Остроумов С.А. Влияние синтетических поверхностно-активных веществ на гидробиологические механизмы самоочищения водной среды // Водные ресурсы 2004, т. 31. № 5. С. 546 – 555. http://scipeople.com/publication/67922/ Библиогр. 57 назв.
Краткий реферат:
ВЛИЯНИЕ СИНТЕТИЧЕСКИХ ПОВЕРХНОСТНО-АКТИВНЫХ ВЕ...
Остроумов С.А. Влияние синтетических поверхностно-активных веществ на гидробиологические механизмы самоочищения водной среды // Водные ресурсы 2004, т. 31. № 5. С. 546 – 555. http://scipeople.com/publication/67922/ Библиогр. 57 назв.
Краткий реферат:
ВЛИЯНИЕ СИНТЕТИЧЕСКИХ ПОВЕРХНОСТНО-АКТИВНЫХ ВЕЩЕСТВ НА ГИДРОБИОЛОГИЧЕСКИЕ МЕХАНИЗМЫ САМООЧИЩЕНИЯ ВОДНОЙ СРЕДЫ
Аннотация. Дан обзор многолетних исследований автора по изучению биоэффекторв поверхностно-активных веществ ПАВ , включая воздействие ПАВ и детергентов на фильтраторов. Проанализирована роль фильтраторов в функционировании пресноводных и морских экосистем. Выявлены новые аспекты оценки экологической опасности химических загрязняющих веществ, включая ПАВ и детергенты. Из содерж.: перечень процессов, которые включает в себя самоочищение воды (с.546), перечень того, в чем проявляется роль фильтрации воды в самоочищении воды и регулировании процессов, участвующих в нем (9 пунктов, с. 547-548); обзор: усвояемость корма некоторыми пресноводными моллюсками 40-47% (с.547); фильтрация воды макробеспозвоночными обычно 1-10 м3/(м2 день), скорость фильтрации дрейссенами в оз. Эри; фильтрация губками в Байкале – слой воды высотой 12 м профильтровывается приблизительно за 1.2 дня; снижение скорости фильтрации и питания у Daphnia magna при действии пиретроида фенвалериата, гербицида сатурна (0.001-0.1 мг/л), инсектицидов ДДТ (0.1-1 мг/л) и метафоса (2 мг/л), сульфата меди (с.548); разрушать загрязняющие вещества с помощью фиторемедиации дешевле, чем другими методами (с.550). Предложен новый концептуальный подход для оценки потенциальн. экологич. опасности воздействия СПАВ и др. веществ на гидробионтов, "основанный на структурированной системе анализа потенц. опасности нарушений водн. биоты на 4-х уровнях: индивидуальных и популяционных изменений, агрегированных параметров, целостности и устойчивости экосистемы, вклада экосистемы в биосферные процессы" (с.553, ДАН, 2000, 371: 844-846). Предложены нов. методы биотестирования на основе впервые обнаруж. эффекта ингибирования образования корневых волосков (с.553; также в докт. диссертации С.А.Остроумова). "…Сохранение самоочистительного потенциала водоемов невозможно без дополнит. усилий по снижению ущерба гидробионтам и экосистемам вследствие загрязнения водоемов СПАВ и СПАВ-содержащими смесевыми препаратами" (с.553). "…Одной из важнейших предпосылок поддержания качества воды является сохранение биоразнообразия гидробионтов и функциональной активности их популяций" (с.553, ДАН, 2002, 382: 138-141; также в докт. диссертации С.А.О.). "Можно предсказать, что …будут выявлены нов. примеры аналогичных описанным воздействий СПАВ, СПАВ-содержащих препаратов и др. хим. веществ на организмы" (с.553).
Ключевые слова:
поверхностно-активные вещества ПАВ , детергенты, роль фильтраторов в функционировании пресноводных и морских экосистем, новые аспекты экологической опасности химических загрязняющих веществ, самоочищение воды, качество воды, С.А.Остроумов, загрязнение, поллютанты, гидробионты, сохранение биоразнообразия, охрана окружающей среды, экологическая безопасность источников водоснабжения, устойчивое развитие и использование водных и водно-биологических ресурсов, пеномоющие средства
УДК 574.635 : 574.632.017 журнал “Водные ресурсы”
ВЛИЯНИЕ СИНТЕТИЧЕСКИХ ПОВЕРХНОСТНО-АКТИВНЫХ ВЕЩЕСТВ НА ГИДРОБИОЛОГИЧЕСКИЕ МЕХАНИЗМЫ САМООЧИЩЕНИЯ ВОДНОЙ СРЕДЫ
© 2004 С.А.Остроумов
Московский государственный университет, 119991 Москва, Ленинские горы
Аннотация: Дан обзор многолетних исследований автора по изучению биологических эффектов поверхностно-активных веществ (ПАВ), включая воздействие ПАВ и детергентов на фильтраторов. Проанализирована роль фильтраторов в функционировании пресноводных и морских экосистем. Выявлены новые аспекты оценки экологической опасности химических загрязняющих веществ, включая ПАВ и детергенты.
