Зональные факторы устойчивости пресноводных экосистем к антропогенному загрязнению

Исследованиями школы М. М. Камшилова [7] показано, что в основе резистентности экосистем к загрязнению лежат их абиотические и биотические буферные свойства. К биотическим факторам забуференности относятся прежде всего класс токсобности популяций представительных гидробионтов, трофическая структура биоценоза и способность к самоочищаемости. Ведущие абиотические факторы – гидрохимический класс и группа поверхностных вод, минерализация и жесткость, рН, наличие комплексующих и сорбирующих компонентов и т. д. Ярко выраженный зональный характер большинства перечисленных факторов определяет эволюцию водных экосистем, их функционирование, а следовательно, и токсикорезистентность [6], [8].

В то же время действующая в России нормативная база регламентирования антропогенной

токсикологической нагрузки на водоемы основана на общефедеральных рыбохозяйственных предельно допустимых концентрациях (ПДК), которые не учитывают особенности устойчивости к загрязнению пресноводных экосистем, расположенных в различных природно-климатических зонах. Игнорирование поливалентного характера буферности водоемов, сведение ее к одному-двум не всегда ведущим параметрам влечет за собой методологическую и методическую ошибку при постановке токсикологических экспериментов, а также при экстраполяции полученных в лаборатории выводов на все природное многообразие водных экосистем [1], [2], [4], [9], [12], [13]. В связи с этим разработка экологического подхода к нормированию и контролю антропогенной нагрузки на водные объекты является актуальной природоохранной проблемой, прежде всего для северных регионов с пониженной биологической и гидрохимической забуференностью.

В настоящей работе приведены результаты наших многолетних полевых и лабораторных исследований влияния гидрохимического режима и трофического статуса водоемов различных природно-географических зон на токсикорезистентность представительных гидробионтов и токсичность поллютантов.

МАТЕРИАЛ И МЕТОДЫ

При проведении токсикологических экспериментов применяли стандартные методики [11]. В острых опытах наряду с традиционным определением LT50 (время гибели 50 % подопытных в остролетальных концентрациях) широко использовали метод ступенчатой нагрузки: критерием устойчивости гидробионтов и токсичности реагентов служила критическая токсикологическая нагрузка, вызывающая гибель 50 % организмов в опыте (КТН50), равная сумме произведений заданных концентраций токсиканта на время экспозиции в них.

В хронических экспериментах определяли пороговую концентрацию (ПК), обусловливающую отклонение параметра от контрольного уровня на 20 %. Статистическую обработку материала проводили стандартными методами с использованием корреляционного и регрессионного анализа [5].

Исследования проведены в регионе Карелии, Южного Урала и Восточно-Казахстанской области (ВКО). В качестве фоновой среды в экспериментах использовали воду из 24 водоемов Южного Урала, расположенных в среднегорном лесостепном и степных районах Башкирии и Челябинской области, 24 водоемов ВКО (зона горной тайги, лесостепи и степи) и 6 водоемов Карелии (зона северной тайги).

Основным тест-объектом на Южном Урале и в ВКО служили представительные для региона гаммариды ( Gammarus lacustris L.) – оли-готоксобный, широко распространенный вид. В Карелии использованы индикаторные и представительные для региона гидробионты: лабораторные культуры ( Scenedesmus quadricauda Turp Breb, Daphnia magna Straus) и рыбы ( Coregonus lavaretus L. и Salmo irideus Gib.) в период раннего онтогенеза.

В качестве тест-реагентов были взяты сульфат меди, никеля, цинка и калия, нитрат свинца, нефтепродукты (солярка и бензин А-76), сельскохозяйственные пестициды – ДДВФ (диметилдихлорвинилфосфат) и прометрин (2-ме-тилтио-4,6, бис (изопропиламино) – 1,3,5сим-триазин). О степени стабильности реагентов в водной среде судили по коэффициенту персистентности (Кп), равному отношению конечной и начальной токсичности растворов по LT50 при экспозиции 30 суток. Тестирование в Карелии проводили на дафниях, в других регионах – на гаммаридах.

