«ОТЧЕТ О НАУЧНОМ ИССЛЕДОВАНИИ № 11.G34.31.0036 от «25» ноября 2010 г. (промежуточный – 1 этап) ...»
Международная кооперативная программа «International cooperative program on Assessment and Monitoring of Transboundary pollution of Rivers and Lakes» (ICP-Water), объединившая многие страны, включая Россию, была основана в 1986 года. В рамках этой программы странами-участниками программы был установлен мониторинг долговременных химических и биологических изменений водных объектов. В фокусе программы первоначально было выявление тенденций и масштабов закисления вод. В последние годы программа трансформировалась и в настоящее время имеет целью выявление тех процессов в поверхностных водах суши, которые происходят под влиянием трансграничных переносов загрязняющих веществ (металлы, стойкие органические загрязнения, ПАУ, биогенные элементы), а также под влиянием потепления климата [4].
Первые территориальные исследования озер в России были проведены на Кольском Севере в 1990 г., однако носили рекогносцировочный характер. Но уже в 1995 году Россия включилась в общий широкомасштабный эксперимент (на примере Кольского Севера) по исследованию озер (проект «Survey Lake») совместно с северными странами: Норвегией, Швецией, Финляндией, Данией и Англией.
Для оценки последствий влияния аэротехногенного загрязнения на качество водных ресурсов было обследовано 460 озер. Для сопоставления отметим, что в Норвегии было исследовано 1000 озер, в Швеции – более 4000 [5]. Эти исследования позволили впервые корректно сделать заключения о наметившихся тенденциях изменений качества поверхностных вод на Кольском Севере, выработать основные принципы и согласовать методы исследований с западными странами [6, 7]. Для выявления долговременных тенденций изменений химического состава вод на Кольском Севере исследования продолжались в 2000 и 2005 гг., однако, по сокращенной программе (около 100 озер).
Одновременно (в период 2003-2008 гг.) были развернуты исследования на всей Европейской территории России (ЕТР), которые охватывали озера различных природно-климатических зон: тундры, лесотундры, тайги, смешанного леса, лесостепной и степной зон (320 озер). Частота встречаемости малых озер на ЕТР снижалась по мере продвижения к югу, тем не менее, были собраны необходимые данные, позволяющие выявить географические закономерности формирования и изменения химического состава вод в современный период, основываясь на единых принципах и методах, гармонизированных с международными исследованиями. В процессе этих исследований были развиты и уточнены многие методические аспекты, которые могут быть полезны в дальнейших исследованиях на территории России, включая восточные регионы [8].
Основные принципы исследований. Основные принципы исследований с целью выявления влияния на химический состав вод изменений окружающей среды и аэротехногенных потоков загрязняющих веществ разработаны на основе многолетних исследований авторов и обобщения международного опыта. В условиях высокой заозеренности водосборов, сезонной динамики, вертикальных и пространственных градиентов, которые характерны для вод Западной Сибири, сложно охватить исследованиями все объекты и сезоны ввиду больших объемов и высокой трудоемкости отбора и анализа проб воды. Необходима выработка принципов единой системы отбора, которая достаточно информативно представит состояние качества вод при минимальных трудозатратах и выявит основные негативные процессы в водной среде и их масштабы - локальные, региональные и глобальные; позволит в единой системе представить сравнительную оценку качества вод различных регионов на одной методической основе.
Основные принципы исследования качества вод выработаны на основе многолетних исследований в регионе [9-18] и обобщения международного опыта [5].
1. Единовременность и сезонная сопоставимость результатов. Для озер наиболее информативным периодом является позднеосеннее охлаждение вод, когда при температуре 4°С происходит “переворот” в водоеме и показатели химического состава выравниваются по глубине. Относительно в сжатые временные сроки проводится отбор проб воды на стоке из водоема. Наиболее близкий к осеннему - период начала ледостава.
2. Соответствие классов размерности водных объектов в исследованиях природному их распределению в регионе. В пределах Западной Сибири широкое развитие имеют малые водосборы, питание которых в основном определяется атмосферными осадками, выпадающими на зеркало в виде дождя и снега, поверхностного и подземного (грунтового) притока с водосбора. В районах распространения многолетнемерзлых грунтов, грунтовое питание имеет подчиненное значение. В лесной зоне кроме этого на гидрохимический состав озерных вод оказывает значительное влияние сток с окружающих болот и лесов [19].
Общее распределение элементов водного баланса того или иного озера зависит от зональных особенностей, прежде всего испарения и наличия поверхностного или подземного стока. Соответственно, в условиях аэротехногенной нагрузки на водосборы, формирование качества вод озер автономных ландшафтов будет отличным по отношению к крупным кумулятивным водоемам. Для того, чтобы охватить основные типы озер, определяется природное соотношение размерностей - классов, к которому впоследствии приближается выборка.
Основные данные по морфометрии озер Западной Сибири содержатся в [20-33]. Наиболее хорошо изучена в морфометрическом отношении южная и средняя части Западной Сибири. Северные районы в этом отношении изучены заметно слабее.
По данным [21] в пределах южных равнин Западной Сибири, располагается 15894 озера с суммарной водной поверхностью 24187,2 км2. Размеры водоемов колеблются от нескольких гектаров до почти 2000 км2. Озера систематизированы по площадям их водной поверхности на следующие группы (км2): очень малые - до 1 (включительно), малые (от 1,1 до 10,1), средние (от 10,1 до 100,1), большие (от 100,1 до 500,1), очень большие (свыше 500,0). В пределах южных равнин Западной Сибири наиболее многочисленны очень малые озера. По количеству они составляют 82,3% (13089), а по площади 19,3% (4685,2 км2). Менее распространены малые озера - 16% (2544), на их долю приходится 29,8% (7204,1 км2) поверхности всех озер. Небольшую группу образуют средние водоемы - 1,54% (244), суммарная площадь которых составляет 23,8% (5761,1 км2) акватории всех озер. Редко распространены большие - 0,09% (14) и очень большие - 0,02% (3) озера, занимающие соответственно 12,9% (3098,4 км2) и 14,2% (3438,4 км2) зеркала всех водоемов. Основные скопления озер и площадей их водной поверхности сосредоточены в лесостепи, самые незначительные — в лесной зоне. Причина такой неравномерности в их размещении связана с климатическими условиями и, прежде всего, с распределением атмосферных осадков, новейшей геологической историей и современными рельефообразующими процессами. Ведущим из них является заболачивание.
В лесной зоне имеется 2393 водоема площадью 2061,5 км2, что составляет наименьшую часть озерного фонда южных равнин Западной Сибири — 15,1% от общего количества озер и 8,5% от их водной поверхности. В этой зоне сосредоточено 15,7% всех очень малых, 12,4% — малых, 8,2% — средних и 6,6% больших озер. По размерам около 86 % составляют водоемы до 1 км2, 13% — от 1 до 10 км2 и менее 1% озер имеет площадь свыше 10 км2. Самое большое — оз. Уват — имеет площадь 189 км2. Из средних озер наиболее значительными являются Большой Шишкарым — 41,0 км2, Рахтово — 35,0 км2, Дуван — 33,0 км2. Акватория лесных озер исчисляется площадью (в км2) 2061,52, в том числе на очень малые озера приходится 665,47 (32,1%), малые — 825,15 (40,4%), средние — 381,9 (18,5%), большие — 189 (9,0%), что составляет соответственно в (%) 14,2; 11,3; 6,6; 6,1 от общей площади одноименных групп озер юга Западной Сибири.
