Авторефераты по всем темам >>
Авторефераты по биологии
На правах рукописи
степанова Надежда Юльевна
Факторы и критерии оценки экологического риска для устойчивого функционирования Куйбышевского водохранилища
03.00.16 - экология
автореферат
диссертации на соискание ученой степени
доктора биологических наук
Ульяновск - 2008
Работа выполнена на кафедре прикладной экологии факультета географии и экологии в Государственном образовательном учреждении высшего профессионального образования Казанский государственный университет им. В.И. Ульянова-Ленина
Научный консультант: | доктор химических наук, профессор атыпова Венера Зиннатовна |
Официальные оппоненты: | доктор биологических наук, профессор Филенко Олег Федорович доктор биологических наук Чуйко Григорий Михайловичдоктор биологических наук, профессор Каменек Валерий Михайлович |
Ведущее учреждение | Институт водных и экологических проблем ДВО РАН, г. Хабаровск |
Защита состоится л19 декабря 2008 г. в 10 часов на заседании диссертационного Совета Д 212.278.07 при ГОУ ВПО Ульяновский государственный университет по адресу: ул. Набережная р. Свияга, 40, корпус 1, ауд. 703.
Отзывы на автореферат направлять по адресу: 432000, г. Ульяновск,
ул. Л. Толстого, 42, Ульяновский государственный университет, Управление научных исследований.
С диссертацией можно ознакомиться в библиотеке Ульяновского государственного университета.
Автореферат разослан л_____________________2008 г.
Ученый секретарь
диссертационного совета
кандидат биологических наук, доцент С.В. Пантелеев
Общая характеристика работы
Актуальность работы
Научной основой реализации Экологической доктрины Российской Федерации (2002) является развитие знаний об экологических основах устойчивого развития, выявление новых экологических рисков, порождаемых развитием общества, а также природными процессами и явлениями. Стратегической целью экологической политики на уровне регионов является сохранение природных систем, поддержание их целостности и жизнеобеспечивающих функций для устойчивого развития общества, повышения качества жизни, улучшения здоровья населения, обеспечения экологической безопасности региона (Бондаренко и др., 2007). Для этого необходимо выполнение следующих условий:
- сохранение и восстановление биогеоценозов, их биологического разнообразия и способности к саморегуляции;
- организация рационального природопользования и возможности равноправного доступа к природным ресурсам ныне живущих и будущих поколений людей;
- обеспечение благоприятного состояния окружающей среды как необходимого условия улучшения качества жизни и здоровья населения;
- увеличение хозяйственной и рекреационной емкости всего региона при одновременном снижении нагрузок на уязвимые экосистемы через принятие научно обоснованных Программ по управлению природными ресурсами.
Преобразование природной среды в условиях внешнего воздействия формирует экологический риск, который является детерминированным производным от характера природных процессов и явлений (Евгеньев, Евгеньева, 2007). Анализ и управление экологическими рисками - важнейшее направление в области прикладной экологии и играют важную роль при разработке принципов и практических мер, направленных на охрану и управление функционированием экосистем. Оценка экологического риска (EPA, 1998; Chemical risk assessment, 2001) представляет собой процедуру выявления одного или нескольких стрессовых для экосистемы факторов и определения вероятности их опасного воздействия на совокупность живых организмов (включая человека). Эта процедура включает в себя систему оценки и систематизации данных исследований влияния антропогенных факторов на экосистемы различных уровней с целью разработки экологически обоснованных норм воздействия хозяйственной деятельности человека на живую природу и принятия правильных управленческих решений. В обобщенном виде концепция экологического риска - это современный методологический подход к оценке состояния природных комплексов, прогнозированию возможных негативных экологических ситуаций, их минимизации и поиску оптимальных решений при управлении природными ресурсами. Концепция экологического риска становится основным методологическим руководством при проведении любых форм социально-экологического мониторинга (Кондратьева, 2007).