Исследования автора [21-38] и данные, приведенные в [5, 40, 56, 57], свидетельствуют о негативном воздействии ПАВ и ПАВ-содержащих препаратов на представителей основных функциональных блоков экосистем, включающих в себя как автотрофные [5, 38, 40], так и гетеротрофные организмы [21, 22, 27].
САМООЧИЩЕНИЕ ВОДОЕМОВ И РОЛЬ ГИДРОБИОНТОВ В ПОДДЕРЖАНИИ КАЧЕСТВА ВОДЫ
Существует несколько вариантов определения понятия "самоочищение воды". Согласно одному из них, это “весь комплекс биологических, физических и химических процессов, обусловливающих способность водоемов освобождаться от загрязнений, вносимых сточными водами и образующихся вследствие жизнедеятельности аборигенных организмов” [16], согласно другому, "самоочищение воды водоемов – очищение воды в результате естественных биологических и физико-химических процессов, трансформации органических и отчасти неорганических веществ" [46]. Важную роль в понимании процессов самоочищения играют результаты ряда исследований [7, 13].
После прохождения загрязненных вод через очистные сооружения далеко не всегда достигается полная их очистка. Таким образом, важнейшая функция природных экосистем - окончательная очистка вод.
Процессы самоочищения водных экосистем важны не только с точки зрения поддержания качества воды как ресурса для водопотребления, но и с точки зрения поддержания нормальных местообитаний, необходимых для сохранения биоразнообразия.
Участие гидробионтов в процессах поддержания качества воды и ее очищения
Очищение водной среды включает в себя:
(1) физические и физико-химические процессы [ 27], в том растворение и разбавление; вынос загрязняющих веществ (ЗВ) на берег и в сопредельные водоемы; сорбцию ЗВ взвешенными частицами с последующей седиментацией; сорбцию ЗВ донными осадками; испарение ЗВ;
(2) химические процессы [42], в том числе гидролиз ЗВ; фотохимические превращения; редокс-каталитические превращения; превращения с участием свободных радикалов; связывание ЗВ растворенными органическими веществами (РОВ), ведущее к уменьшению токсичности ЗВ; химическое окисление ЗВ с участием кислорода;
(3) биологические процессы [3, 7, 10, 13, 19, 39, 44, 50]), в том числе сорбцию и накопление гидробионтами ЗВ и биогенов; биотрансформацию (редокс-реакции, разрушение, конъюгация); минерализацию органического вещества; внеклеточную ферментативную трансформацию ЗВ; удаление взвешенных частиц и ЗВ из столба воды в результате фильтрации воды гидробионтами; удаление ЗВ из столба воды в результате сорбции пеллетами, экскретируемыми гидробионтами; поглощение бентосом биогенов, ведущее к предотвращению или замедлению выхода биогенов и ЗВ из донных осадков в воду; биотрансформацию и сорбцию ЗВ в почве - при поливе земель загрязненными водами; регуляторные воздействия на другие компоненты системы самоочищения воды, в том числе на организмы (перечень неполон; явления взаимосвязаны и отдельные процессы могут быть выделены только условно в целях анализа и изучения).
Важная дополнительная информация об упомянутых выше процессах приведена в [ 14, 56].
В процессах, которые формально относятся к физическим или химическим, на самом деле существенную роль играют биологические факторы [22-24, 27].
Автором выдвинута концепция, согласно которой водная экосистема - аналог крупномасштабного диверсифицированного биореактора с функцией очищения воды [25], а также сформулирована концепция полифункциональной роли гидробионтов (и водной биоты в целом) в очищении воды водных экосистем [53].
В самоочищении участвуют практически все группы гидробионтов, включая микроорганизмов. Роль микроорганизмов детально анализировали [56].
Скорости распада ЗВ формируются с участием практически всех компонентов экосистемы и рассматриваются в качестве одной из ее интегральной характеристик (обзор см. в [27]).
В некоторых работах вклад гидробионтов в самоочищение рассматривается как некий постоянный фактор, не зависящий от вредного воздействия на организмы веществ, загрязняющих экосистему [49]. Однако биологические факторы самоочищения в экосистемах в современных условиях находятся под влиянием многих обстоятельств, в том числе загрязнения водной среды.
Опыты по характеристике биологических эффектов анионных ПАВ (АПАВ), неионных ПАВ (НПАВ), катионных ПАВ (КПАВ) и смесевых препаратов (пеномоющих средств, ПМС), выявляемых при их воздействии на гидробионтов [27] были нами проведены с использованием организмов, участвующих в процессах самоочищения водоемов [22-24, 39].