В лесостепной зоне сосредоточено более половины от общего количества водоемов исследуемой территории - 10339 (64,1%). Здесь располагается около 65% очень малых, 67% малых и 62% средних озер, 1/3 больших и очень больших озер. Среди водоемов лесостепи господствуют очень малые, на их долю приходится 82,0%. На втором месте стоят малые озера (16,5%), на третьем - средние (1,45%). Из последних наиболее крупными являются озера Тенис - 98,5 км2, Эбейты - 91,0 км2, Тандово - 87,8 км2, Урюм - 85,0 км2, Ик - 70,8 км2, Медвежье - 64,5 км2 и др. Больших озер в описываемой зоне пять (0,04%): Убинское – 440 км2, Сартлан – 360 км2, Черное – 224 км2, Малые Чаны – 183 км2, Салтаим – 110 км2. Здесь же находится самый крупный водоем Западной Сибири – оз. Чаны – 1960,4 км2. Площадь озер лесостепи 14677,91 км2, что составляет 60,6% акватории водоемов юга Западной Сибири, в том числе 67,7% от площади всех малых, 67,7 % - малых, 59,7% – средних, 40,9% – больших и 57,0% – очень больших водоемов. Из приведенной площади на долю очень малых озер приходится 3170,35 км2 (21,6%), малых – 4875,61 км2 (33,2%), средних – 3354,55 км2 (22,8%), больших – 1317,0 (9,0%) и очень большого оз. Чаны – 1960,4 км2 (13,4%).
Степная зона характеризуется превышением испарения над осадками, вследствие чего в степи небольшое количество озер, многие из которых являются самосадочными. В этой зоне находится лишь 1/5 озер южных равнин Западной Сибири — 3162, в том числе 20% очень малых и малых, треть средних и более половины больших и очень больших. По величине, как и в других зонах, среди степных преобладают очень малые –80,8% (2554) и малые – 16,6 (525). Небольшую группу образуют средние водоемы – 2,2% (72). Реже встречаются большие озера, к ним относятся: Улькенкарой - 306,0 км2, Шаглытениз – 262 км2, Теке – 257,0 км2, Кызыл-как - 174,0 км2, Жалаулы – 171 км2, Горькое – 140 км2, Большое Топольное – 121,0 км2, Кучук – 181, 0 км2, Кишикарой – 100,8 км2. Эти девять озер по численности составляют 0,3%. Группу очень больших озер образуют два озера: Селетытениз – 750,0 км2 и Кулундинское – 728,0 км2, на долю которых приходится 0,1% от общего числа озер степной зоны. Суммарная площадь степных озер – 7447,76 км2, что составляет почти треть озер южных равнин Западной Сибири. При этом очень малые водоемы покрывают 849,4 км2 (11,5%), малые – 1503,31 км2 (20,2%), средние – 1903,6 км2 (23,6%), большие – 1713,45 км2 (23,0%) и очень большие – 1478,0 км2 (19,0%).
Таким образом, основная масса озер сосредоточена в средней части южных равнин Западной Сибири, в пределах лесостепи. Из 15 894 водоемов 15 623 (98,3%) имеют площадь менее 10 км2, остальные относятся к средним, большим и очень большим озерам Западной Сибири.
При проведении морфометрических подсчетов обращает на себя внимание удивительно постоянное соотношение отдельных групп озер в каждой зоне. Очень малые водоемы составляют свыше 80%, малые – от 13 до 16 %, средние – около 1-2%, большие – менее 1% и очень большие – от 0 до сотых долей процента общего количества озер зоны. В то же время подсчеты Г.С. Водопьяновой [21] показали, что наряду с общностью отчетливо проявляются и межзональные различия в размещении озер. Так, сопоставляя структуру общей площади водоемов каждой зоны, она обращает внимание, что в направлении от лесной зоны к степной удельный вес площадей очень малых озер уменьшается почти в 3, малых в 2 раза. В то же время наблюдается увеличение роли площадей средних озер от 18,5 до 25,6%, больших от 9,0 до 23,0% и очень больших от нулевых значений до 19,8%.
Приведенные выше количественные показатели озерного фонда юга Западно-Сибирской равнины получены С.Г. Водопьяновой по картам 1947 г. В настоящее время, ввиду изменчивости уровневого режима озер, эти показатели вероятно изменились. Тем не менее, в целом, главное соотношение озерных групп по зонам, очевидно, сохраняет свое значение.
В пределах Среднего Приобья, охватывающего среднюю часть бассейна р.Оби, в административном отношении центральную и восточную часть ХМАО, изучением озер занимались В.А. Лезин и Л.А. Тюлькова [22]. Эта огромная территория, охватывающая фактически большую часть площади средней части Западной Сибири, характеризуется, по данным указанных выше авторов, обилием озер разной величины, которые очень неравномерно размещены на сильно заболоченной территории. Общее количество водоемов в этом районе 200 987. Наибольшее количество озер расположено в правобережной части водосбора (93%), в левобережной части – 7%. Преобладают водоемы с площадью зеркала менее 1км2 (около 99%). Озер с площадью зеркала более 10 км2 насчитывается около 100. Только одно озеро (Тормэмтор) имеет площадь зеркала более 100 км2. Общая площадь всех озер составляет 20694 км2. Большинство озер являются внутриболотными. На их долю приходится в различных бассейнах рек от 85 до 97% от общего количества озер. Остальные озера расположены на суходолах. По отдельным водосборам озерность варьирует от 1,0% (р. Б.Юган) до 23% (р.Тромъеган). В среднем она составляет 6,3%. Наибольшая озерность наблюдается на правобережных притоках р.Обь. Расположение внутриболотных озер относительно речной сети в бассейнах рек Лямина, Пима, Тромъегана, Агана, северных притоков Ваха очень однообразно. Они распространены по всем заболоченным водоразделам, при этом центральные части речных водоразделов заняты наиболее крупными озерами, главным образом округлой формы. По мере продвижения от водораздельных пространств к руслам рек размер озер уменьшается, а очертания озер приобретают вытянутую форму. Вблизи рек вытянутость озер увеличивается, при этом линии длины таких озер принимают хорошо выраженную перпендикулярную ориентировку направления движения фильтрационных вод с болот. В связи с большой однотипностью озер, выбор ключевых участков в пределах Среднего Приобья, несколько упрощается, несмотря на общее большое количество озер.
В пределах северной половины Западно-Сибирской равнины, севернее Сибирских Увалов, морфометрические особенности озер детально изучены Н.П. Белецкой [23] только на ключевых участках различных генетических типов равнин (морской, ледниковой, водно-ледниковой, аллювиальной аккумуляции), обладающих повышенной озерностью.
