біотичними компонентами, з”ясувати роль біоти у процесах перерозподілу радіонуклідів у водних екосистемах”;

- науково-дослідного проекту Міністерства України з питань захисту населення від наслідків аварії на ЧАЕС № 359/95 “Радіоекологічні дослідження водних полігонів зони відчуження, вивчення ролі гідробіонтів у процесах трансформації та міграції радіонуклідів та впливу біотичних факторів на накопичення радіонуклідів у риб”.

Мета і завдання роботи.

Основна мета роботи - вивчити особливості накопичення радіонуклідів гідробіонтами у водоймах з різним ступенем радіонуклідного забруднення, встановити параметри виведення 137Cs з організму риб та вплив вмісту калію в кормі на фіксацію 137Cs в організмі риб.

Для досягнення мети необхідно було вирішити такі завдання:

1. Визначити вміст радіонуклідів в гідробіонтах водойм Полісся.

2. Сконструювати установки і розробити методику прижиттєвого визначення параметрів виведення гамма-випромінюючих радіонуклідів рибами.

3. Вивчити вплив морфометричних показників організму на параметри виведення 137Cs.

4. Вивчити вплив вмісту калію у кормі на швидкість виведення 137Cs з організму риб.

5. Дослідити зміни вмісту 137Cs у часі в різних органах і тканинах риб.

Наукова новизна.

Вперше проведено радіоекологічне дослідження водойм Рівненської та Житомирської областей.

Вперше розроблена методика прижиттєвого визначення параметрів виведення гамма-випромінюючих радіонуклідів рибами, маса яких складає від 20 до 1500 г.

Досліджено залежність швидкості виведення 137Cs від морфометричних показників риб.

Досліджено вплив рівнів вмісту калію у кормі на параметри виведення 137Cs рибами.

Практичне значення.

Дисертаційна робота виконана як складова частина досліджень проекту ЕСР-3 “Моделювання та вивчення механізмів переносу радіоактивних речовин з наземних екосистем до водних об'єктів зони впливу Чорнобильської аварії” спільної програми Комісії Європейського Співтовариства та СНД. Результати досліджень використовувались Міністерством з питань надзвичайних ситуацій та у справах захисту населення від наслідків Чорнобильської катастрофи України у межах Державної Чорнобильської програми, що спрямована на ліквідацію наслідків Чорнобильської катастрофи.

Розроблена методика прижиттєвого визначення параметрів виведення гамма-випромінюючих радіонуклідів рибами дозволяє у багато разів зменшити кількість особин, необхідних для дослідження впливу різних факторів зовнішнього середовища на процес обміну радіонуклідів у риб, визначити залежність цього процесу від їх фізіологічного стану, встановити вплив абіотичних факторів середовища на процеси обміну радіонуклідів, дає можливість оцінити ефективність заходів, спрямованих на зменшення потоків радіонуклідів від гідробіонтів до людини.

Особистий внесок автора полягає у розробці методики прижиттєвого визначення параметрів виведення гамма-випромінюючих радіонуклідів рибами, розрахунку вмісту 137Cs і параметрів виведення 137Cs експериментальними групами тварин, оцінці точності методів, встановленні вмісту гамма-випромінюючих радіонуклідів в гідробіонтах, обробці та аналізу отриманих даних.

1. Шляхи надходження радіонуклідів до навколишнього середовища та їх накопичення гідробіонтами

На основі даних вітчизняних та зарубіжних дослідників наведено кількість радіонуклідів, що надійшли до біосфери внаслідок випробувань ядерної зброї та аварій на підприємствах, що використовують радіаційно-небезпечні технології. Проаналізовано розподіл радіонуклідів між абіотичними та біотичними компонентами водних екосистем. Наведено фактори, що впливають на накопичення радіонуклідів гідробіонтами. Розглянуто особливості радіонуклідного забруднення гідробіонтів водойм Європи різного типу.

Підкреслено унікальність систематичних досліджень вмісту радіонуклідів у гідробіонтах водойм різного типу та недостатню вивченість впливу факторів зовнішнього середовища або стану організму риб на процеси виведення радіонуклідів.