При определенных условиях СПАВ и другие поллютанты оказывают различные воздействия на гидробионтов (ведут к ингибированию роста, изменению поведения и т.д.), что может сказываться на процессах очищения воды. С этой точки зрения важны и планктонные, и бентосные организмы.
Один из важных факторов самоочищения водных экосистем – функциональная активность планктонных организмов. Бактерио-, фито- и зоопланктон участвуют во многих процессах, ведущих к очищению воды (перечислены выше).
Фильтрационная активность планктона исследовалась и оценивалась многими авторами [10, 44]. В частности, было установлено, что коловратки могут профильтровывать тот объем воды, где они находятся, до 7.7 раз в сутки (обзор см. в [27 ]).
Планктон - объект прямого и косвенного воздействия ЗВ. Прямое воздействие поллютантов на фитопланктон было рассмотрено в [5, 55] и во многих других работах. Автором выявлено и исследовано воздействие ПАВ на S. quadricauda (воздействие додецилсульфата натрия, ДСН), M. lutheri (эффект КПАВ этония) [38], морские цианобактерии Synechococcus (эффект НПАВ ТХ-100) [45], на эвглену E. gracilis (воздействие синтетического моющего средства СМС "Био-С", "Кристалл") [6], Dunaliella asymmetrica (воздействие сульфонола), на морских диатомовых Talassiosira pseudonana (эффект НПАВ ТХ100) [27].
Косвенно воздействовать на фитопланктон загрязняющие веществе могут, так как его численность зависит от многих абиотических и биотических факторов, в том числе от скорости выедания беспозвоночными-фильтраторами [8, 10], в частности бентосными фильтраторами [3, 7, 19].
Роль бентосных фильтраторов в формировании качества воды и ее очищении
Бентосные фильтраторы оказывают кондиционирующее воздействие на качество воды, извлекая из нее взвеси различной природы. Усвояемость корма бентосными фильтраторами варьирует в широких пределах, составляя для некоторых пресноводных моллюсков около 40-47% [19]. Остальная часть отфильтрованного органического материала экскретируется и в виде пеллет поступает в донные отложения, что делает фильтраторов участниками значительных беогеохимических потоков, связанных с извлечением взвешенного вещества из воды.
Установлено, что дрейссены в западной части оз. Эри (до 50 тыс экз. на 1 м2) потребляли в сутки в 2-4 раза больше фитопланктона, чем его наблюдаемая биомасса на 1 м2 (см. обзор [ 27]). Моллюски оз. Красного (Unio tumidus, U. pictorum, Anodonta complanata) отфильтровывают летом 123-174 г взвешенного ОВ в слое воды над 1 м2 дна (см. обзор [27]). В оз. Байкал слой воды высотой 12 м профильтровывается губками приблизительно за 1.2 дня (см. обзор [27] ). Моллюски Днепровско-Бугского лимана (Черное море) профильтровывают объем лимана за вегетационный сезон > 16 раз [3]). Суммарная фильтрация воды макробеспозвоночными (моллюски, асцидии, полихеты) составляет обычно 1-10 м3 / (м2 •день) [ 27].
Бентосные фильтраторы могут вносить вклад в регулирование процессов, связанных с эвтрофированием водоемов и массовым цветением токсичных видов планктона [ 27].
Фильтрация воды в экосистеме важна для самоочищения водоема и регулировании процессов, участвующих в нем, что проявляется в следующем:
1) Вместе со взвесями седиментируются адсорбированные и поглощенные ими поллютанты.
2) Уменьшается мутность воды, улучшаются условия для проникновения видимого света и ультрафиолета (УФ) и вызываемых ими воздействий на гидробионтов и ОВ.
3) Уменьшается содержание тонкодисперсных взвесей в воде, что благоприятно для повышения рыбохозяйственной ценности водоемов. В противном случае, при повышении содержания взвесей в воде снижается скорость фильтрации всех изученных биофильтраторов [3 , 44].
4) Усиливается перемешивание воды, которое сказывается на аэрации воды, на фито- и зоопланктоне; в постоянно перемешиваемом резервуаре наблюдаются более высокие концентрации фитопланктона, снижение концентрации биогенов и зоопланктона.
5) Улучшается аэрация воды и условия для потребления кислорода, что способствует окислению ОВ.
6) Регулируется видовой состав и обилие конкретных видов альгобактериального сообщества, от которого в свою очередь зависит скорость генерации и разрушения перекиси водорода и скорость свободнорадикального самоочищения.
7) Экскретируются компоненты РОВ.