В пределах морского типа равнин выделено четыре ключевых участка (Северо-Ямальский, Западно-Гыданский, Хадуттейский, Нижнетазовский). В их пределах находится 1652 озера. Из них в группу до 1 км2 (0,5-0,9 км2 по классификации Н.П. Белецкой) площади водного зеркала входят 51,8% (857) озер. В группу 1-5,0 км2 (группы 1,0-1,9; 2,0-2,9: 3,0-3,9; 4,0-4,9 км2 по Н.П. Белецкой) входят 764 озера (46,3%). В группу 5,1-10,0 км2 (5,0-5,9; 6,0-6,9; 7,0-7,9: 8,0-8,9; 9,0-9,9 км2 по Н.П. Белецкой) входят 26 озер (1,5%). Группа 10,1-50,0 км2 (группы 10,0-14,9; 15,0-19,9; 20,0-50,0 по Н.П. Белецкой) включает 4 озера (0,3%). В группу с площадью водного зеркала более 50,0 км2 входит 1 озеро (0,1%).
В пределах ледниково-аккумулятивного типа равнин выделено четыре ключевых участка (Таз-Енисейский І, Таз-Енисейский ІІ, Танамский, Южно-Ямальский). В их пределах находятся 1828 озер. Из них в группу до 1 км2 площади водного зеркала входят 54,4% (1001) озер. В группу 1-5,0 км2 входят 787 озер (42,9%). В группу 5,1-10,0 км2 входят 26 озер (1,4%). Группа 10,1-50,0 км2 включает 21 озеро (1,15%). В группу с площадью водного зеркала более 50,0 км2 входят 3 озера (0,15%).
В пределах аллювиальных равнин выделен один (Обской) ключевой участок. В его пределах находятся 320 озер. Из них в группу до 1 км2 площади водного зеркала входят 119 (37%) озер. В группу 1-5,0 км2 входят 146 озер (45,2%). В группу 5,1-10,0 км2 входят 34 озера (10,7%). Группа 10,1-50,0 в км2 включает 19 озер (6,1%). В группу с площадью водного зеркала более 50,0 км2 входят 3 озера (1,0%).
Ключевой участок водно-ледниковых равнин взят Н.П. Белецкой [23] в пределах территории Сургутского полесья. В силу того, что эта территория рассмотрена нами выше по работе [22], мы ее не рассматриваем.
Естественно, что на такой большой территории сложно провести обследования тысяч озер, которые расположены в регионе. Поэтому будут выбраны ключевые регионы во всех природных зонах Западной Сибири. Количество озер, которые будут включены в обследование, будет зависеть от их значимости, принадлежности к классу размерности (по площади водного зеркала, км2). Все озера более 100 км2, ввиду их значимости и редкости, включаются в обследование.
3. Равномерность распределения и репрезентативность выборки для характеристики ландшафтных зон. Данный принцип наиболее сложен в реализации, т.к. зависит от транспортных магистралей и доступности водного объекта (региона) для обследования. При развитой водной сети будет необходимо: 1% (минимального) и 3 % (оптимального) количества исследованных объектов от общего числа озер в регионе или природно-географической зоне.
Если оценивать это в свете количественных данных, то ситуация выглядит следующим образом. В пределах южных равнин Западной Сибири, наиболее доступных в транспортном отношении, в пределах указанной нормы в 3%, необходимо будет исследовать порядка 450-500 озер, из них в южной части лесной зоны 70-80, в лесостепной зоне около 310, в степной зоне 90-100 озер. В пределах Среднего Приобья, исходя из имеющихся данных по количеству озер и их градации по площади [22], необходимо изучить (в пределах 3% от общего числа) порядка 6000 озер, но исходя из однотипности озер (99% озер имеют площадь менее 1 км2) эту цифру можно заметно уменьшить. В пределах севера Западной Сибири, если исходить из цифр, полученных только для 3 ключевых участков, то в пределах нормы представительства в 3% необходимо исследовать в целом около 114 озер, из них в пределах морских равнин около 50 озер, ледниково-аккумулятивных равнин около 55 озер и аллювиальных равнин около 10 озер. Вместе с тем следует обратить внимание на то, что полученные цифры не полностью отражают зональное представительство озер в зоне северных равнин, в силу отсутствия сплошных морфометрических данных. Тем не менее, они позволяют в первом приближении получить представление о требуемых масштабах работ (в расчете на возможность многолетних исследований).
4. Исключение из исследований водных объектов, отражающих воздействие локальных антропогенных факторов: водоемы зарегулированные и подвергающиеся воздействию каких-либо прямых стоков; озера менее 1 м глубиной (ламбины) и имеющие высокую проточность; при соотношении площади водосбора к озеру более 100:1. Очевидно, что вышеназванные объекты не информативны в оценке последствий воздействия аэротехногенных потоков.
5. Верификация аналитических методов и результатов определения химического состава вод при постоянном жестком внутрилабораторном и периодическом (1-2 раза в год) внешнем контроле; использование единой системы стандартных растворов.
Близкая система применяется при широкомасштабных исследованиях (обычно раз в пять лет) и оценке состояния озер Европейских стран, Америки, Канады с 80-х годов [34].
Она дает возможность провести анализ пространственно-временной изменчивости гидрохимических показателей водосборов, позволяет сформировать обобщенное представление о развивающихся тенденциях в регионе и является, на наш взгляд, интегральной результирующей уровня аэротехногенной нагрузки и природной чувствительности территории. Сочетание ландшафтно-географического, градиентного и картографического (ГИС-технологий) подходов к анализу основных параметров гидрохимии озер и рек использовано при оценке современного состояния качества вод в данной работе.
Отбор проб и определение химического состава вод. Пробы воды отбираются в полиэтиленовые бутыли фирмы «Nalgen®», материал которых не имеет сорбирующих свойств. Предварительно бутыли тщательно очищались в лаборатории. При отборе проб воды бутыли ополаскивались дважды водой озера, затем помещались в темные контейнеры и в охлажденном виде (~ +4oC) в сжатые сроки транспортировались в лабораторию. Для определения микроэлементов пробы фильтровали с использованием установки «Milipore», фильтрованные и не фильтрованные пробы подкисляли азотной кислотой и в подготовленном виде отправляли в лаборатории для дальнейшего анализа.
Химические анализы проб воды выполняются по единым методикам, внесенным в Государственный реестр методик количественного химического анализа и оценки состояния объектов окружающей среды, и в соответствии с рекомендациями [4, 35, 36].
Аналитическая программа работ включает в себя определение рН, электропроводности (), Са2+, Mg2+, К+, Na+, щелочности (Alk), SO42-, Сl-, цветности (Цв), содержание органического вещества (ТОС) по перманганатной окисляемости, NO3-, NH4+, общего азота ТN, РО43-, общего фосфора ТР, Si и нефтепродуктов.
