Повна версія

Головна arrow Екологія arrow ОЦІНКА ЯКОСТІ ВОДИ ВОДОЙМ РИБОГОСПОДАРСЬКОГО ПРИЗНАЧЕННЯ

  • Увеличить шрифт
  • Уменьшить шрифт


<<   ЗМІСТ   >>

ВИКОРИСТАННЯ ТЕСТ-ОРГАНІЗМІВ ДЛЯ ТОКСИКОЛОГІЧНИХ ДОСЛІДЖЕНЬ ВОДИ

При подальшому уточненні методів біологічного контролю якості вод необхідно з'ясовувати допустимий рівень їх забруднення при антропогенному впливі на водойми з метою забезпечення чистоти водного середовища. Результати біотестування враховують при встановленні величин гранично-допустимих скидів (ПДС) забруднюючих речовин.

З огляду на різноманіття цілей вивчення водних об'єктів, а також відмінності і особливості останніх, встановлюється п'ять основних етапів тестування з послідовним ускладненням завдань і збільшенням числа проб і параметрів дослідження.

  • • 1 етап - визначення екологічного стану на момент дослідження.
  • • 2 етап - вимір відхилень від норми.
  • • 3 етап - вивчення факторів середовища, які впливають на стан водної екосистеми.
  • • 4 етап - пошук вогнища забруднення.
  • • 5 етап - майданна зйомка та картування об'єкта.

Перший етап тестування є обов'язковим, з нього необхідно починати будь-які екологічні дослідження. Роботи повинні забезпечити отримання характеристик водного середовища і оцінку її стану. Другий етап дослідження слід проводити у водних об'єктах, де встановлено їх евтрофірованіе або токсикация. Необхідно визначити величини відхилень від норми і стабільність цих відхилень від часу, а також проводити повторні визначення в точках, де були зафіксовані відхилення. Третій етап необхідний в разі забруднення водойми. На цьому етапі слід виявити речовину або групу речовин, що викликали екологічне порушення. Слід послідовно розширювати коло досліджуваних речовин в забруднених пробах. Завдання це многогрудная. Четвертий етап слід проводити паралельно з третім, оскільки ставляться ті ж завдання, здійснюючи відбір додаткових проб в напрямку погіршення екологічної ситуації з визначенням в них біохімічних показників. П'ятий етап вимагає ретельного попереднього планування робіт для забезпечення оптимальної кількості проб води донних опадів, необхідних для складання Карг екологічного стану всього водного об'єкта і окремих його частин.

На думку О.Ф. Філенко (1991), при оцінці реальної або потенційної загрози небезпечного для організмів забруднення вод дослідження взаємодії компонентів екосистем з речовинами, які надходять в середу, ведуться в трьох напрямках:

  • 1) обґрунтування запобігання небезпечних рівнів забруднення вод;
  • 2) оцінка стану екосистем, що піддаються антропогенному впливу;
  • 3) поточний контроль якості водного середовища.

Виявом першого з цих напрямків є концепція критеріїв якості водного середовища, що реалізується на основі лабораторних токсикологічних тестів у вигляді ГДК, орієнтовних безпечних рівнів впливу (ОБРВ) і ін. Суть прийому токсикологічного контролю полягає у відносно короткочасному спостереженні за будь-якої характеристикою тест-організмів, поміщених в досліджувану середу.

Биотестирование із застосуванням гідробіонтів може бути використано для оцінки токсичності забруднюються природних вод, контролю токсичності стічних вод, прискореної оцінки екстрактів, змивів і середовищ з санітарно-гігієнічними цілями.

В СРСР, а тепер і в Російській Федерації нормативи ГДК і ОБРВ забруднюючих речовин у воді визначаються шляхом виконання за певною схемою лабораторних токсикологічних експериментів з гідробіонтами - тест-організмами, що представляють систематичні групи і трофічні рівні екосистем.

Для кожного тест-організму встановлюється коло тест параметрів, які є основними і контролюються в обов'язковому порядку. При цьому для надійного контролю токсичності забруднювачів має бути використано одночасно кілька тест-об'єктів (Філенко, Дмитрієва, 1999).