Процедура оценки экологического риска достаточно хорошо разработана по отношению к факторам, воздействующим на здоровье человека (Тихомиров и др., 2003; Ревич и др., 2004), однако оценка риска для экосистемы как сложноорганизованной системы с множественными компенсаторными возможностями и пролонгированным ответом на стрессовые факторы пока еще детально не разработана.
Имеющиеся в литературе (EPA/630/R-00/002, 2000; Lee, 2000; GuidelinesЕ, 2002; Ray, 2002; Ranke, 2004; Fabiano et al., 2004; EPA/630/P-03/001F, 2005; Foudoulakis, 2006;; Baird et al., 2008; Palma et al., 2008; Chen et al., 2008; Stackelberg et al., 2008; Strause et al., 2008) данные об оценке риска касаются отдельных компонентов водных экосистем: донных отложений, биоразнообразия в целом или наиболее важных для функционирования экосистемы или ценных для человека видов. В рамках функционирования единой мониторинговой системы России были разработаны рекомендации по оценке риска антропогенного воздействия приоритетных загрязняющих веществ на поверхностные воды суши (РД 52.24.661-2004), в основе которых лежит статистическая обработка результатов многолетних наблюдений за состоянием водоемов по гидрохимическим и биологическим показателям, и в соответствии с предложенным ранжированием отнесение экосистемы к состоянию умеренного, повышенного или высокого уровня риска (Захаров и др., 2007). В данном подходе не рассматривается взаимосвязь между абиотическими характеристиками и биотическим ответом экосистемы. Кроме того, отсутствует анализ состояния донных отложений и их влияние на устойчивое функционирование водной экосистемы, что особенно важно для озер и водохранилищ (Брагинский, 2005), а количество анализируемых показателей ограничивается программами мониторинга и, как правило, не включает экотоксикологический анализ, характеристику ихтиоценоза и состояния здоровья населения, проживающего на водосборной территории. Отсутствует также прогноз дальнейшего развития экосистемы и предложения по улучшению управления водным бассейном.
Одним из ведущих факторов изменения окружающей среды на земном шаре за последние 50 лет стали искусственно созданные водоемы - водохранилища. Создание каскада Волжских водохранилищ значительно преобразовало естественный гидрологический режим реки, что повлекло за собой целый ряд негативных последствий: изменение ландшафта на прилегающих к нему территориях; изменение окружающей среды долины реки ниже гидроузла и его плотины; изменение природы речных долин, придолинных, а иногда и водораздельных территорий (Авакян, 2002); наконец, опосредованное влияние водохранилищ на устойчивое социально-экономическое функционирование территории. Под устойчивым функционированием таких водоемов многоцелевого использования, как водохранилища, понимают: устойчивое социально-экономическое функционирование (обеспечение промышленности и населения водой соответствующего качества, простое и расширенное воспроизведение видов, имеющих хозяйственную ценность, в т.ч. рыбы); устойчивость экосистемы в целом; необходимый вклад конкретной экосистемы в функционирование экосистем более высокого уровня (Дмитриев, Фрумин, 2004). Для обеспечения такого устойчивого функционирования необходимо проведение оценки экологического риска как меры потенциальной опасности, т.е. выявление наиболее опасных для экосистемы факторов воздействия.
Цель данной работы - разработка методологии оценки экологического риска для устойчивого функционирования равнинных водохранилищ многоцелевого использования (на примере Куйбышевского водохранилища).
При этом решались следующие задачи:
- На основе результатов натурных исследований и лабораторных экспериментов выявить и оценить вклад основных факторов экологической опасности для устойчивого функционирования водохранилища многоцелевого назначения.
- Разработать критерии оценки экологического риска для устойчивого функционирования водохранилища на основе количественной характеристики воздействие - биотический отклик.
- Научно обосновать и разработать подходы к определению нормативов качества воды на основе интегральной оценки экологического состояния водоема.
- С использованием разработанного подхода рассчитать региональные нормативы предельно допустимых уровней содержания органических и неорганических токсикантов в донных отложениях Куйбышевского водохранилища.
- Оценить экологический риск устойчивого функционирования Куйбышевского водохранилища.