Химико-аналитические работы проводились в стационарной аккредитованной лаборатории. В отобранных пробах определялись:
- рН – потенциометрический метод;
- электропроводность при 20°С – кондуктометрическое определение;
- цветность – фотометрическое определение;
- сумма нитрат- и нитрит-ионов – восстановление нитрат-ионов до нитрит-ионов пропусканием через колонку с омедненным кадмием и спектрофотометрическое определение азотсоединения;
- азот общий – окисление персульфатом калия в щелочной среде до нитрат-ионов, восстановление нитрат-ионов в нитрит-ионы кадмием, спектрофотометрическое определение азотсоединения;
- фосфат-ионы – спектрофотометрическое определение фосфорно-молибденового комплекса с использованием в качестве восстановителя аскорбиновой кислоты;
- фосфор общий – разложение персульфатом калия в кислой среде, спектрофотометрическое определение голубого фосфорно-молибденового комплекса;
- кремний - спектрофотометрическое определение в виде синего восстановленного кремнемолибденового комплекса;
- перманганатная окисляемость – титриметрическое определение;
- определение общего органического углерода (vario TOC, Elementar, Германия);
- бихроматная окисляемость – титриметрическое определение;
- щелочность – потенциометрическое титрование;
- сульфат-ионы, хлорид-ионы – ион-хроматографическое определение (ICS-5000, Dionex, США);
- калий, натрий, кальций, магний – методом капиллярного электрофореза;
- нефтепродукты – методом ИК-спектрометрии.
Концентрации микроэлементов (Al, Fe, Mn, Сr, Сu, Ni, Zn, Сd, Со, Рb, Аs, Sr и др.) в подготовленных водных пробах определялись атомно-абсорбционным методом с электротермической атомизацией и пламенной атомизацией (ContrAA, Analytik Jena, Германия).
Контроль качества химических данных. Для контроля качества измерений рН, щелочности, концентраций хлоридов, сульфатов, щелочных и щелочноземельных элементов рекомендуется использовать специализированный компьютерный пакет ALPEFORM, включающий оценку баланса ионов, а также измеренной и расчетной электропроводности [37].
Ионный баланс. Основанием при аналитическом контроле гидрохимических образцов является допущение, что pH, NH4+, Ca2+, Mg2+, Na+, K+, HCO3-, SO42-, NO3- и Cl- представляют практически полный набор ионов, присутствующих в растворе. Этот подход может быть не корректен в случае вод с pH < 5, где алюминий и другие микроэлементы могут присутствовать в ионной форме. Фториды в большинстве случаев составляют незначительную часть ионного баланса. С другой стороны, на ионный баланс может оказывать влияние присутствие больших количеств органического вещества.
Контроль основан на электронейтральности водных проб. Общее количество отрицательно и положительно заряженных частиц, выраженных в милли- или микро-эквивалентах на литр должно быть равно.
Величина допускаемого отклонения варьирует в зависимости от суммы концентраций ионов и от природы растворов.
Разница между суммой катионов и анионов в % (PD, percent difference) рассчитывается следующим образом:
PD = 100(кат - ан) / (0.5(кат + ан))
анионов = щелочность + SO4 + NO3 + Cl
катионов = Ca + Mg + Na + K
Концентрации катионов и анионов выражаются в мкэкв/л (табл. 1).
Как отмечалось выше, в случае проб воды с pH <5, важной составляющей в ионном балансе может быть алюминий, присутствующий в ионной форме. Необходимо также учитывать органическую составляющую. Поэтому для получения как можно более корректного баланса ионов необходимо рассматривать две версии расчета:
I - pH 5 - баланс ионов рассчитывается на основе всех основных ионов;
II - pH < 5 - в расчет баланса ионов включаются Al, NH4, TOC (общий органический углерод).
анионов = щелочность + SO4 + NO3 + Cl + Аn-
катионов = Ca + Mg + Na + K + Al + NH4
Таблица - 1. Коэффициенты пересчета концентраций определяемых компонентов в эквивалентную форму и величины электропроводности эквивалентов
| Определя-емый компонент | Обозна-чение | Едини-цы изме-рения | Коэффициент пересчета в мкэкв/л | Электропро-водность при 20о мкСм/см экв | Электропро-водность при 25о мкСм/см экв |
| pH | pH | 10610-pH | 315.1 | 350.0 | |
| аммоний | NH4 | мкгN/л | 0.07139 | 67.0 | 73.5 |
| кальций | Ca | мг/л | 0.04991000 | 54.3 | 59.5 |
| магний | Mg | мг/л | 0.082241000 | 48.6 | 53.1 |
| натрий | Na | мг/л | 0.043481000 | 45.9 | 50.1 |
| калий | K | мг/л | 0.025581000 | 67.0 | 73.5 |
| щелочность | Alk | мкэкв/л | 1 | 39.4 | 44.5 |
| сульфаты | SO4 | мг/л | 0.020821000 | 71.2 | 80.0 |
| нитраты | NO3 | мкгN/л | 0.07139 | 63.6 | 71.4 |
| хлориды | Cl | мг/л | 0.02821000 | 68.0 | 76.4 |
| фториды | F | мкг/л | 0.052631000 | 49.1 | 54.4 |
Органический анион (Аn-) может быть рассчитан на основе эмпирических зависимостей между Аn- и содержанием органического вещества, оцениваемого по перманганатной окисляемости.
Общий органический углерод (Total Organic Carbon):
ТОС = 0,764 ХПК Mn + 1.55
Плотность заряда органического аниона (CDорг., charge density) в мкэкв/мг ТОС :
CDорг. = 4.7-6.87exp(-0.332 TOC) [38].
Аn- = ТОССD
Зависимость между перманганатной окисляемостью и общим органическим углеродом (TOC) была получена в Норвежском Институте исследования вод (NIVA) для 178 озер Норвегии (r = 0.79) [39].
Совершенно сходная зависимость была получена и для озер Кольского Севера. Следует отметить, что корректность данного уравнения подтверждается определением баланса ионов, который для 460 проб в среднем составлял 3%, и не превышал 10% для отдельных проб, что является хорошим показателем результатов анализа низкоминерализованных вод и определений органического аниона (Аn- ).
В нормальных условиях, для низкоминерализованных озерных вод разница в балансе анионов и катионов (PD) не должна превышать 3%. Более высокая разница указывает на недостаточную точность проведения аналитических процедур при определении одного или нескольких компонентов. В таблице 2 приводятся данные для низкоминерализованных вод и атмосферных выпадений, по которым оценивается качество измерений на основе РD для водных растворов, отличающихся по сумме ионов ( катионов и анионов). Выделено 3 балла в оценках, если результаты соответствуют первой графе, то качество измерений очень хорошее, соответственно, третьей графе – неудовлетворительное.
Таблица - 2. Оценка результатов химических анализов проб воды анализов на основе процентной разницы в ионном балансе в пробах с различной концентрацией основных ионов минерализации ( ионов, мкэкв/л) (Schaug, 1988)
| Категория проб | 1 | 2 | 3 |
| ионов<50 | PD60 | PD>60 | |
| 50ионов<100 | PD30 | 30<PD60 | PD>60 |
| 100ионов<500 | PD15 | 15<PD30 | PD>30 |
| ионов500 | PD10 | 10<PD20 | PD>20 |
Сравнение измеренной и рассчитанной электропроводности. Электропроводность является мерой способности водных растворов проводить электрический ток. Эта способность зависит от типа и концентрации ионов и от температуры, при которой проводятся измерения. Электропроводность (ом-1см-1) определяется как:
K=G*(L/A),
где: G - удельная электропроводность (ом-1, сименс) - величина, обратная удельному сопротивлению: G=1/R
A - площадь электродов (см2)
L - расстояние между электродами (см)
Электропроводность зависит от типа и концентрации (активности) ионов в растворе. Величины эквивалентной ионной проводимости главных ионов при 20 и 25оС приводятся в таблице 3.