Для токсикологічних досліджень використовують зелені водорості Scenedesmus quadricauda , S. acuminatus, Chlorella vulgaris ,

C. pyrenoidosa, Selenastrumcapricomutum, види роду Ankistrodesmus і ін. Токсичність випробовуваних речовин відчувають по візуальним показниками (зміна забарвлення культури водоростей, лізис клітин), значенням pH культури, чисельності клітин, виділення і поглинання кисню, визначення співвідношення живих і мертвих клітин. Для більш повної оцінки токсичності речовин використовують показники біомаси клітин, вмісту хлорофілу і каротиноїдів і т.д. З макрофитов найбільш зручними тест-об'єктами є елодея ( Elodea canadensis) і ряска ( Lemna minor). У гострих дослідах встановлюють концентрації речовин, що викликають за 10 днів зростання культури загибель 50% особин. У хронічних дослідах при розведенні вихідної гострої концентрації спостерігають за такими показниками рослин як візуальні ушкодження (зміна забарвлення, втрата тургору і ін.), Виживаність і приріст основного пагона, число бічних відростків і їх довжина, число коренів і довжина.

В якості тестових організмів можуть виступати і найпростіші організми, наприклад інфузорії Paramecium caudatum. Як функцій відгуку на токсиканти використовують показники виживаності особин і функцію їх розмноження, що виражається в зміні швидкості клітинного поділу. Встановлення ГДК для ракоподібних здійснюється на прикладі представників загону Cladocera Daphnia magna, D. longispina, D. carinata, Symocephalus vetulus, Ceriodaphnia affinis і Moina macrocopa (Лісників, Ісакова, Колосова, 1986). У гострих дослідах оцінку ступеня впливу тієї чи іншої концентрації речовини проводять за часом досягнення загибелі 50% популяції. При спостереженні кладоцер в хронічних дослідах досліджують такі популяційні характеристики як виживаність, ріст, плодючість і якість потомства. Серед представників бентосу зручними тест-об'єктами є черевоногі молюски (прудовик Limnea stagnalis) і личинки хірономід ( Chironomus dorsalis). Крім гострих дослідів по встановленню летальних доз речовин для цих організмів, проводять також хронічні досліди (30-60 діб), де для прудовиков контролюють народжуваність, плодючість, процес ембріогенезу, швидкість росту і водно-сольовий обмін особин, а для хірономід - виживаність, швидкості зростання біомаси. При токсикологічних випробувань не обійдені увагою і представники вищих трофічних рівнів водних екосистем, в тому числі риби.

Серед іхтіофауни найчастіше використовують мальків і дорослих риб з сімейств лососевих (форель Salmo trutta, пелядь Coregonuspeled), окуневих (судак Sander lucioperca, окунь Perea fluviatilis), коропових (плітка Rutilus rutilus, піскар Gobio gobio, верхівка Leucaspius delineatus, головень Leuciscus cephalus, гольян Phoxinus phoxinus, лящ Abramis brama, краснопірка Scardinius erythrophthalmus, короп Cyprinus carpio, карась Carassius carassius). Ступінь отруєння визначають по зміні наступних показників: виживання риб (як в гострому, так і в хронічному досліді), приріст або зниження біомаси, клінічна картина отруєння (оцінюється по зміні поведінки риб), характер харчування, характер і частота дихання, зовнішній вигляд (стан шкірних покривів, плавників, очей), стан зябрового апарату. Проводять також гістологічні, гістохімічні, гематологічні та біохімічні аналізи, які можуть свідчити про зміни в організмі і за відсутності зовнішніх проявів інтоксикації. Поширена також досліджень реакцій ембріонів риб (акваріумна риба даніо Danio rerio, в'юн Misgurnus fossilis, осетер Acipenser sp., Райдужна форель Salmo irideus ), більш чутливих до токсичного впливу. В цьому випадку досліджують показники виживаності ембріонів, відхилень у розвитку, морфометричні параметри.

Результати описаних лабораторних токсикологічних дослідів з тест-об'єктами шляхом інтегрування отриманих сублетальлними концентрацій для різних організмів дозволяють обчислити використовувані в природоохоронних документах ГДК. Сьогодні ГДК встановлені для більш ніж 1000 хімічних сполук. Існують нормативи, які регламентують склад води окремо в водоймах господарсько питного і культурно-побутового використання і в водоймах рибогосподарського призначення. Виняток становить оз. Байкал, на басейн якого поширюються індивідуальні «Норми допустимого впливу на екологічну систему Байкалу» (Кобзєв, 1980).