Научная новизна. Впервые применительно к сложной водной экосистеме водохранилища, испытывающей воздействие одновременно нескольких факторов различной природы, введено понятие лэкосистемного риска и предложена методология его оценки на основе количественной характеристики воздействие - биотический отклик, выявления доминирующих стрессовых факторов, формализации и ранжирования показателей биологического отклика. Предложен интегральный индекс (ИЭС) экологического статуса (потенциала) водохранилища, рассчитываемый с учетом величин подындексов состояния абиотических компонентов, основных таксономических групп и здоровья населения на исследуемой эколого-экономической территории.
На основе результатов натурных исследований и лабораторных экспериментов по выявлению закономерностей распределения металлов в системе донные отложения - бентосные организмы впервые достоверно показано, что макрозообентос, обитающий в песчаных грунтах, больше подвержен риску токсического воздействия металлов и их накопления в мягкой ткани.
Разработаны подходы к оценке допустимого уровня содержания загрязняющих веществ разной природы в воде и донных отложениях водохранилища на региональном уровне. Впервые региональные нормативы качества донных отложений включены в единую систему оценки состояния и риска вторичного загрязнения биотических, абиотических компонентов водохранилища.
Основные положения, выносимые на защиту.
- Понятие лэкосистемного риска применительно к сложной водной экосистеме водохранилища, испытывающей воздействие одновременно нескольких факторов различной природы, и методология его оценки.
- Выявленные количественные закономерности характеристики воздействие-биотический отклик для экосистемы Куйбышевского водохранилища.
- Система экологического нормирования допустимых уровней содержания загрязняющих веществ в воде и донных отложениях на основе установления экологического состояния водохранилища.
Практическая значимость работы. Материалы и фактологическая информация, полученные в результате многолетних систематических исследований акватории Куйбышевского водохранилища, использованы при создании электронной карты Эколого-водохозяйственная ситуация Куйбышевского водохранилища по заданию Министерства природных ресурсов Российской Федерации (РФ) по следующим тематическим слоям: качество воды, донных отложений, характеристика основных таксономических групп организмов, состояние рыбных ресурсов, водопотребление (2002).
Предложенная методология оценки экологического риска апробирована на примере Куйбышевского водохранилища, результаты переданы в Министерство экологии и природных ресурсов Республики Татарстан (РТ) для использования в природоохранной деятельности. Разработанный интегральный индекс экологического состояния носит универсальный характер и может быть тиражирован для оценки состояния других водных объектов.
Разработанные нормативы качества воды и донных отложений могут быть встроены в общую систему санитарно-гигиенических и экологических нормативов и использованы для реализации нового принципа бассейнового управления качеством водных ресурсов и Экологической доктрины РФ.
Материалы данного исследования могут быть использованы для разработки схемы комплексного использования и охраны водных объектов в соответствии с российскими нормативными документами (Методические указания по разработке схемЕ, 2007), совершенствования нормативной базы в области установления качества воды и донных отложений и развития методологии разработки целевых показателей качества воды как основы бассейнового принципа управления водопользованием.
Результаты исследования используются при чтении лекций по курсам Экологический мониторинг, Управление качеством водных ресурсов, Техногенные системы и экологический риск на факультете географии и экологии Казанского государственного университета.