Таблица - 3. Оценка результатов химических анализов проб воды на основе процентной разницы между измеренной и рассчитанной электропроводностью (CD) по отношению к измеренной электропроводности (мкСм/см 20о, Schaug, 1988)
| Категория проб | 1 | 2 | 3 |
| СМ30 | СD30 | CD>30 | |
| СМ>30 | СD20 | 20<СD40 | CD>40 |
Зависимость эквивалентной проводимости от температуры различна для разных ионов, таким образом, функция электропроводность-температура будет зависеть от химической композиции раствора. Поэтому величина коррекции электропроводности на температуру измерения является приближенной (упрощенной) - используется допущение «стандартной композиции» для поверхностных вод [40].
Этот подход может приводить к систематической ошибке в случае различных химических композиций, что относится и к автоматической температурной коррекции на кондуктометре. По этой причине предлагается измерять электропроводность растворов точно при Т 25оС (в интервале 24-26оС), а не при 20оС с дальнейшим пересчетом на 25Со.
Тщательное, корректное измерение электропроводности позволяет в дальнейшем использовать эту величину для проверки результатов химического анализа. Этот контроль основан на сравнении между измеренной электропроводностью (СМ) и электропроводностью (СЕ), рассчитанной путем умножения концентрации каждого иона на соответствующую эквивалентную ионную проводимость (ui):
CE=uiCi
Для расчета используются те же ионы, которые рассматривались в ионном балансе, эквивалентная ионная проводимость ui, приводится в таблице 2 для 20 и 25оС.
Разница в процентах между измеренной и рассчитанной электропроводностью (СD) находится как:
CD=100*(CE - CM)/CM
Оценка результатов аналитических измерений на основе CD проводится по схеме, приведенной в таблице 3. Если результаты попадают в первую графу, то качество измерений высокое и соответственно цифра 3 характеризует неудовлетворительный результат измерений. При низкой ионной силе (ниже 0,1 мэкв/л), например, в воде высокогорных озер или в пробах атмосферных осадков, расхождение между измеренной и рассчитанной электропроводностью должно быть не более 2% [41].
Ионная сила (Ic), в мэкв/л, может быть рассчитана исходя из концентрации каждого иона следующим образом:
Ic=0.5CiZi2/Wi,
где:Ci - концентрация иона, мг/л; Zi - абсолютная величина заряда иона; Wi – молекулярная масса иона.
Для ионной силы выше, чем 0,1 мэкв/л можно использовать коррекцию активности каждого иона как было предложено в [42] и в Standard methods [35].
Для рутинной проверки результатов анализов как альтернатива используется график функциональной зависимости между измеренной и рассчитанной электропроводностью; отклонение результатов от линейности подтверждает наличие аналитической ошибки.
Если рассматриваются пробы с близким ионным соотношением и различной концентрацией ионов, то ожидается линейная зависимость между электропроводностью и суммой катионов и анионов. Линейность нарушается, если пробы различны по химическому составу; например, пробы с pH< 4,5 будут иметь при равной общей ионной концентрации более высокую электропроводность, чем пробы с pH=6,0, т.к. ион водорода имеет более высокую эквивалентную ионную проводимость, чем другие ионы.
Межлабораторные интеркалибрации и качество проводимых измерений будут проводится Норвежским Институтом Исследования Вод (NIVA) в рамках международной программы «Оценка и мониторинг трансграничного загрязнения рек и озер» (от 30 до 70 лабораторий Европы). Примеры такой интеркалибрации основных измерений ионной минерализации на основе программ [43, 44] приведены в таблицах 4 и 5.
Таблица - 4. Пример результаты интеркалибровки основных ионов минерализации, проведенной в рамках программы «Assessment and monitoring of acidification of rivers and lakes»
| Параметр | Проба А | Проба В | ||
| Результат | Среднее с ошибкой | Результат | Среднее с ошибкой | |
| РН | 5.02 | 5.09±0.15 | 6.02 | 6.07±0.17 |
| Электропров., мS/м | 1.80 | 1.80±0.14 | 2.40 | 2.34±0.13 |
| NOХ, мкг/л | 51 | 57±6 | 162 | 158±9 |
| Cl, мг/л | 0.95 | 0.83±0.14 | 0.79 | 0.67±0.11 |
| SO4, мг/л | 2.30 | 2.30±0.17 | 5.10 | 5.28±0.34 |
| Сa, мг/л | 0.77 | 0.88±0.12 | 1.42 | 1.59±0.20 |
| Mg, мг/л | 0.22 | 0.19±0.02 | 0.80 | 0.83±0.10 |
| Na, мг/л | 1.18 | 1.20±0.15 | 0.89 | 0.90±0.08 |
| K, мг/л | 0.51 | 0.52±0.05 | 0.20 | 0.20±0.03 |
| Окисл. Mn, мгО/л | 12.4 | 12.4±1.4 | 6.1 | 5.54±0.43 |
| Al, мкг/л | 270 | 270±36 | 180 | 170±22 |
Таким образом, система отбора и хранения проб, использование современных методов и приборов аналитических измерений, а также внутрилабораторный контроль качества измерений и участие в международных интеркалибрациях дает нам уверенность при обобщении результатов и их научном анализе.
Таблица - 5. Пример результатов интеркалибровки металлов между 62 скандинавскими лабораториями и лабораторией России
| Элемент, мкг/л | Порог определения, мкг/л | Теоретическая концентрация, мкг/л | Опреде-ления в России | Определения лабораторий Скандинавских стран | ||
| медиана | среднее | Станд. ошибка | ||||
| As* | 0.05 | 1.5 | 1.4 | 1.51 | 1.50 | 0.53 |
| As** | 10.5 | 10.20 | 10.20 | 1.47 | ||
| Cd* | 0.05 | 2.0 | 1.9 | 2.00 | 2.05 | 0.34 |
| Cd** | 1.3 | 1.10 | 1.11 | 0.15 | ||
| Co* | 0.2 | 20 | 20 | 20.00 | 20.90 | 4.67 |
| Co** | 26 | 25.30 | 25.30 | 4.27 | ||
| Cu* | 0.1 | 15 | 14 | 14.8 | 14.7 | 2.0 |
| Cu** | 30 | 29.4 | 28.9 | 3.6 | ||
| Cr* | 0.1 | 30 | 30 | 29.90 | 29.60 | 2.33 |
| Cr ** | 24 | 22.00 | 22.20 | 3.17 | ||
| Ni* | 0.2 | 30 | 29 | 30.00 | 30.40 | 3.56 |
| Ni** | 25 | 23.70 | 23.80 | 2.84 | ||
| Pb* | 0.3 | 15 | 14 | 15.10 | 15.50 | 1.20 |
| Pb** | 4.8 | 6.39 | 6.04 | 1.50 | ||
| Zn* | 0.02 | 30 | 32 | 30.00 | 30.80 | 4.67 |
| Zn** | 21 | 20.0 | 20.3 | 2.3 | ||
синтетические пробы
пробы природной воды
Таким образом, формирование химического состав вод определяется совокупным воздействием природных и антропогенных факторов. Анализ научной литературы по влиянию этих факторов на процессы формирования химического состава вод малых водосборов, показал, что антропогенный фактор в глобальном масштабе, накладываясь на природные процессы, оказывает существенное влияние на них, стимулируя процессы эвтрофирования, закисления, а также обогащения вод токсичными микроэлементами, ПАУ, нефтепродуктами даже в тех случаях, когда водные системы не подвергаются воздействию прямых стоков.