2. Об'єкти та методи досліджень

В період 1991-1998 рр. проведено дослідження особливостей радіонуклідного забруднення гідробіонтів водойми-охолоджувача Чорнобильської АЕС, оз. Глибокого у зоні відчуження, у 1998 р. - водойм Рівненської та Житомирської областей. За період досліджень було визначено вміст радіонуклідів у 665 зразках гідробіонтів, відібраних у природних умовах.

Розглянуто диференційне рівняння, що описує обмін радіонукліда між організмом гідробіонта та навколишнім середовищем. Наведено розв”язок цього рівняння для двох випадків:

1) концентрація ізотопу у воді постійна, а радіоактивність організму на початковий момент дорівнює нулю;

2) концентрація ізотопу у воді дорівнює нулю, а радіоактивність організму в початковий момент часу дорівнює А0.

Наведено визначення параметрів виведення радіонукліда та їх взаємозв'язок з диференційним рівнянням.

Представлено найбільш поширений підхід, що описує обмін радіонуклідів між гідробіонтом та середовищем у природних умовах або за умов експерименту.

Висока проникаюча здатність гамма-випромінення дозволила провести визначення радіоактивності живої риби. Описана побудова та принцип роботи гамма-спектрометричних трактів з напівпровідниковим та сцинтиляційним детекторами. Радіоактивність зразків визначалася за піком повного поглинання гамма-квантів. Ефективність реєстрації визначалася за допомогою зразкового радіоактивного розчину.

Обробка та визначення достовірності отриманих результатів здійснювалася загальноприйнятими статистичними методами.

Кількість введеного до організму риби радіонукліда розраховувалась за умов, що статистична похибка визначення радіоактивності організму наприкінці експерименту не перевищує 5 %. Якщо час експерименту дорівнює десяти ефективним періодам напіввиведення, радіоактивність, що вноситься до організму риби, має складати десятки-сотні кБк. Максимальна радіоактивність на робочому місці обмежувалася нормами радіаційної безпеки.

Радіоактивний желатиновий розчин необхідної питомої радіоактивності готувався шляхом дворазового розведення джерела цезію-137 з активністю на момент робіт 68 МБк.

Об'єктами лабораторних досліджень були короп (Cyprinus carpio L ) та карась сріблястий (Carassius auratus Bloch.) віком 1 - 7 років. Риби були відловлені у ставах Білоцерківського району Київської області та у водоймі-охолоджувачі Чорнобильської АЕС. В дослідах по визначенню параметрів виведення цезію-137 з організму риб було оброблено 4450 проб риби та 630 проб води.

3. Експериментальні методи визначення кінетичних параметрів виведення гамма-випромінюючих радіонуклідів з організму гідробіонтів

Для визначення радіоактивності живих риб великого розміру (до 1.5 кг) була сконструйована гамма-спектрометрична установка, до складу якої входили детектор з кристалом NaI(Tl) (розмір d63*63 мм), багатоканальний аналізатор АІ-1024 та камера вимірювання, що захищена разом із детектором від зовнішнього гамма-випромінювання 5-ти сантиметровим шаром свинцю. З метою підтримки життєдіяльності риб до камери компресором подавалося повітря. Повна ширина напіввисоти (ПШПВ) тракту 7.4% для піка 137Cs, абсолютна ефективність реєстрації 0.3.

Радіоактивність живих риб масою 20--120 г визначалась у герметичній кюветі. Гамма-спектрометричний тракт складався з напівпровідникового детектора, передпідсилювача та багатоканального аналізатора. ПШПВ тракту - 3 кеВ для піка з енергією 1333 кеВ.

Проаналізовані складові похибки вимірів (похибка апаратури, статистична похибка виміру площі піка, похибка розташування риби відносно детектора). Похибка апаратури була значно меншою за статистичну похибку визначення площі піка. Статистична похибка площі піка не перевищувала 5 %. Похибка розташування мала дві складові: похибка встановлення точки умовного центру риби відносно осі детектора (перетин бокової лінії та перпендикуляра, що проведений від основи верхнього плавця) та похибка, що обумовлена пересуванням риби під час вимірювань. Для визначення похибки, що пов'язана з точністю встановлення умовного центру відносно осі детектора, були проведені додаткові вимірювання риб двох видів. Встановлено, що при зміщенні умовного центру відносно осі детектора менш ніж на 1/10 довжини риби, відхилення у визначенні площі піка не перевищувало 5 %, а похибка вимірювань визначалася пересуванням живої риби під час визначення її радіоактивності.