Апробация работы. Результаты диссертации докладывались и обсуждались на республиканских, всероссийских и международных конференциях: Актуальные экологические проблемы Республики Татарстан (Казань, 1996, 1997, 1999, 2003), VII, VIII, IX Съезды Гидробиологического общества РАН (Казань, 1996; Калининград, 2001; Тольятти, 2006), International symposium on new microbiotests for routine toxicity screening and biomonitoring (Brno, 1998), International Conference on River Restoration (The Netherlands, 2000), International Conference Water is life - take care of it (Bratislava, 2001), Conference Fundamental and Applied Aspects of Aqueous Ecosystems Functioning: problems and perspectives of hydrobiology and ichthyology in XXI century (Saratov, 2001), Современные проблемы водной токсикологии (Борок, 2002), Биоразнообразие и биоресурсы Среднего Поволжья и сопредельных территорий (Казань, 2002), 2-й Съезд токсикологов России (Москва, 2003), Актуальные проблемы водной токсикологии (Борок, 2004), Эколого-фаунистические исследования в Среднем Поволжье (Ульяновск, 2004), The World Conference on Ecological Restoration (Zaragoza, Spain, 2005), 3rd Symposium УQuality and Management of Water ResourcesФ (St. Petersburg, 2005), Биоиндикация в экологическом мониторинге пресноводных экосистем (Санкт-Петербург, 2006), Актуальные экологические проблемы Республики Татарстан (Казань, 2007), итоговая научная конференция КГУ (Казань, 2008), Геоэкологические проблемы Среднего Поволжья (Ульяновск, 2008).
ичный вклад автора. Основная работа по получению экспериментального материала, обобщению результатов и формулированию выводов выполнена непосредственно автором. Соавторами публикаций являются: научный консультант (профессор В.З. Латыпова); коллеги, принимавшие участие в обсуждении результатов (профессор В.А. Яковлев, профессор А.В. Иванов, профессор С.Ю. Селивановская, профессор Г. де Персоне (Гентский университет, Бельгия), д.б.н. В.В. Зобов, к.х.н.
О.Г. Яковлева, к.х.н. Д.А. Семанов, к.б.н. А.М. Петров, к.ф-м.н. Р.Р. Шагидуллин, к.б.н. Т.А. Кондратьева, к.б.н. Л.Б. Назарова), и в написании коллективных монографий (профессор Янг-Тсе Ханг, Кливлендский университет, Огайо, США, профессор
Р.И. Ибрагимова, Йошкар-Олинский технический университет); а также соискатели и аспиранты (к.б.н. Л.К. Говоркова, ФГУ ГосНИОРХ, Казань, к.х.н. О.К. Анохина, Казань, ФГУ ГосНИОРХ, к.б.н. А.М. Пономаренко, ФГУ ГосНИОРХ, СП(б), к.б.н. С.Д. Захаров, Росгидромет, Казань, к.б.н. А.М. Мухаметшин, УГПУ, Ульяновск, К.Н. Малова, КГУ, Казань). При проведении экспедиций большую помощь оказали начальник ФГУ ГосНИОРХ Р.Г. Таиров и К.С. Гончаренко. При проведении химического анализа воды, донных отложений и биологических образцов принимали участие инж. З.Н. Арефьева,
Е.Р. Иванова, О.Б. Выборнова, Т.В. Якимова, биологического анализа к.б.н. Т.А.Кондратьева, н.с. Л.Ю. Халиуллина, которым автор выражает искреннюю благодарность.
Публикации. По теме диссертации в отечественной и зарубежной печати опубликовано 58 научных работ, в том числе 5 монографий и 15 статей, в журналах, рекомендованных ВАК РФ, 4 учебных пособия и разработки (в т.ч. 1 - с грифом УМО).
Структура и объем диссертации. Диссертация изложена на 343 страницах машинописного текста, содержит 69 рисунка, 71 таблицу и состоит из введения, 5 глав, заключения и выводов. Список цитируемой литературы включает 416 наименований, из которых 133 работы на иностранных языках.
содержание работы
глава 1. обзор литературы
Обзор литературы посвящен описанию особенностей функционирования водохранилищ, существующих методов оценки качества водных ресурсов, подходов к нормированию качества воды и донных отложений (ДО), характеристике основных этапов анализа экологического риска и области его применения.
глава 2. Характеристика объекта исследования
Материалы и методы
Объектом исследования было Куйбышевское водохранилище. В ходе экспедиционных выездов в 1994-2007 гг. отбирали пробы воды, донных отложений, биологических образцов (фитопланктон, зоопланктон, бентос, рыбы) для химического, гранулометрического и биологического анализов. Пробы отбирали в зонах полного смешения организованных источников поступления загрязняющих веществ в соответствующих вертикалях створов (правый берег, русло, левый берег).