Основные принципы исследования качества вод для выявления влияния аэротехногенных потоков загрязняющих веществ на водные системы выработаны на основе многолетних исследований авторов и обобщения международного опыта: 1) единовременность и сезонная сопоставимость результатов; 2) cоответствие классов размерности водных объектов в исследованиях природному их распределению в регионе; 3) равномерность распределения и репрезентативность выборки для характеристики ландшафтных зон; 4) исключение из исследований водных объектов, отражающих воздействие локальных антропогенных факторов; 5) верификация аналитических методов и результатов определения химического состава вод при постоянном жестком внутрилабораторном и периодическом (1-2 раза в год) внешнем контроле; использование единой системы стандартных растворов.
Близкая система применяется при широкомасштабных исследованиях (обычно раз в пять лет) и оценке состояния озер Европейских стран, Америки, Канады с 80-х годов. Она дает возможность провести анализ пространственно-временной изменчивости гидрохимических показателей водосборов, позволит сформировать обобщенное представление о развивающихся тенденциях в регионе Западной Сибири.
4. Биологические методы оценки качества вод
4.1. ЛИТЕРАТУРНЫЙ ОБЗОР И МЕТОДЫ БИОИНДИКАЦИИ
В Российской Федерации, как и в мире, в целом, состояние мониторинга окружающей природной среды в полном смысле этого слова (построение комплексных пространственно-временных рядов трансформации различных биогеоценозов, в т.ч. водных и околоводных, под действием естественных и антропогенных факторов) продолжает оставаться на чрезвычайно низком уровне. Причина такого положения кроется не столько в финансовой стороне, хотя эта работа и требует значительных материальных затрат, сколько в отсутствии методологического подхода и комплексного осуществления программ мониторинга отдельных сред, факторов влияния и компонентов биоты. Как следствие этого, препятствием для принятия верных решений в области охраны окружающей среды, в том числе и при возникновении чрезвычайных ситуаций, являются отсутствие четкой и обоснованной концепции, оперативности, а также разобщенность информационного пространства, отсутствие комплексной системы наблюдений не только в континентальном масштабе, но и в отдельных регионах и, наконец, непонимание причинно-следственных связей наблюдаемых явлений.
Разработка методов биоиндикации соответствует и находится в рамках ряда правительственных решений Российской Федерации и местных органов власти: Правительства РФ № 1229 от 24 ноября 1993 г. “О создании Единой государственной системы экологического мониторинга (ЕГСЭМ)”, Администрации Тюменской области об участии в эксперименте по созданию территориальных подсистем ЕГСЭМ, решение Межрегионального Координационного Совета по экологическим проблемам Уральского региона о создании на основе территориальных подсистем ЕГСЭМ системы экологического мониторинга Урала (август 1995 г.), распоряжение Главы Администрации Тюменской области № 452-р от 19 июня 1996 г. об утверждении Положения о территориальной системе экологического мониторинга Тюменской области).
Наличие указанных документов ставит перед соответствующими природоохранными органами и научно-исследовательскими организациями вполне конкретные задачи по разработки методов интегральной оценки состояния окружающей среды. Однако, к сожалению, ни общепризнанного методологического, ни методического подхода к решению поставленных задач на настоящий момент нет, хотя существуют отдельные методические работы в этом направлении [1, 2], имеющие свои достоинства и недостатки. Это с полным правом может быть отнесено и к проведению мониторинга биоразнообразия (как части экологического мониторинга), а также к использованию в качестве объектов мониторинга наряду с другими компонентами биоты (растения, лишайники и др.) животных, обитающих в разных средах (беспозвоночные, рыбы, амфибии, птицы и млекопитающие), выполняющих в оценке качества среды роль биоиндикаторов.
Целью работы является на основе обобщения обширных материалов сформировать представление о методах биоиндикации состояния окружающей среды, предложить систему критериев для интегральной оценки состояния водной и околоводной среды, привести примеры апробации методов в регионах Западной Сибири.
Биоиндикация, как метод оценки качества водной среды. Биоиндикация направлена на оценку качества вод природных водоемов (или зоны загрязнения) по состоянию индикаторных видов или сообществ организмов. Этот подход широко применяется в системе государственной службы по гидрометеорологии и контролю окружающей среды в России [3, 4]. Гидробиологический мониторинг пресноводных экосистем предусматривает наблюдения за состоянием основных подсистем: микрофлоры, перифитона, фитопланктона, макрофитов, зоопланктона, зообентоса [5,6,7]. Определены также физиологические и биохимические показатели состояния рыб в водоеме, позволяющие выявить как кратковременные эффекты, так и продолжительное действие сублетальных доз загрязняющих веществ. Немовой, Высоцкой [8] для целей биоиндикации предложен интегральный индекс (БИИ-биохимический интегральный индекс), который включает до 150-200 индивидуальных биохимических показателей белкового, углеводного, нуклеотидного обмена, энзиматического профиля организмов, тканей, субклеточных структур тканей рыб. Безусловный интерес при рассмотрении вопросов миграции и накопления токсикантов, а также изменения морфофункционального состояния животных и структуры сообществ под влиянием возмущающих факторов, имеют и другие группы животных, участвующих в трофических цепях исследуемых экосистем на тех или иных трофических уровнях [9]. Так для водных экосистем таковыми являются амфибии (в первую очередь, отряд Бесхвостые), водные или водно-болотные птицы (отряды Гусеобразные и Ржанкообразные) и околоводные млекопитающие (отряды Грызуны, Насекомоядные и Хищные), а также их паразиты (в первую очередь, гельминты). Питаясь водными растениями, беспозвоночными, рыбами, наземные позвоночные водоемов являются важнейшим звеном, замыкающим круговорот фосфора на земле (возвращают его на сушу). В результате жизнедеятельности птицы обогащают водную среду биогенными веществами: азотисто-фосфорными соединениями, необходимыми для питания фито- и зоопланктона, высшей растительности, тем самым способствуют повышению биологической продуктивности водоемов [10]. Содержание металлов в скорлупе яиц является адекватным индикатором загрязнения окружающей среды. Введение солей металлов в яйца кряквы приводит к гибели эмбрионов на протяжении первых 10 дней, и индуцирует аномалии в развитии [11]. Морфологическое, гематологическое, гистологическое изучение птиц указывает на наличие дегенеративных поражений сердечной мышцы, клеток головного мозга, дистрофии печени и почек, цирротических разрастаний соединительной ткани и может являться важным методом биоиндикации загрязнений окружающей среды [12, 13]. Сходные реакции фиксируются у других наземных позвоночных.