Гидрохимические исследования в Карелии выполнены лабораториями гидрохимии Института водных проблем Севера (ИВПС) КарНЦ РАН и Северного научно-исследовательского института рыбного хозяйства ПетрГУ, в других регионах – центральными геохимическими лабораториями соответствующих базовых предприятий цветной металлургии по стандартным методикам [10]. Анализ проб хлорофилла проведен в ИВПС КарНЦ РАН по общепринятой методике [14]. Для расчета по уравнениям регрессии токсикометрических параметров металлов использованы значения разных уровней минерализации, содержания хлорофилла, магния и сульфатов, соответствующие средним показателям различных типов и классов озер по классификации С. П. Китаева [8] и ГОСТ 17.1.2.04-77 [3].

РЕЗУЛЬТАТЫ И ИХ ОБСУЖДЕНИЕ

Россия обладает огромным фондом водоемов, расположенных в разных природно-климатических зонах – от тундры до степи и полупустыни, что обусловливает их разнокачественность, в том числе и по устойчивости к токсикологической нагрузке. Значительные отличия по гидрохимическим и трофическим параметрам озер и рек Южного Урала, Восточно-Казахстанской области и Карелии позволили нам достаточно полно изучить зональные особенности токсико-резистентности пресноводных экосистем к антропогенному загрязнению.

По минерализации обследованные водоемы входили в диапазон от ксеногалобных до по-лигалобных, с водой от очень мягкой до очень жесткой и рН от нормальной до щелочной, по перманганатной окисляемости – от ксеноса-пробных до полисапробных, по содержанию хлорофилла на период исследований – от олиготрофного до эвтрофного типа.

Результаты токсикометрии реагентов, проведенной на Урале и в Восточно-Казахстанской области, свидетельствуют о существенном влиянии качества фоновой среды на токсичность соединений металлов, пестицидов и нефтепродуктов для гаммарид. Так, например, в регионе Южного Урала максимальные различия по LT50 составляют для никеля 7 раз, меди – 217, свинца – 42, прометрина – 5,5 раза; по Кп для никеля – 25, меди – 20, свинца – 55, прометрина – 27 и бензина – 42 раза. В регионе ВКО на разных фоновых средах величина КТН50 цинка максимально отличается в 6 раз, а различия по Кп достигают для меди 170, цинка – 29, свинца – 19, калия и солярки – 17 и ДДВФ – 250 раз.

Корреляционный анализ экспериментальных данных показал, что все исследованные параметры фоновой среды в той или иной степени ста-

Влияние хлорофилла ( А ) и гидрохимических показателей водной среды ( Б , В и Г ) на токсикометрические параметры металлов для Gammarus lacustris из оз. Карагайского (регион Южного Урала)

тистически достоверно влияют на токсичность различных реагентов. Если суммарное число исследованных токсикометрических параметров по всем реагентам принять за 100 % и рассчитать частоту статистически достоверного воздействия на их величину показателей водной среды, получаются следующие ряды факторов по их значимости в определении токсичности поллютантов.

Водоемы Южного Урала

Минерализация (54 %) = Mg2+ (54 %) > жесткость (46 %) = SO 2– (46 %) = Na+ + K+ (46 %) > Cl– (39 %) > ПО (31 %4) > НСО– (23 %) = Са2+ (23 %) > рН (15 %) > хлорофилл (83%) = СО32– (8 %).

Водоемы Восточно-Казахстанской области

Минерализация (57 %) = жесткость (47 %) > хлорофилл (33 %) = Mg2+ (33 %) = НСО– (33 %) > Cl– (22 %) = SO42– (22 %) = Са2+ (22 %) >3 рН (0 %).

В обоих регионах минерализация и жесткость поверхностных вод являются ведущими параметрами, обусловливающими уровень токсичности большинства исследованных реагентов, при этом токсичность металлов в большей степени зависит от фоновых характеристик водной среды, чем нефтепродуктов и пестицидов.

Парный регрессионный анализ опытных данных позволил получить целый ряд достоверных уравнений зависимости токсикометрических параметров реагентов от гидрохимических пока- зателей и содержания суммарного хлорофилла в водной среде (р ≤ 0,05). На примере металлов мы рассчитали их токсичность при разных уровнях минерализации, содержания хлорофилла, концентрации магния и сульфатов, соответствующих средним значениям различных типов и классов озер. Как видно из данных, представленных на рисунке, при увеличении величин фоновых характеристик водной среды закономерно повышаются все токсикометрические параметры меди и никеля, то есть их токсичность при остром и хроническом воздействии (по LT50 и ПК) для гаммарид Южного Урала снижается. Увеличение Кп также указывает на понижение токсичности металлов по мере возрастания фоновых показателей.