Химический анализ. Определение металлов (Zn, Cu, Ni, Mn, Cr, Pb, Cd, Fe, Co, Hg) и As в бентосе, рыбе, воде и донных отложениях проводили методом атомной абсорбции на приборе ААС-3 (МетодикаЕ РД 52.18.191-89), ртути - методом холодного пара на беспламенном атомно-абсорбционном спектрометре. Определение нефтепродуктов в воде и донных отложениях проводили методами флуориметрии на приборе Флуорат-2 (РД 52.18.191-89), УФ-спектроскопии на приборе спектрофотометр СФ-46 (ПНД Ф 14.1:2.62-96) и ИК - спектроскопии на приборе АН-2 (ПНД Ф 16.1:2.2.22-98). Определение пестицидов (хлорорганических, фосфорорганических и группы 2,4 - Д) проводили в соответствии с нормативным документом (МУ 3151-84) на хроматографе Цвет-500 (донные отложения) и Кристалл-2000 (биологические образцы). Определение общего органического углерода определяли в соответствии с ИСО 8245-87 на хроматографе ЛХМ-8МД.
Гранулометрический анализ донных отложений проводили в соответствии с ГОСТ 12536-79; OVAM/VITO, 1996 и Deckere et al., 2000.
Для анализа данных использовали интегральные показатели:
Индекс загрязнения воды, где n - число использованных показателей, Сi - фактическое содержание загрязняющего вещества, ПДКi - предельно допустимая концентрация вещества;
Суммарный показатель загрязнения
где Ci - фактическая концентрация металла; N - число показателей, используемых для расчета индекса; Сфi Цфоновая концентрация металла в донных отложениях соответствующего типа (в качестве фоновых значений использовали средние значения содержания металлов отдельно для песчанистых и илистых грунтов);
СПЗв - сумма отношений фактического содержания металла в воде к его ПДК.
Биологический анализ. Сбор и обработка гидробиологического материала проводили по А.В. Макрушину (1974) и в соответствии с Руководством по гидробиологическому мониторингу пресноводных экосистем (1992).
Пробы фитопланктона отбирали при помощи батометра БМ-48 объемом 1,5 л воды с глубины 0,5 м от поверхности воды в фотическом слое воды. Определяли общее число видов, численность, биомассу, рассчитывали индекс сапробности по Пантле и Буку (S). В соответствии с РД 52.24.564-96 находили значения медианы и моды общей численности, относительную численность доминирующего вида, значение моды численности синезеленых водорослей, а также частоту обнаружения аномально высоких или низких значений общей численности и кратность () ее превышения относительно значения моды.
Отбор проб зоопланктона осуществляли малой сетью Джеди: облавливали столб воды от дна до поверхности. Определяли общее число видов, численность, биомассу, рассчитывали следующие индексы:
- видового разнообразия по численности и биомассе , где ni - число (биомасса) особей i-го вида, n - число (биомасса) особей в пробе, n - число видов;
- индекс сапробности S = sh)/h, где s - индикаторная значимость каждого вида, определенная по специальным спискам сапробных организмов; h - величина, которая находится по шестиступенчатой шкале значений частоты и определяет относительное значение обилия видов;
- показатель трофности (Е/О) - соотношение числа видов-индикаторов эвтрофного и олиготрофного типов (Андроникова, 1996);
- коэффициент трофии , где К - число видов Rotatoria, A - Copepoda, V - Cladocera, x - число мезо-эвтрофных видов, y - олиго-мезотрофных видов (Андроникова, 1996);
- Вcr/Br - отношение биомассы ракообразных и коловраток (Андроникова, 1996).
Пробы зообентоса отбирали дночерпателем Петерсена. В пробах определяли общее число видов, численность, биомассу, рассчитывали индекс ИВР, индекс Гуднайта и Уитлей (ГИ) - соотношения численности олигохет ко всему зообентосу и сапробности Пантле и Бука (S).