Каждая группа организмов как биологический индикатор имеет свои преимущества и недостатки, которые определяют границы ее использования при решении тех или иных задач. Детальное описание методов и преимуществ работы с каждой группой организмов дается в [4].
Экспертная характеристика экологического состояния водного объекта основывается на общей сумме всех признаков, включая структурные (видовой состав, численность, биоразнообразие, соотношение видов различной экологической валентности, характеристики их сапробности) и функциональные характеристики водных сообществ (показатели продукции, деструкции и др.).
Теория экологических модификаций А.В. Абакумова [14] легла в основу метода разграничения состояния экосистем по интенсивности метаболизма. В условиях загрязнения окружающей среды происходит как увеличение интенсивности метаболизма – метаболический прогресс, так и снижение – метаболический регресс. Существуют три общих направления метаболического прогресса, связанные с тремя путями изменения структуры биоценоза: с усложнением структуры (экологический прогресс); с перестройкой, не ведущей к усложнению или упрощению (экологические модуляции); с упрощением (экологический регресс). В соответствии с этим предложено на основе анализа состояния сообществ выделять следующие границы состояния экосистем: фоновое состояние; антропогенное экологическое напряжение, выражающееся в увеличении разнообразия биоценоза, усложнении структуры и уменьшении энтропии; антропогенный экологический регресс, характеризующегося уменьшением биоразнообразия, упрощения структуры и увеличением энтропии экосистем; снижение активности всех процессов образования и разрушения органического вещества, включая процессы первичного и вторичного его продуцирования – метаболический регресс, который наступает в условиях тяжелого загрязнения водных объектов токсичными веществами. В соответствии с состоянием водных сообществ дается следующая градация оценки качества вод, соответственно: чистая, слабо загрязненная, умеренно загрязненная и грязная.
Однако количественные методы оценки состояния экосистем в гидробиологическом анализе не получили должного распространения. Индексы и показатели, в основе которых лежит учет видового состава биоценоза, часто субъективны, зависят от однородности биотопа и сезона года. К тому же популяции различных видов отличаются по степени своей полифункциональности. Затруднено их использование в случае загрязнения водоемов органическими веществами и евтрофирования: число одних сообществ увеличиваться, других – уменьшаться. Поэтому в итоге даются сравнительные оценки, выраженные в классах, баллах, очках, индексах, которые занимают промежуточное положение между количественными и качественными показателями [4] и зависят от квалификации экспертов.
Диагностика «здоровья» экосистем. Понятие «ecosystem health» в последние годы достаточно активно используется в научной литературе для интегральных оценок последствий загрязнения окружающей среды. Предлагаются различные критерии оценки здоровья экосистемы, которые можно систематизировать по уровням биологической организации [15, 16, 17]:
1) изменения на молекулярно-клеточном уровне – характеризуются нарушения структуры клеток и биохимических процессов;
2) индивидуальные патологии – регистрируются морфологические и физиологические нарушения организмов;
3) перестройки в популяциях – анализируются устойчивость и способность поддержания численности популяций основных видов;
4) реорганизация сообществ – характеризуются структура и функционирование, взаимодействие между элементами экосистем.
По мнению ученых [18, 19, 20, 21, 22, 23] выделить норму и патологию у индивидуумов легче. Молекулярно-клеточные и морфофизиологические изменения проявляются у организмов значительно раньше, чем происходят структурно-функциональные изменения у популяций и сообществ. Вместе с тем изменения на уровне сообществ и экосистем свидетельствуют о длительном воздействии и глубоких нарушениях в водной экосистеме [24].
В рамках этого подхода к оценке качества вод (in situ) используются данные биотестирования (информация об относительной токсичности отдельных веществ или элементов) и биоиндикации (информация о состоянии организмов, популяций и сообществ водной экосистемы). Критические уровни, т.е. степень опасности для живых систем, устанавливаются на основе построения доза - эффектных зависимостей, полученных не в эксперименте, а в реальных условиях природного водного объекта.
В отличие от привычных методов биоиндикации, согласно которым качество вод экспертно оценивается в баллах по сумме признаков нарушений в подсистемах, в рамках концепции «здоровья» экосистемы обосновываются численно измеряемые информативные критерии нарушений в биологических системах, а также интегральные численные значения дозы воздействия, которые отражают последствия комплексного загрязнения вод и те условия водоема, на фоне которых действуют токсичные элементы и соединения. На основе разработанных доза-эффектных зависимостей и расчетов можно ответить на наиболее значимый в практическом плане вопрос - насколько сформированные под влиянием загрязнения новые свойства вод опасны для водных экосистем и насколько необходимо снизить уровень загрязнения вод, чтобы качество вод соответствовало благоприятным условиям существования и размножения водных обитателей.
Критериальная система интегральной оценки качества вод и «здоровья» экосистемы должна отвечать следующим требованиям: отражать специфику загрязнения, включать число наиболее чувствительных индикаторов организменного, популяционного и экосистемного уровня, учитывать функциональный резерв экосистемы выдерживать стресс, сохранять свою структуру, а также отражать способность к восстановлению системы после пертурбаций [25, 26, 17, 16, 27, 28, 29, 30].
Критерии оценки состояния организма (по биохимическим, физиологическим, клиническим, патолого-морфологическим симптомам заболеваемости) имеют значение для оценки эффектов загрязнения вод на современный отрезок времени, на уровне популяций (изменение скорости роста, сроков созревания, продолжительности жизни, плодовитости и др.) и сообществ (изменения продуктивности, биоразнообразия, трофической структуры и др.) - могут рассматриваться для интегральной оценки последствий пролонгированного влияния слабых доз загрязнения, неудовлетворительного качества вод.
Не существует единого универсального критерия по отношению к оценке всех антропогенных воздействий. Например, при оценках эвтрофирования водоемов наиболее ясную картину формируют изменения фитопланктонного сообщества, закисления вод – зообентосного, токсичного загрязнения – нарушения в организме рыб. При оценке нефтяного загрязнения изменения затрагивают все подсистемы. Поэтому необходима мультивариантная система критериев, позволяющая гибко ее применять при оценках экологического состояния водных экосистем.
В иерархии экотоксикологических исследований молекулярный уровень важен для понимания механизмов токсического действия. Все химические соединения первоначально вызывают нарушения структуры и функций молекул, что приводит к изменению их функционирования в клетке и, в свою очередь, отражается на структуре и функциях клеточных органелл, которые изменяют физиологический статус организма. Клеточный уровень находится между молекулярным и организменным. Он очень важен для предсказания последствий токсичного влияния для жизнедеятельности целого организма и также значим в понимании изменений на популяционном уровне, например изменения в гонадах могут дать понимание причин деградации популяций. Или развитие массовых заболеваний (неоплазии, раковых изменений в тканях) приводит к элиминации особей, сокращению продолжительности жизни, что отражается на структуре популяции [31].