Перевагу методики прижиттєвого визначення параметрів виведення гамма-радіонуклідів з організму риб добре демонструє моделювання цього процесу. Так, у дослідах, що базуються на загально прийнятих методиках, час, необхідний для достовірного визначення біологічного періоду напіввиведення (Tb), дорівнює 2--3 Tb, а застосування нашої методики дозволяє обмежитися часом, порівняним з Tb.

Похибка визначення радіоактивності, що обумовлена невідповідністю об'єкта вимірювання та калібрувального джерела, може досягати 50 %. З метою зменшення похибки була визначена ефективність реєстрації 137Cs для біологічних тканин масою від 1 до 100 г та водних розчинів від 1 до 2000 мл, що дозволило порівняти радіоактивність об'єктів досліджень з точністю, яка визначається лише статистичною похибкою площі піка. Ефективність реєстрації гамма-квантів з енергією 662 кеВ становила 0,4 - 2,1 %.

4. Накопичення радіонуклідів гідробіонтами водойм Полісся

Радіонуклідне забруднення гідробіонтів досліджених водойм Житомирської та Рівненської областей в основному сформоване 137Cs. Рівні вмісту цього радіонукліда для вищих водяних рослин становили 8-2700 Бк/кг, для риб - 6-1140 Бк/кг. Коефіцієнти накопичення 137Cs вищими водяними рослинами знаходилися у межах від 177 до 49363, рибами - 116-5786.

Різниця у рівні накопичення 137Cs гідробіонтами одного виду визначається особливостями екосистем водойм та перевищують міжвидову різницю для вищих водяних рослин та риб.

Таблиця 1. Коефіцієнти накопичення 137Cs гідробіонтами досліджених водойм Рівненської та Житомирської областей

* - STD - середнє квадратичне відхилення.

Проаналізовано динаміку вмісту 137Cs у нижчих та вищих водяних рослинах водойм зони відчуження. Для всіх досліджених груп рослин, які відбиралися у теплій та холодній частинах водойми-охолоджувача ЧАЕС не було виявлено вірогідного впливу температурного фактора на рівень питомої активності.

В усіх екологічних групах водної рослинності, крім фітопланктону, було виявлено значний (до двох порядків) розбіг значень питомої активності 137Cs у часі, при цьому сезонна динаміка вмісту 137Cs досліджених видів відрізнялася як у окремих водоймах, так і за роками.

Радіонуклідне забруднення водної рослинності водойм зони відчуження характеризується наявністю “гарячих часток”, що часто призводить до неможливості визначення закономірностей сезонної динаміки вмісту радіонуклідів та суперечності багаторічних даних про зміни вмісту радіонуклідів у рослинах на протязі вегетаційного сезону.

У зв'язку з тим, що за рахунок варіації вмісту радіонуклідів у воді та рослинах похибка визначення коефіцієнтів накопичення перевищує 100 %, цей показник для водяних рослин зони відчуження не є репрезентативним.

5. Особливості обміну цезію-137 у риб

Особливості накопичення та виведення цезію-137 короп водойми охолоджувача Чорнобильської АЕС.

Для визначення початкового вмісту 137Cs була відібрана контрольна група риб віком 4 - 7 років та масою від 0,3 до 1,25 кг. Питома активність 137Cs у м'язах знаходилась у межах 4,5 - 11,5 кБк/кг та лінійно зростала зі збільшенням маси тіла. Не відзначено істотної відмінності питомої активності 137Cs у м'язах коропа різного віку (табл. 2). Для вибірки риб віком п'ять років кут нахилу прямої, що описує залежність питомої активності 137Cs у м'язах від маси тіла, був більшим, ніж для усієї контрольної групи.