8) Благодаря усвоению бентосными биофильтраторами фито- и бактериопланктона, экскреции биофильтраторами пеллет фекалий и псевдофекалий ускоряется седиментация ОВ.
9) Активный рост и функциональная активность моллюсков-биофильтраторов способствует развитию и функционированию гетеротрофных бактерий в нижерасположенной зоне экосистемы [22-24, 27].
Вышесказанное имеет экологическое значение. Так, формирование определенной прозрачности воды важно для проникновения УФ-радиации и реализации биологических эффектов УФ-радиации в водоемах. Уменьшение количества взвесей необходимо, поскольку взвеси негативно действуют на многих гидробионтов [3, 9, 17, 44, 57]. Избыток взвеси в воде может увеличивать токсичность ЗВ.
Воздействие загрязняющих веществ на фильтраторов
Результаты опытов автора показали ингибирование фильтрационной активности гидробионтов при воздействии АПАВ , НПАВ, КПАВ, СМС, ПМС и жидких моющих средств (ЖМС) [ 27].
Поллютанты (в частности АПАВ, НПАВ и КПАВ) воздействуют на скорость фильтрации воды и тем самым на скорость изъятия клеток фитопланктона из экосистемы. СПАВ способны ингибировать фильтрацию воды M. edulis, M. galloprovincialis, C. gigas, U. tumidus и U. pictorum [ 27, 28, 37, 50-54]. Показана статистическая значимость эффектов СПАВ [24, 27].
Результаты данных опытов согласуются с полученными при изучении воздействия иных ЗВ на другие виды моллюсков [17]. Различные ЗВ вызывают увеличение пребывания моллюсков с сомкнутыми створками - (см. обзор [47] ). В опытах автора также наблюдалось смыкание створок M. edulis при концентрации ПАВ ДСН 20 мг/л. Эта концентрация
значительно выше, чем те концентрации (1-2 мг/л), которых было достаточно для ингибирования скорость фильтрации.
Подавление биофильтрации воды двустворчатыми моллюсками под воздействием ЗВ показано и другими авторами [17].
Загрязнение среды приводит к тому, что организмы-фильтраторы выпадают из состава макрозообентоса на загрязненных участках рек и водохранилищ [27], что в конечном счете снижает фильтрационную активность бентического сообщества.
В водных экосистемах верхней Волги с неудовлетворительным экологическим состоянием (сильное токсическое загрязнение или высокая нагрузка ОВ на водоем) в составе зооперифитона практически отсутствуют фильтраторы (моллюски, мшанки, губки) [41]. Биомасса фильтраторов резко снижалась в водоемах Фенноскандии при повышении концентрации фосфора (Робщ ) в воде, снижении рН, и токсификации (вблизи источников загрязнения тяжелыми металлами) [48].
Есть сведения о воздействии ЗВ на фильтрационную активность планктона [15, 27, 48]. Скорости фильтрации воды и питания пресноводного ракообразного Daphnia magna клетками Chlamydomonas reinhardii были чувствительны к пиретроиду фенвалерату (см. обзор [27). Изменение скорости питания дафний (Daphnia magna) клетками хлореллы при воздействии гербицида сатурна (0.001 - 0.1 мг/л), инсектицидов ДДТ (0.1 - 1 мг/л) и метафоса (2 мг/л), а также при действии сульфата меди показано с использованием метода замедленной флуоресценции [15].
СПАВ ТДТМА ингибировал фильтрационную активность коловраток двух видов, Brachionus angularis и Brachionus plicatilis [11].
На фильтрационную активность гидробионтов может оказать воздействие поступление в водную среду биогенных веществ, содержащих N и P. Последние стимулируют развитие и увеличение биомассы фитопланктона. Для нескольких групп организмов-фильтраторов установлено, что увеличение концентрации пищевых частиц (например, концентрации клеток фито- и бактериопланктона) вызывает снижение скорости фильтрации [3, 44].
Механизмы самоочищения воды, как отмечалось, включают в себя процессы, которые проходят при участии гетеротрофных бактерий, цианобактерий, водорослей, жгутиковых, планктонных и бентических биофильтраторов. Изменения численности, скоростей роста и питания гидробионтов [19] и скоростей выделения ими пеллет фекалий и псевдофекалий [27], а также изменение соотношения видов в составе водных биоценозов при воздействии СПАВ не могут оставаться без последствий для процессов самоочищения. Для последних важны трофическая активность [19] и двустворчатых, и легочных моллюсков, которые образуют значительное количество пеллет, под действием гравитации быстро оседающих на дно, благодаря чему вносится вклад в изъятие из пелагиали органического вещества потребляемых в качестве пищи организмов. Доказано увеличение скорости оседания пеллет по сравнению со скоростью седиментации отдельных клеток фитопланктона и их фрагментов [14].