Индикаторы на уровне популяций должны применяться очень осторожно, поскольку их ответ идентичен на многие факторы стресса. В этом плане очень важно дополнительное использование методов биотестирования (в длительных рядах наблюдений или для изучения токсического действия отдельных химических веществ или физических факторов), позволяющего наиболее полно придерживаться принципа «прочих равных условий». Экосистемные процессы и изменения пищевых цепей могут быть также информативными в индикации стресса. Однако условия функционирования экосистем могут отличаться. Например, низкое видовое разнообразие в водах соленых или холодноводных озер (экстремальные условия окружающей среды) и более высокая их уязвимость связана с низким функциональным резервом. Ответные реакции живых систем не являются прямыми, они происходят с участием обратных связей. Вторичные эффекты и изменения всей трофической структуры экосистемы оказывают влияние на состояние каждого уровня ее организации.
На более низких уровнях высока информативность показателей, на более высоких, например, нарушения в сообществах, - возрастает их значимость. Если изменены показатели состояния популяций и сообществ, то качество вод было неблагоприятным в течение длительного периода. Они регистрируют изменения более «инертных» систем – не только в направлении деградации, но и восстановления. Поэтому, важно использовать систему показателей в оценках «здоровья» экосистем и качества вод. В таблице 6 представлены основные закономерности изменчивости сквозь уровни иерархической организации водных экосистем (от организмов к популяциям и сообществам) под влиянием антропогенного загрязнения и показатели их состояния, которые логично использовать в оценках «здоровья» экосистем.
Рыбы как индикаторы качества вод. Многочисленные публикации свидетельствую об успешности использования рыб как индикаторов нарушений «здоровья» экосистемы при токсичном загрязнении вод [15, 17, 16]. Рыбы занимают верхний уровень в трофической системе водоемов. В условиях интенсивного загрязнения степень устойчивости организма рыб определяется способностью эффективно метаболизировать и выводить поступающие в организм токсиканты [32]. Патологические изменения в их организме позволяют определить степень токсичности водной среды, оценить кумулятивные эффекты, а также сформировать представление о потенциальной опасности группы веществ, поступающих в водоем, и для человека. Изменения физиологических показателей рыб регистрируются численными значениями, которые возможно использовать при построении доза-эффектных зависимостей. Поэтому в ряде крупных международных проектов (MOLAR, LIMPACs, AMAP, ICP-Water и др.) в оценках экологических последствий загрязнения вод предпочтение отдается исследованию рыб на уровне организма.
Для диагностики «здоровья» экосистемы, как отмечалось, важны системные исследования, а результаты статистически обеспеченные. Однако многие методы, в особенности биохимические или физиологические, достаточно сложны, поэтому не могут быть массовыми при исследованиях на природных водоемах. Предложенный методический двухуровневый подход, позволяет сочетать в оптимальном соотношении возможность получения массового материала и установления точного диагноза. Выделен первый макроуровень обследования индивидуумов, по которому заболевания выявляются на основе массового визуального обследования организмов и предварительный диагноз устанавливается по клиническим и патологоанатомическим симптомам отравлений.
Второй микроуровень диагностики включает в себя гематологические, гистологические, биохимические, инструментальные физиологические и другие методы. Последние не могут быть массовыми в силу трудоемкости, но используются для уточнения диагноза и оценки последствий патологических изменений в организме рыб. Необходимым условием является также отбор проб от здоровых особей для установления «нормы» физиологического состояния.
Таблица - 6. Основные признаки изменчивости организмов, популяций и экосистем в условиях антропогенного стресса и показатели, которые могут быть использованы для оценки «здоровья» экосистемы и качества вод [28]
| Уровень организации | Основные структурно-функциональные изменения | Измеряемые показатели |
| Условия среды | Отклонения физико-химических показателей от фоновых, появление нового свойства - токсичности | Высокие концентрации токсичных веществ в воде, изменения рН, минерализации, ионного состава, мутности, концентрации биогенных элементов и др. |
Организм | Острые эффекты | Гибель |
| Хронические эффекты: молекулярные; генетические; клеточные; патолого-анатомические. | Признаки нарушения гомеостаза, в том числе: нарушения биохимического статуса; мутации, новообразования; нарушения клеточной структуры органов и тканей, показателей крови; патологические перерождения органов, физиологические отклонения и др. | |
| Компенсаторные реакции: усиление процессов катаболизма; перераспределение энергетического бюджета на поддержание метаболизма в ущерб пластическому росту и созреванию; активация детоксикационного механизма, повышенные энергетические затраты на детоксикацию и выживание субтоксичных условиях среды. | Поддержание гомеостаза, включая: увеличение содержание катехоламинов, адреналинов и норадреналинов, АТФ, кортикостероидов и др.; повышение потребление кислорода, тахикардия, усиленная вентиляция жабр; сгущение крови, высокое содержание молодых клеток и лейкоцитов в русле крови; высокие содержания энзимов, низкомолекулярных белков и др. | |
| Популяция | Острые эффекты | Гибель |
| Хронические эффекты: повышенная элиминация особей; сокращение продолжительности жизни; снижение скорости роста и нарушения сроков созревания гонад - в более позднем возрасте или репродуктивная несостоятельность. | Признаки угнетения, в том числе: сокращение пополнения; высокий процент убыли; нарушения в соотношении возрастных когорт и полов, увеличение количества незрелых особей; сокращение размерной и возрастной структур и др. | |
| Адаптивные реакции: выживание раносозревающих мелкоразмерных особей в популяции (r-стратегов), обеспечивающих поддержание численности и популяционной плодовитости; селекция толерантных особей. | Признаки перестройки: Сокращение численности; увеличение доли впервые созревающих особей в раннем возрасте; преобладание мелкоразмерных особей младших возрастных групп; преобладание самок и др. | |
| Поведенческие реакции: снижение эффективности поиска и утилизации ресурсов; снижение эффективности избегания хищников или поиска жертв; нарушение миграционного и нерестового поведения и др. | Усиление выше обозначенных нарушений в структуре популяции. |
Таблица - 6. Продолжение.
| Уровень организации | Основные структурно-функциональные изменения | Измеряемые показатели |
| Сообщество | Энергетические: ускорение дыхания сообществ и разбалансирование соотношения продукции к дыханию; увеличение значимости сторонней энергии, т.е. поступающей извне. | Изменения в соотношениях продукции (Р) к тратам на дыхание: Р/R > 1 или Р/R <1. |
| Питательные: ускорение оборота элементов питания; сокращение их цикла в экосистеме; потери биогенных элементов. | Высокое соотношение минеральных форм фосфора и азота к их общему содержанию, повышенный их сток. | |
| Продукционные: усиление синтеза и экспорта первичной продукции; более высокое потребление энергии на поддержание биомассы экосистемы. | Высокое соотношение биомассы первичной продукции к суммарной; высокое соотношение продукции к биомассе, или дыхания к биомассе и др. | |
| Структурные: Снижение видового разнообразия и упрощение сообществ; укорочение пищевых цепей; увеличения видовой доминантности; увеличение роли мелких форм (r-стратегов) в сообществах, обеспечивающих более быстрый оборот биомассы. | Низкие показатели индекса биоразнообразия; искажение рангового распределения; изменения в соотношение мирных и хищных форм; высокий % доминирования эврибионтных вид; снижение условной индивидуальной массы организма в сообществе и др. |