Если сравнить минимальные и максимальные значения исследованных параметров, то видно, что острая токсичность меди от олиго- до политрофных вод (по содержанию хлорофилла) снижается в 3,2 раза. По гидрохимическим показателям получаются следующие ряды снижения токсичности.

Минерализация (класс вод от ультрапресных до среднесолоноватых)

Медь, LT50 (9,2 раза) > никель, ПК (3,8 раза) > никель, LT50 (1,9 раза) = медь, Кп (1,9 раза) > никель, Кп (1,6 раза).

Таблица 1

Сравнительная токсикорезистентность модельных популяций D. magna к металлам (пороговая концентрация, мг/л)

Популяция дафний	Никель				Медь
	1	2	3	5	1	2	3	4
Лабораторная	–	0,58	0,29	0,063	–	0,009	0,062	–
Прудовая	–	0,15	0,50	0,059	–	0,170	–	0,19
Уелгинская	0,23	–	–	–	0,076	–	–	–

Примечание. Опытная фоновая среда: 1 – оз. Уелги, 2 – оз. Тургояк, 3 – оз. Карагайское, 4 – Татаркин пруд, 5 – Онежское озеро; прочерк – отсутствие данных.

Концентрация магния (от ксеногалобного до α-мезогалобного класса вод)

Никель, ПК (2,6 раза) > медь, Кп (1,8 раза) > никель, LT50 (1,7 раза) > никель, Кп (1,6 раза).

Концентрация сульфатов (от ксеногалобно-го до α-мезогалобного класса вод)

Медь, LT50 (6,1 раза) > никель, LT50 (2,4 раза) > медь, Кп (1,7 раза) = никель, Кп (1,7 раза).

В целом токсичность меди в большей степе -ни зависит от фоновых характеристик водной среды, чем токсичность никеля, при этом для обоих металлов наибольший эффект снижения токсичности наблюдается при увеличении минерализации.

В результате расчета по уравнениям регрессии параметров токсичности металлов для представительных гаммарид ВКО выявлены аналогичные закономерности. При этом от олиготрофных до β-эвтрофных вод (по хлорофиллу) токсичность свинца и калия (по Кп) снижается в 7,8 и 13,7 раза соответственно, а токсичность цинка (по КТН50) – в 8,4 раза. При увеличении минерализации от 50 до 3000 мг/л, что соответствует по классификации С. П. Китаева [8] ультрапресному и солоноватоводному классу вод, токсичность цинка по КТН50 уменьшается в 10 раз. Повышение концентрации магния от 2 до 190 мг/л и сульфатов от 5 до 500 мг/л (класс вод по ГОСТ 17.1.2.04-77 от ксеногалобного до в—мезогалобного) приводит к снижению токсичности цинка по параметру КТН50 в 5,3 раза, по коэффициенту персистентности (Кп) – в 6,6 и 12,5 раза соответственно. Приведенные данные однозначно свидетельствуют о статистически существенной и биологически значимой зависимости токсичности металлов для гидробионтов как от трофического статуса водоемов, определяемого нами по суммарному содержанию хлоро- филла, так и от всего комплекса исследованных гидрохимических показателей водной среды.

В специальных модельных экспериментах, проведенных в регионе Южного Урала, при экспозиции 30 суток была исследована токсикорезистентность D. magna к металлам трех популяций (лабораторная, привезенная из Петрозаводска; прудовая, выловленная из водоема Татаркин пруд, и уелгинская – из оз. Уелги) на различных по гидрохимическим показателям фоновых средах (табл. 1).

Межпопуляционные различия в устойчивости дафний к хронической медной интоксикации составили 2,8 раза, к хронической интоксикации никелем – 9,8 раза, а внутрипопуляционные, в зависимости от фоновых характеристик опытной среды, – 7,0 и 9,2 раза соответственно. Это еще раз подтверждает вывод о том, что токсичность поллютантов для гидробионтов обусловливается не только их нормой реакции, но и всем гидрохимическим комплексом водоема.