Факт дифференциальной биологической активности антропогенных веществ по отношению к организмам различных экологических групп особенно существен при комплексном загрязнении водной среды [46], в том числе при загрязнении СМС, когда в воду вместе со СПАВами поступает и фосфор. В определенных условиях СМС (содержащие ПАВ и соединения P) могут стимулировать рост водорослей. Например, СМС Tide-Lemon в концентрации 1-100 мг/л стимулировал рост Synechocystis sp. PCC 6803 [12]. Аналогичные данные независимо получены для некоторых морских микроводорослей [1]. Потенциально опасна ситуация, когда рост фитопланктонных организмов стимулируется (благодаря поступлению P), а фильтрационная активность, ведущая к изъятию фитопланктона из водного столба, ингибируется (под действием ПАВ). Стабильная численность водорослей возможна лишь при балансе факторов, ведущих к увеличению численности, и факторов, вызывающих снижение последней (к числу таких факторов относится выедание водорослей консументами, включая бентосные фильтраторы). поэтому при одновременном поступлении в воду и ПАВ, и P возникает опасность дисбаланса между процессами, определяющими состояние фитопланктона в загрязняемом водоеме [29], что будет благоприятствовать цветению водорослей.
Учитывая разнообразие биологических эффектов, оказываемых СПАВ при их воздействии на представителей всех основных групп гидробионтов, приходим к пониманию того, что водная биота (включая и микро-, и макроорганизмы) является лабильным и уязвимым компонентом в системе самоочищения воды, причем одним из уязвимых звеньев оказываются двустворчатые моллюски, фильтрующие воду [34-37, 50-54].
ОЧИЩЕНИЕ ВОДЫ И НЕКОТОРЫЕ ПРИКЛАДНЫЕ ПРОБЛЕМЫ
Известны многие способы использования организмов в схемах биотехнологической очистки загрязненных вод [ 43] и экосистем или их компонентов.
Важна информация о пределах толерантности гидробионтов ко всем основным ЗВ, включая СПАВ. Существуют нормативы максимального содержания СПАВ в водах, поступающих на очистные сооружения (20 - 50 мг/л) [43]. Эти нормативы относятся к СПАВ вообще, без дифференциации на отдельные компоненты или классы СПАВ.
В опытах автора использовались различные тест-объекты для тестирования биологической активности СПАВ. С использованием в качестве биотеста покрытосеменных растений выявлен порядок представителей различных классов СПАВ в ряду повышения проявляемой ими биологической активности. Так, по нарастанию степени ингибирующего действия на F. esculentum, различные СПАВ располагаются в такой последовательности: полимерный ПАВ СГМА (сополимер гексена и малеинового альдегида) < АПАВ ДСН; пеномоющее средство (ПМС “Вильва”) < НПАВ ТХ-100 < КПАВ ТДТМА.
Следовательно, необходимо учитывать гетерогенность СПАВ в дальнейшей работе по нормировке химического состава вод, поступающих на биологическую очистку. На практике ситуация еще более обостряется тем, что содержание СПАВ в сточных водах часто превышает указанные выше допустимые нормативы и может достигать 30 г/л. Роль СПАВ усиливается также тем, что эффективность очистки от них в среднем составляет 48-80%, а зимой - лишь 20% [4]; отдельные виды СПАВ (например, НПАВ из класса производных алкилфенолов) относятся к трудноразлагаемым ксенобиотикам и процент очистки вод от них еще ниже.
В условиях значительного дефицита водных ресурсов в ряде регионов проводится или планируется полив загрязненными водами участков почвы. При поливе водами, содержащими СПАВ, происходит накопление их и в почвах, и в растениях (см. обзор [ 27]). Автор провел эксперименты по воздействию СПАВ на несколько видов растений, в том числе: Sinapis alba L., Fagopyrum esculentum Moench, Lepidium sativum L., Oryza sativa L., Camelina sativa (L.) Crantz, Triticum aestivum L. и др. Результаты этих опытов свидетельствуют о том, что СПАВ в концентрациях, значительно меньших, чем максимальные в сточных водах, ингибируют скорость удлинения проростков растений [21, 27]. При концентрациях ниже тех, которые вызывали заметное ингибирование удлинения проростков, СПАВ нарушали образование корневых волосков ризодермой растений [24, 27]. Это не может не сказываться на экологических взаимодействиях в системе растение-почва. В этой связи интересны результаты опытов, свидетельствующие о снижении численности цианобактерий (включая азотфиксирующие) в почве при воздействии водных растворов СПАВ [27]. Таким образом, результаты проведенных исследований воздействия СПАВ на растения и почвенные цианобактерии существенно дополняют опубликованные данные и указывают на возможность нарушения структурно-функциональных параметров экосистем, что не может не сказываться на их водоочистительном потенциале и на экологической емкости сельскохозяйственных земель в плане их способности служить для утилизации загрязненных вод.