У світлі сучасних вимог до охорони природного середовища ця система, заснована на роздільному визначенні концентрацій небезпечних речовин і зіставленні їх з ГДК, не може бути визнана ефективною, оскільки практичне використання концепції ГДК зустрічається з цілим рядом труднощів. Основні з них перераховані в роботі В.А. Абакумова і Л.М. Сущсні (1991). У багатьох випадках при встановленні ГДК враховується тільки прямий токсикологічне вплив, а багато що виникають непрямі ефекти залишаються осторонь. Не менш серйозним недоліком існуючої системи контролю, на думку авторів, є і те, що ізольоване дію окремих хімічних речовин без урахування реальної екологічної ситуації не відображає справжньої картини впливу. Ізольованої дії не існує - є лише спільна дія всього комплексу чинників. Вище йшлося про 1000 з'єднань, для яких існують ГДК. У той же час число речовин-забруднювачів, здатних впливати на екологічний стан біоти в водоймах і водотоках, на сьогодні перевищило мільйон найменувань і щорічно синтезується ще понад чверть мільйона нових речовин. Крім того, в прісноводних екосистемах утворюються складні комплекси різних хімічних сполук, принципово інакше впливають на біоценози, ніж окремі складові. В результаті відбуваються хімічних реакцій і перетворень хімічних елементів у водному середовищі відбувається утворення нових сполук, які можуть бути більш токсична вихідних інгредієнтів. Шкідлива дія фізичних, хімічних та інших факторів при їх комбінуванні може підсумовуватися (адитивна або незалежне дію), послаблюватися (антагонізм) або посилюватися (синергізм). Причому синергічну дію факторів становить найбільшу небезпеку для організмів. Згідно узагальненої концепції синергізму (Петін, Жураковська, Пантюхіна, Рассохина, 1999) при комбінованих впливах факторів відбувається утворення додаткових ушкоджень за рахунок взаємодії субповрежденій, індукованих кожним з агентів і які не є значущими при роздільному впливі кожного з факторів. Показано, що існує оптимальне співвідношення впливають агентів, при якому синергізм максимальний. Чим менше інтенсивність одного фактора, тим менша інтенсивність іншого чинника повинна використовуватися для прояву максимального синергізму.

Не цілком правомірна також екстраполяція результатів, отриманих в лабораторії за даними про реакції окремих ізольованих індивідуумів, на природні багатовидові спільноти. Так, виживання і розмноження популяції залежать від її поведінки, харчування, взаємодії з хижаками і жертвами і т.д.

Необгрунтованим виглядає також один з основоположних принципів концепції ГДК, який вказує на абсолютну універсальність отриманих нормативів, придатність їх для будь-якої природної зони, будь-якої пори року, будь-якого місця проживання (наприклад, при розробці рибогосподарських ГДК не існує різниці між лентіческімі і лотіческімі водоймами). Справді, кожна екосистема має еволюційно обумовленим унікальним комплексом зв'язків між окремими компонентами, специфічним адаптаційним потенціалом до можливих небезпечних дій, виробленої з часом токсікорезістентностью (Волков, Залічева і ін., 1997).

На нашу думку ефективність застосування нормативів ГДК слід визнати невисокою також і тому, що на водні екосистеми крім хімічного забруднення чинять негативний вплив і багато інших антропогенні фактори нехімічсской природи, наприклад потепління, каламутність води, зміна гідрологічного режиму водойми, що виражається в перепадах витрат і рівнів води. Стан прісноводних екосистем знаходиться в прямій залежності від стану площі водозбору, рівня антропогенної освоєності басейну. Істотний вплив на гідробі- онтов надає зміна режиму наносів, берегові і руслових деформації, пов'язані з водозаборами та іншими інженерними спорудами на річках.

Відсутність відповідності між лабораторними і природними моделями екосистем призводить до того, що ГДК часто виявляються завищеними (Жігальскій, 1997). Як приклад можна навести ситуацію, коли не дивлячись на задовільні результати гідрохімічного аналізу (тобто дотримання ГДК) в водоймах заповідника «Велика Кокшага» (республіка Марій Ел), проведений гідробіологічний моніторинг показав тенденцію до погіршення екологічного стану заплавних ділянок річки, що виражалося в зміні структури зоопланктонних спільнот (Дробот, 1997). Відомі й зворотні ситуації - наприклад, стан спільноти зоопланктону (індексовані по сумарній кількості) в р. Сурі залишалося благополучним і при перевищенні ГДК більшості вимірюваних фізико-хімічних показників (Максимов, Булгаков та ін., 2000).

Беручи до уваги критичні зауваження, висловлені на адресу концепції ГДК, слід сказати також про точку зору, згідно з якою нормативи ГДК, незважаючи на всі свої недоліки залишаються важливими орієнтирами для планування діяльності, пов'язаної з можливим забрудненням середовища (Філенко, 1991), а токсикологічний контроль , заснований на біотестування, може служити доповненням, але не альтернативою методам біоіндикації в природних екосистемах та екологічного нормування.