Изучение стабильности (персистентности) загрязняющих веществ в водной среде представляет для нас особый интерес, так как позволяет в первом приближении оценить способность водоемов к самоочищению. Анализ результатов 88 экспериментов, проведенных в регионе Карелии с использованием воды из 6 водоемов, различающихся (в пределах зоны тайги) по химическому составу и трофическому статусу, показал, что даже в узком диапазоне изменения химических параметров и содержания хлорофилла в фоновой среде Кп для исследованных веществ колеблется в достаточно широких пределах: для меди – в 2,6 раза, цинка – до 45, никеля – до 8, свинца – до 68, солярки – до 10, прометрина – до 20, ДДВФ – до 17 раз. Установлено также, что ПК токсикантов зависит не только от фоновых

Таблица 2

Влияние гидрохимического класса водной среды на хроническую токсичность тест-реагентов для D. magna (экспозиция 30 суток)

Гидрохимический класс вод Пороговая концентрация, мг/л Медь Цинк Свинец Никель Солярка Бензин А-76 ДДВФ Прометрин Гидрокарбонатный 0,0100 0,050 1,82 0,069 7,80 324 0,00020 1,38 Сульфатный 0,0004 0,010 0,09 0,052 0,26 166 0,00001 0,29 Хлоридный 0,0040 0,004 2,00 0,038 1,20 65 0,00001 0,33 характеристик водоемов, но и от тест-объекта. Так, ПК никеля для сценедесмуса изменяется на разных фонах в 2,3 раза, для рыб – в 1,8, для дафний – в 24,6 раза; бензина для сценедесмуса – в 1,3 раза, для рыб – в 8,7, для дафний – в 1645 раз; прометрина для сценедесмуса – в 25 раз, для сига – в 7,8, для форели – в 26,7, для дафний – в 400 раз.

В хронических экспериментах на D. magna изучено влияние гидрохимического класса вод на ПК реагентов. Модельные фоновые среды создавали добавлением гидрокарбоната, сульфата и хлорида натрия к воде из оз. Урозера до общей минерализации 200 мг/л. Предварительные методические исследования показали, что данный уровень минерализации позитивно воздействует на биологию популяции дафний. Полученные результаты указывают на существенную зависимость токсичности веществ различной природы от анионного состава среды, причем эта зависимость неодинакова для изученных реагентов (табл. 2).

Следовательно, при разработке токсикологических нормативов целесообразно учитывать химический класс фоновой среды, имеющий достаточно выраженный зональный характер.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Со времен А. Гумбольдта для решения общепланетарных аспектов эволюции, в том числе биосферы Земли, применялся сравнительно-географический метод. В наших исследованиях априори плодотворно было использование метода сравнения зональных особенностей пресноводных водоемов. При всем разнообразии подходов к этой проблеме нам неизвестно ни одного исследования, в котором бы утверждалось отсутствие межзонального вектора устойчивости экосистем. Кардинальные различия между интегральными показателями функционирования водных экосистем от зоны тундры до степи должны обусловливать отличия в их устойчивости по отношению к экстремальному изменению абиотических и биотических факторов среды, в том числе к антропогенному загрязнению.

В нашей работе представлены данные, свидетельствующие о значимой корреляции токсичности для представительных гидробионтов Южного Урала, Восточно-Казахстанской области и Карелии веществ самой разной химической природы (соединения металлов, пестициды, нефтепродукты) с гидрохимическим режимом (класс вод, минерализация, жесткость, рН, перманганатная окисляемость и т. д.) и трофическим статусом водоема, определяемого по содержанию хлорофилла, а также нормы реакции гидробионтов, формирование которой тесно связано со средой обитания. Регрессионный анализ результатов исследований также показал достоверную зависимость от качества фоновой среды пороговой концентрации поллютантов, критической токсикологической нагрузки, коэффициента персистентности.

Таким образом, мы однозначно приходим к выводу об экологической целесообразности регионального регламентирования антропогенного загрязнения пресноводных экосистем с учетом зональных особенностей их биотической и абиотической забуференности.

ZONAL FACTORS OF FRESH WATER ECOSYSTEMS’ RESISTANCE

TO ANTHROPOGENIC POLLUTION