Для практического решения проблем очистки, восстановления и оздоровления уже загрязненных природных водных экосистем большое значение приобретают подходы, связанные с био- и фиторемедиацией.
Существуют многочисленные биотехнологические схемы очистки загрязненных вод с использованием тех или иных организмов, в частности иммобилизованных микроорганизмов [27, 43], плавающих или частично погруженных макрофитов. Разрушать ЗВ с помощью искусственных экосистем и фиторемедиации значительно дешевле (operating cost - дешевле не менее, чем на 30-36%), чем другими методами устранения (деструкции) ксенобиотиков [ 27].
Полученная новая информация о чувствительности и толерантности ряда видов растений к СПАВ может быть полезной для работы по фиторемедиации загрязненных вод и экосистем.
ПРОБЛЕМЫ ОЦЕНКИ ЭКОЛОГИЧЕСКОЙ ОПАСНОСТИ АНТРОПОГЕННОГО ВОЗДЕЙСТВИЯ НА ГИДРОБИОНТОВ
Многообразие и экологическая важность биологических эффектов СПАВ, в том числе сублетальных, позволяет выявить недостаточную адекватность некоторых из существующих систем критериев для оценки экологической опасности химических веществ.
Объективная оценка экологической опасности веществ обязательно должна включать оценку сублетальных эффектов [47] и воздействия веществ на способность экосистем к самоочищению [22-35, 46], причем последнее должно пониматься шире, чем процессы, осуществляемые микроорганизмами.
Необходима более широкая система критериев, учитывающая многообразные [18, 20-22, 45-48, 55, 57], в том числе сублетальные эффекты загрязняющих веществ. С учетом полученных результатов, автор полагает целесообразным предложить для рассмотрения и возможного использования четырехзвенную концепцию системного уровне-блочного анализа потенциальной экологической опасности антропогенных воздействий на биоту, которая включает необходимость анализа антропогенных нарушений: (1) на уровне индивидуальных и популяционных изменений, (2) на уровне агрегированных параметров (например, таких, как совокупные характеристики суммарной продуктивности и биомассы групп организмов), (3) на уровне целостности и устойчивости экосистемы, (4) на уровне вклада экосистемы в биосферные процессы. Обоснование и разработка положений, важных для этой концепции, содержатся в [22-39, 50-54]. Использование этой концепции как основы для классификационной схемы позволяет внести дополнительную систематизацию и упорядоченность в анализ многообразия фактических сведений об антропогенных воздействиях на организмы.
Данная концепция может быть использована при решении задач, связанных с определением конкретных численных значений критических (экологически допустимых) нагрузок на экосистемы – т.е. при количественном определении "поступления в среду обитания одного или нескольких загрязняющих веществ, которые не оказывают вредного воздействия на наиболее чувствительные компоненты экосистем (на современном уровне знаний)" [18] . В рамках последней группы задач концепция уровне-блочного анализа может быть применена на этапе, обозначенном как "диагностика состояния экосистем и обоснование наиболее информативных критериев состояния организмов, популяций и сообществ", и при окончательном определении "критических (допустимых) нагрузок, т.е. объемов поступления загрязнений в водные объекты" [18]. Полученные результаты и разработанные положения могут быть использованы при совершенствовании системы оценки потенциальной опасности химических веществ [46], при экологическом мониторинге и прогнозировании, для целей экологической экспертизы. Обнаруженная в нашей работе сравнительно высокая толерантность покрытосеменных растений к СПАВ может быть использована при фиторемедиации [24].
НА ПУТИ К НОВЫМ МЕТОДИЧЕСКИМ ПОДХОДАМ, КОНЦЕПЦИЯМ И ОБОБЩЕНИЯМ
С учетом полученных результатов развивается положение о том, что водная биота как блок экосистемы (включая не только микробиоту, но и макробиоту) является лабильным и уязвимым звеном системы самоочищения воды [23]. Предотвращение антропогенного снижения самоочистительного потенциала водных экосистем является необходимым условием устойчивого неистощительного использования ресурсов водных экосистем.
Некоторые из описанных или количественно охарактеризованных нами выше биологических эффектов относятся к сублетальным, субтоксическим эффектам; некоторые эффекты связаны с изменением поведения. Полученные результаты показывают потенциальную экологическую опасность сублетальных концентраций СПАВ и связанных с ними физиологических и поведенческих реакций организмов на антропогенные воздействия, что согласуется с результатами изучения других ксенобиотиков [46, 47].