Розглянуті в цьому розділі системи біологічного аналізу якості вод позбавлені істотних недоліків систем і способів, в яких оцінка ступеня забруднення проводиться тільки по показовому значенням організмів або за видовою різноманітністю. Оскільки і показове значення організмів, і видове різноманіття може бути використано для оцінки рівня органічного забруднення, немає причин використовувати лише один з цих підходів. Важлива перевага цих систем в тому, що з їх допомогою можлива швидка оцінка ступеня забруднення. Істотні їх відмінності між собою сприяють більш широкому вибору конкретного методу аналізу для кожного конкретного випадку. Загальновизнана ж система біологічного аналізу якості вод відсутня, що вимагає продовження спеціальних досліджень і розробки таких методів контролю. Ці методи повинні забезпечити високу точність одержуваних відомостей і оперативність їх отримання. При цьому більшу увагу має бути приділено іхтіофауні як одному з найважливіших биотестов іхтіотоксікологіческіх оцінок. Як же пріоритетного оціночного критерію повинна бути чиста вода і можливість виконання нею біологічних функцій.

Велика кількість систем біологічного аналізу і способів оцінки рівня забруднення, що з'явилися останнім часом, є результатом незадоволеності практичних працівників системою Кольквітца-Марссона і їх прагнення знайти інший підхід до оцінки ступеня забруднення водойм, що дозволяє більш оперативно отримувати відповіді на запити практики.

Ступінь забруднення водойм може оцінюватися по показовим організмам і їх видовою різноманітністю. З'єднання для цієї мети двох підходів підтримується багатьма дослідниками. Очевидно, з видового різноманіття, перш за все, слід звертати увагу на нестійкі до забруднення види, так як вони об'єктивно сигналізують про зростання забруднення, і ці сигнали надходять швидше, ніж від стійких видів.

Використання показників видового різноманіття та інформаційних індексів для оцінки забрудненості ускладнюється при екстремальних станах середовища. Наприклад, життя вкрай збіднюється в гарячих джерелах, пересолених водоймах, митних річках, в суворих льодових умовах і в деяких інших випадках. Крім структурних особливостей біоценозів для індикації забруднення можна враховувати багато функціональні характеристики. Перш за все, це БПК, тобто величина аеробного деструкції органічних речовин, визначення якої має вікову історію і стало одним з найбільш поширених елементів біологічного аналізу якості вод.

Наведений нами короткий огляд дозволяє імовірно намітити деякі принципи, які повинні лягти в основу системи біологічного аналізу прісних вод. Існує необхідність у спрощеній системі, яку міг би використовувати широке коло дослідників, і яка дозволяла б достатньо швидко оцінювати рівень забруднення водойм. Немає спільної думки з приводу того, яким вимогам ця система повинна відповідати. У ній повинно бути використано поряд з індикаторним значенням таксонів видове різноманіття. В основу вибору індикаторних таксонів повинна бути покладена легкість виявлення і визначення. Слід взяти до уваги можливість використання індикаторних таксонів більш високого рангу, ніж вид. Так як дані, отримані біологами, в подальшому будуть застосовуватися фахівцями інших професій, вони повинні бути виражені в зрозумілій для НЕ біологів формі.

Розглянуті способи біологічного аналізу і оцінки якості вод досить роз'єднані, наявні переваги і недоліки забезпечують досить швидку оцінку ступеня їх забруднення. Істотні їх відмінності між собою сприяють більш широкому вибору конкретного методу аналізу для кожного конкретного випадку. Загальновизнана ж система біологічного аналізу якості вод відсутня, що вимагає продовження спеціальних досліджень і розробки таких методів контролю. Ці методи повинні забезпечити високу точність одержуваних відомостей і оперативність їх отримання. У ній враховується видове різноманіття і показове значення таксонів. В основу вибору індикаторних таксонів покладена легкість їх визначення. Результати даються в цифровій формі. При цьому більшу увагу має бути приділено іхтіофауні як одному з найважливіших биотестов іхтіотоксікологі- чеських оцінок. Як же пріоритетного оціночного критерію повинна бути чиста вода і можливість виконання нею біологічних функцій.

При оцінці ступеня забруднення промисловими стоками, що містять токсиканти, різноманітність яких дуже велика і характер дії різний, можуть зустрічатися труднощі при застосуванні будь-яких систем біологічного аналізу, так як важко розробити єдину систему, засновану на індикаторному значенні таксонів. У цьому випадку може бути корисна оцінка рівня забруднення за видовою різноманітністю.

Гідробіологічне вивчення забруднюються водойм не повинно обмежуватися лише виявленням і оцінкою ступеня забруднення. Для прогнозування наслідків внесення у водойму органічних речовин антропогенного походження і для управління процесом самоочищення необхідно вивчення біологічної утилізації і трансформації речовин і енергії на всіх трофічних рівнях.

 
<<   ЗМІСТ   >>