Таблиця 2. Вміст цезію-137 у м'язах коропа з водойми-охолоджувача Чорнобильської АЕС, контрольна група.

У м'язах чотирьохрічних та п'ятирічних риб з масою від 300 до 500 г питома активність 137Cs не відрізнялася. Питома активність 137Cs у м'язах шестирічних та п'ятирічних риб (покоління 1986 та 1987 рр.) однакової маси не мала істотної різниці (табл. 2).

Значення радіоактивності живої риби у часі формувалося як середнє з трьох вимірів. Визначення радіоактивності однієї риби тривало 25 хв. Радіоактивність усіх риб визначалась за 3 робочі дні. Експеримент тривав 166 діб і було одержано 11 значень радіоактивності кожної риби, що характеризують виведення цезію-137 з організму. Встановлено, що за час експерименту активність цезію-137 у риб зменшилася на 30 - 40%. Аналіз отриманих результатів виявив лише одну компоненту виведення.

З лінеаризованого часового ряду радіоактивності методом найменших квадратів знаходився кут нахилу (кб), який є параметром швидкості виведення цезію-137 з організму риб та пов'язаний з періодом біологічного напіввиведення виразом:

Tb = - ln2/кб.

В зв'язку з тим, що в контрольній вибірці риб встановлена залежність концентрації цезію-137 у м'язах від маси тіла, вибірка згідно маси тіла була розділена на кілька груп. Для кожної групи були розраховані середні Tb. Для риб масою меншою 500 г значення Tb зростає пропорційно кореню квадратному з маси.

Не виявлено достовірної різниці Тb для риб різної статі, але у самців і самок спостерігалася однакова залежність Тb від маси тіла (табл. 3).

Таблиця 3. Періоди напіввиведення цезію-137 самцями та самками коропа водойми-охолоджувача Чорнобильської АЕС

* - похибка визначення індивідуального Tb.

6. Визначення параметрів виведення цезію-137 у карася сріблястого різних розмірних груп

Риби (карась сріблястий), яким перорально було введено цезій-137, за масовими та віковими показниками були поділені на 10 груп. З метою зниження фону іонізуючого випромінювання та запобігання вторинного забруднення риб перші 10 діб воду замінювали кожної доби, далі - раз у 3 або 7 діб. Розрахунок параметрів виведення радіонукліда проводили у межах [0, 143] доби. За цей час радіоактивність кожної риби визначали 16 разів.

Встановлено, що Tb повільної компоненти становив від 101 до 155 діб, Tb швидкої (2-ї) компоненти - від 5 до 13 діб, а з найбільш швидкою (1-ю) компонентою 137Cs виводився з Tb близько однієї доби. Внесок повільної компоненти становив (596) % від введеної активності 137Cs . Внесок 1-ї та 2-ої швидких компонент достовірно не відрізнявся, їх сумарний внесок до виведення радіонукліда становив (416) %.

Для всієї вибірки риб спостерігалася залежність Tb повільної та 2-ої швидкої компонент від маси тіла. Слід відзначити, що у риб віком 2+,3+ спостерігалася залежність від маси не тільки періоду напіввиведення 137Cs, але й внеску повільної компоненти.

7. Вплив концентрації калію в кормі на параметри виведення цезію-137 з організму риб

Відомо, що рівні накопичення 137Cs рибами в значній мірі залежать від загальної мінералізації води, особливо від концентрації калію. У той же час, Флейшманом Д.Г. показано, що 137Cs надходить до організму риб тільки з їжею, а концентрація калію в організмі не залежить від його концентрації у воді.

В експерименті по вивченню впливу вмісту калію у кормі на процес виведення 137Cs коропом встановлено, що після надходження радіонукліда додаткове введення калію в організм риб не впливає на швидкість виведення 137Cs, який виводиться з організму з 3-ма компонентами. Для найбільш швидкої компоненти Tb дорівнює 8.6 - 48 годин, для швидкої компоненти - 9 діб, для повільної компоненти - 160 діб. Із збільшенням кількості калію, що надходить до організму риб одночасно з 137Cs, збільшується парціальний внесок швидких компонент виведення цього радіонукліда, який досягає 50 %. Немає істотної різниці періодів біологічного напіввиведення 137Cs між групами риб, які отримували різну кількість калію з кормом.