Ряд исследованных автором и апробированных на СПАВ методов оценки биологической активности веществ являются альтернативными по отношению к наиболее часто применяемым методам биотестирования токсичных веществ на животных (тестирование на проростках, тестирование на основе характеристики функциональной активности фильтраторов – подробное изложение модифицированной и апробированной нами методики (см. [33]) и некоторые из них ранее практически не использовались (тестирование всех классов ПАВ на проростках, тестирование НПАВ, КПАВ и СМС на моллюсках) для характеристики того круга веществ, для которых мы их применили, а также некоторых других веществ. Усовершенствованы и разработаны новые методические приемы для биотестирования (морфогенетический показатель, характеризующий условную среднюю длину, тестирование с использованием реакции нарушения ризодермы, конкретные модификации измерения воздействий на эффективность фильтрационной активности). Тем самым расширена апробация методического арсенала для оценки биоактивности химических веществ указанных классов.
Необходим такой подход к оценке экологической опасности веществ, который учитывал бы разнообразие вызываемых ими биоэффектов. Наряду с традиционной оценкой на основе смертности за определенный период времени, которая является необходимым компонентом общей экологической опасности веществ [46], полезными являются и подходы, основанные на регистрации других типов воздействий на организмы [22, 26, 27, 33, 47]. На примере неодинакового воздействия ПАВ ТХ100 на представителей смежных звеньев трофической цепи - планктона (Synechococcus sp., Hyphomonas sp.) и бентосных фильтраторов (Mytilus edulis, M. galloprovincialis, Crassostrea gigas, Unio sp.) выявлена потенциальная опасность антропогенного индуцирования экологических дисбалансов [29]. ПАВ оказывали воздействие и на планктонные организмы, и на потребляющие их в качестве пищевого ресурса бентосные фильтраторы. Фильтрационная активность последних оказалась более чувствительной к ПАВ, чем рост планктонных организмов: при относительно малых концентрациях ПАВ эффективность фильтрационной активности моллюсков существенно снижалась. Итоги опытов свидетельствуют о потенциальной опасности ситуации, когда снижение изъятия консументами планктонных организмов из воды не компенсируется адекватным снижением роста последних. Более того, в определенных условиях ПАВ-содержащие вещества (СМС) могут стимулировать рост водорослей [1, 12]. Таким образом, неодинаковое воздействие загрязняющего вещества на организмы соседних трофических уровней может порождать потенциальную опасность дисбаланса в трофических цепях [29-32].
ПРИРОДООХРАННЫЕ ПРИОРИТЕТЫ И РЕКОМЕНДАЦИИ, РЕШЕНИЕ ПРИКЛАДНЫХ ЗАДАЧ
Необходим пересмотр той системы приоритетов, на основе которой решается вопрос о ранжировании веществ по степени экологической опасности, и создания более адекватной системы классификации веществ по степени их опасности. Предлагается использовать подходы, анализирующие потенциальную опасность, создаваемую загрязняющими веществами для процессов самоочищения экосистем, переноса вещества и энергии по трофической сети, динамического баланса между взаимодействующими видами, информационных потоков в экосистеме и между экосистемами. На основе установленных биологических эффектов ксенобиотиков показана приложимость обобщенной четырехзвенной концепции уровне-блочного анализа потенциальной экологической опасности антропогенных воздействий на экосистемы [22-24].
Недооценка сублетальных эффектов и дифференциальной биологической активности ксенобиотиков (на примере СПАВ), связанной с их воздействием на разные виды, может оказаться источником возможных ошибок при прогнозировании последствий действия антропогенного стресса на экосистемы. Отсюда вытекают предложения к планированию работ по изучению гидробиологических аспектов глобальных изменений, а именно экологических механизмов биогеохимических потоков углерода [14, 56], поглощения и удержания водными экосистемами СО2 и Сорг .
Автором отмечалось, что СПАВ в определенных ситуациях являются более опасными загрязнителями окружающей среды, чем полагали ранее [21]. Поступление СПАВ в окружающую среды значительно [27] и продолжает ежегодно нарастать (в зависимости от класса ПАВ), приблизительно на 2-5%. Спектр биологических эффектов, вызываемых ПАВ, широк и охватывает практически все основные блоки и трофические уровни в водных экосистемах [27, 38]. Он включает в себя и нарушения поведения организмов, и нарушения процессов, вносящих вклад в самоочищение воды. Многие СПАВ крайне медленно разрушаются в результате микробиального окисления и биодеградации [43, 55]. Не только сами СПАВ, но и продукты их биодеградации, как установлено на примере НПАВ (такие вещества, как алкилфенолы и их производные), обладают персистентностью, высокими коэффициентами биоаккумуляции и оказывают, наряду с другими негативными воздействиями на биоту, эстрогенный эффект [ 27 ]. Все это указывает, что СПАВ в определенных ситуациях могут быть более опасными загрязнителями среды, чем полагали ранее, что необходимо учитывать при совершенствовании и изменении системы природоохранных приоритетов.
В наших публикациях выявлено существование новых конкретных видов опасности химического загрязнения среды: разобщения пелагиально-бентального (пелагиально-бентического) сопряжения в водных экосистемах [34], нарушения экологической ремедиации (экологической репарации) качества воды в водоемах [35], синэкологического суммирования воздействий на разные трофические уровни экосистемы [30, 31], усиления эвтрофирования в результате снижения регуляторного потенциала консументов [32].
Новые результаты делают необходимым предложение более адекватно интерпретировать некоторые положения в области экологического права. Так, используемое в экологическом праве понятие экологического вреда или ущерба окружающей среде, экосистемам и живым ресурсам не будет интерпретироваться достаточно полно, если не включать в него, наряду с другими видами вреда, нарушение способности организмов и экосистем к самоочищению воды, в том числе нарушение способности к фильтрации воды с нормальной скоростью. Примерами законов, для интерпретации и исполнения которых необходима максимально точная трактовка понятия экологического вреда или ущерба экосистемам и живым ресурсам, являются Федеральные законы “Об экологической экспертизе”, “О животном мире”, “О континентальном шельфе Российской Федерации”.
Обращалось внимание на роль химических и биохимических факторов в стабилизации и дестабилизации экологического равновесия [20]. Исследования биологических эффектов СПАВ, в том числе на процессы, важные для самоочищения воды и поддержания стабильности водных экосистем, дают новый материал для анализа антропогенной дестабилизации экологического равновесия.
Область возможного приложения полученных результатов и разработанных на их основе положений включает диагностику состояния экосистем, определение критических (допустимых) нагрузок, экологическую экспертизу, мониторинг и прогнозирование, что необходимо для устойчивого использования биоресурсов и устойчивого развития [ 27, 32]. Материалы этой работы могут использоваться также при научном обеспечении и обосновании профилактики чрезвычайных ситуаций, связанных с массированным загрязнением среды.
Полученные факты и разработанные положения [51] свидетельствуют о необходимости увеличить внимание к потенциальной экологической опасности и ущербу окружающей среде вследствие нерационального использования СПАВ и загрязнения ими водоемов, усилить меры по контролю и снижению этого вида загрязнения, повысить ранг СПАВ в системе природоохранных приоритетов.
Выявленная уязвимость гидробионтов-фильтраторов к сублетальным концентрациям загрязняющих веществ, в том числе СПАВ, подчеркивает важность сохранения нормального уровня функциональной активности этой группы гидробионтов в водных экосистемах, находящихся в условиях антропогенного стресса. Одной из необходимых предпосылок поддержания качества воды [24, 37], сохранения местообитаний гидробионтов, а следовательно, для сохранения биоразнообразия всех обитателей водной среды в целом, является обеспечение условий для нормального, достаточно высокого уровня функциональной активности того блока водной экосистемы, который представлен фильтраторами. Сохранение фильтрационной активности популяций фильтраторов должно быть одной из задач природоохранного режима водоемов и акваторий в заповедниках и заказниках, в том числе в специальных гидробиологических и малакологических заповедниках и заказниках и иных типах охраняемых территорий и акваторий [36].
Итоги и выводы
1. На автотрофных и гетеротрофных гидробионтах и других организмах установлены и охарактеризованы биологические эффекты при воздействии водной среды, содержащей СПАВ: ингибирование роста диатомовых Thalassiosira pseudonana (Hustedt) Hasle et Heimdal, эвгленовых, нарушение роста и развития покрытосеменных растений, в том числе ингибирование удлинения проростков растений (Sinapis alba L., Fagopyrum esculentum Moench, Lepidium sativum L., Oryza sativa L. и др.) и роста водных макрофитов (Pistia stratiotes L.). Обнаружено нарушение морфогенетических процессов в ризодерме, ведущих к образованию корневых волосков; установлено ингибирование роста морских бактерий (простекобактерий Hyphomonas sp.), изменение поведения аннелид Hirudo medicinalis L. и др. эффекты.
Экспериментально установлено неизвестное ранее свойство ионных и неионных СПАВ и СПАВ-содержащих смесевых препаратов снижать фильтрационную активность моллюсков, проявляющееся при воздействии растворенных в воде CПАВ и СПАВ-содержащих препаратов на организм моллюсков, что обусловливает снижение скорости наблюдаемого изъятия моллюсками из воды взвеси одноклеточных организмов в процессе фильтрации ими вод
Остроумов С.А. Влияние синтетических поверхностно-активных веществ на гидробиологические механизмы самоочищения водной среды // Водные ресурсы 2004, т. 31. № 5. С. 546 – 555