Розподіл цезію-137 по органах і тканинах риб.

Проаналізовано вміст 137Cs у зябрах, крові, печінці, кишечнику та м'язах, які відповідають за процеси перерозподілу та виведення 137Cs з організму риб.

В органах і тканинах не виявлено відмінностей вмісту 137Cs (відносно введеного) між підгрупами риб, що отримували або не отримували додатково калій з кормом після надходження радіонукліда.

Зі збільшенням кількості калію, що надходить до організму риб разом із 137Cs, зменшується вміст цього радіонукліда (відносно введеної кількості) як в цілому організмі так і в окремих органах та тканинах.

Вміст 137Cs (відносно введеного) у крові, зябрах, печінці та кишечнику зменшується за 83 доби у 10-20 разів. Визначено дві компоненти зменшення вмісту радіонукліда: швидка з періодом зменшення активності 137Cs вдвічі меншим за 10 діб, та повільна з періодом зменшення вдвічі для крові та зябер - 30 діб, для печінки та кишечнику - 40 діб.

Для крові та зябер внесок швидкої компоненти перевищує внесок повільної у 1.5-2 рази, а для кишечнику та печінки - у 5-10 разів.

Активність 137Cs (відносно введеного) м”язів риб становила 21-56 % і протягом експерименту практично не змінювалася.

Встановлено, що вміст калію у кормі не впливає на розподіл 137Cs в організмі риб (відносно вмісту у цілому організмі). Внесок 137Cs, що знаходиться в м'язах у загальну радіоактивність риб за 83 доби зростає з 71.82.5 % до 97.22.5 %. Не виявлено істотної різниці у швидкості зміни активності 137Cs (відносно радіоактивності у цілому організмі) крові та зябер, печінки та кишечнику. В цих органах простежуються дві компоненти зниження вмісту 137Cs (відносно вмісту у цілому організмі): швидка - з періодом зменшення вмісту вдвічі близько 7 діб, та повільна - більш ніж 100 діб. Співвідношення внеску швидкої компоненти до внеску повільної компоненти дорівнює 6.

8. Роль компонент виведення у формуванні забруднення риб цезієм-137 в природних умовах

Визначені нами параметри виведення 137Cs з організму риб дозволили дослідити динаміку накопичення у випадку сталого потоку радіонукліда. Якщо час накопичення перевищує Tb повільної компоненти, то внесок швидких компонент виведення у загальний вміст 137Cs менший за 7 %. Це пояснює знаходження нами лише однієї компоненти виведення радіонукліда у коропа з водойми-охолоджувача ЧАЕС.

Проведені дослідження впливу вмісту калію у кормі на процес виведення 137Cs з організму риб пояснює залежність рівнів накопичення 137Cs рибами від концентрації калію у воді, що відображено у ряді робіт. Більш низькі рівні накопичення 137Cs рибами у водоймах з високою концентрацією калію у воді обумовлені зменшенням співвідношення 137Cs, що виводиться з повільною компонентою, до кількості радіонукліда, яка надійшла до організму риб.

Таблиця. 4 Розподіл 137Cs по органах і тканинах риб, % від загальної радіоактивності риб

На основі власних та літературних джерел проаналізовано внесок компонент виведення 137Cs в радіоактивність риб водойм зони відчуження та Київського водосховища.

Висновки

Радіоактивне забруднення гідробіонтів досліджених водойм Житомирської та Рівненської областей в основному сформоване 137Cs. Рівень вмісту цього радіонукліда в біотичних компонентах становив: у вищих водяних рослинах - 8 - 2700 Бк/кг, в рибах - 6 - 1140 Бк/кг.

Похибка визначення коефіцієнтів накопичення 137Cs гідробіонтами водойм зони відчуження за рахунок варіації вмісту радіонукліда у воді та організмах перевищує 100 %, тому цей показник не є репрезентативним.

У коропа, що був відловлений у водоймі-охолоджувачі Чорнобильської АЕС (ВО ЧАЕС), за умов хронічного радіоактивного забруднення зафіксовано збільшення питомої активності 137Cs у м”язах зі збільшенням маси.

Розроблена методика прижиттєвого визначення параметрів виведення гамма-випромінюючих радіонуклідів з організму риб.

Використання методики прижиттєвого визначення параметрів виведення гамма-випромінюючих радіонуклідів з організму риб забезпечує скорочення тривалості експерименту до термінів, що можуть бути порівняні з періодом біологічного напіввиведення.

В експериментах, в яких вивчалося виведення 137Cs коропом масою 0,25-1,25 кг з ВО ЧАЕС виявлено наявність тільки однієї компоненти виведення 137Cs. Індивідуальна тривалість періоду біологічного напіввиведення знаходилась у межах 210-565 діб. Період напіввиведення 137Cs самками та самцями вірогідно не відрізнявся.

У карася та коропа масою 20-210 г, яким перорально був введений 137Cs, визначено три компоненти виведення. Внесок повільної компоненти становив близько 60 %. Тривалість періодів напіввиведення компонент складала: найбільш швидкої - близько доби, швидкої - 5-13 діб, повільної - 100-180 діб.

Встановлено, що додаткове введення калію до організму риб після надходження 137Cs не впливає на швидкість виведення 137Cs.

Зі збільшенням кількості калію, що потрапляє до організму коропа одночасно із 137Cs, парціальний внесок швидких компонент виведення 137Cs збільшується до 50 %.

У крові, зябрах, печінці та кишечнику риб простежується двокомпонентний характер зниження вмісту 137Cs (відносно радіоактивності цілого організму): швидка компонента з періодом зменшення вмісту вдвічі близько 7 діб, та повільна компонента з періодом більш за 100 діб. Співвідношення внеску швидкої компоненти до внеску повільної дорівнює 6.

137Cs виводиться із м'язів з повільною компонентою; вміст у м'язах визначає внесок повільної компоненти виведення 137Cs з організму риб.

Внесок 137Cs , який міститься у м'язах, у загальну радіоактивність організму зростає від 72 % (через добу після введення радіонукліда) до 97% (на вісімдесят третю добу).

гідробіонт радіонуклід морфометричний

Література

Experimental Studies on Some Environmental Parameters that May Affect Radiocaesium Biological Half-Life / C. Carreiro, O.Nasvit, J. Corisco, V.Romanenko, M.Fomovski, L.Jurchuk, V.Solomatina, V. Belyaev // Modelling and study of the mechanisms of the transfer of radioactive material from terrestrial ecosystems to and in water bodies around Chernobyl, Final report EUR- 16529 en, 1996. - P.106-119.

Cs-137 Biological Half-life Evaluation in Cyprinus Carpio L. of Different Weights from the Cooling Pond of the Chernobyl NPP / O.Nasvit, M.C. Vaz Carreiro, V.Romanenko, M.Fomovski, L.Jurchuk, V. Belyaev, O.Bashkov // Freshwater and stuarine Radioecology /Edited by G.Desmet et al. 1997 Elsevier Science B.V., p.375-385.

Transport of Caesium radionuclides and Strontium-90 in the Dnieper water reservoirs within 10 year period after the Chernobyl nuclear accident / Kaglyan A., Klenus V., Fomovsky M., Nabivanets Yu., Nasvit O., Belyaev V // Treacer Hydrology 97/Edited by A. Kranjk, Published by A.A.Balkema, Rotterdam, Netherlands, 1997. - p.135-142.

Экологические аспекты формирования уровней радионуклидного загрязнения пресноводной рыбной продукции / Кленус.В.Г., Беляев В.В., Фомовский М.А., Насвит О.И., Простантинов В.Е., Рябов И., Белова Н., Хадеринг Р., Аерссен А. // Радиогеоэкология водных объектов зоны влияния аварии на Чернобыльской АЭС. Т.2. Прогнозы загрязнения вод, оценки рисков водопользования и эффективности водоохранных контрмер для водных экосистем зоны влияния Чернобыльской аварии / Под. ред. Войцеховича. - К., 1998. - С.106-118.

Размещено на Allbest.ru