При комплексной оценке донных отложений использовали метод триады (Guchte, (1992; Van der Velde, Leuven, 1999; Deckere et al, 2000; Флеров, 2005), в соответствии с которым последовательно определялся класс качества донных отложений по химическим, биологическим и токсикологическим показателям (табл. 1) с последующим преобразованием в сигналы наличия (+) и отсутствия (-) ответа и конвертирования в обобщенный класс (табл. 2).
Таблица 1. Ранжирование донных отложений по химическим, биологическим и токсикологическим показателям
Класс, характеристика качества | Химические показатели, | Биологические показатели | Токсикологический ответ (отклонение от контроля, %) | |||
Деформации ментума хирономид (%) | ИВР | БИ | ГУ (%) | |||
1 (чистые) | 1,1-2,5 | ≤8 | >3 | >6 | 0-30 | 0-20 |
2 (умеренно загрязненные) | 2,5-6,0 | ≤16 | 2,1-3,0 | 4-6 | 31-55 | 20-50 |
3 (загрязненные) | 6,1-16,0 | ≤32 | 1,1-2,0 | 2-4 | 56-80 | 51-75 |
4 (грязные) | 16,1-100 | >32 | 0-1,0 | 0-2 | 81-100 | 76-100 |
Таблица 2. Обобщенная оценка качества донных отложений (ДО) методом триады
Обобщенный класс качества ДО | Химический ответ | Токсикологический ответ | Биологический ответ |
1 | - | - | - |
| 2 | - - + | - + - | + - - |
| 3 | + - + | - + + | + + - |
4 | + | + | + |
При сборе ихтиологического материала и его камеральной обработке руководствовались рекомендациями И.Д. Правдина (1966), А.В. Лукина (1984), Н.И. Чугуновой (1959), Г.В. Никольского (1970) и И.И. Лапицкого (1967; 1970).
Для оценки патологоанатомического состояния рыб использовали методику (Аршаница, Лесников, 1987), позволяющую дать оценку состояния рыб по пятибалльной системе:
- не выявлено визуальных патологоанатомических изменений;
- выявлены легкие повреждения, не угрожающие рыбам гибелью;
- выявлены повреждения средней тяжести, проявляющиеся внешне и при вскрытии;
- выявлены опасные повреждения, имеющие, как правило, необратимый характер и угрожающие жизни рыб, особенно при действии стресс-факторов и в период зимовки;
- выявлены признаки предсмертного состояния: глубокие и необратимые повреждения жизненно важных органов, коматозное состояние, нарушение координации движений и гидростатического равновесия, конвульсии, истощение, общая анемия и пр.
Накопление токсикантов в гидробионтах оценивали с использованием коэффициента биологического поглощения КБП = СГ/СВ, где СГ - содержание токсиканта в организме гидробионта (рыба, зообентос), СВ - содержание токсиканта в среде обитания (воде, донных отложениях).
Токсикологический анализ. Определение острой токсичности водных экстрактов (4:1) донных отложений проводили с использованием тест-объектов: простейших Tetrаchymеnа thermophila (Protoxkit FTM), Paramecium caudatum (МетодическиеЕ, 1995), ракообразных Thamnocephalus platyurus (Thamnotoxkit FTM), водорослей Selenastrum capricornutum (Algatoxkit FTM) и коловраток Brachionus calyciflorus (Rotoxkit FTM). Хроническую токсичность определяли на ракообразных Daphnia magna в полустатическом опыте вода - донные отложения (ASTM, 1993), тератогенный эффект выявляли на личинках Chironomus riparius (Warwick, 1989; Deckere et al, 2000; Назарова, 2000).
Анализ заболеваемости населения Республики Татарстан проводили по данным Государственных докладов О санитарно-эпидемиологической обстановке в Республике Татарстан за 1997-2005 гг.
Статистическую обработку результатов количественного химического, биологического и токсикологического анализов проводили с использованием методов кластерного, факторного и регрессионного анализа с помощью программного продукта STATISTICA 6,0 (Боровиков и др., 1997). Анализ проводили после проверки нормальности распределения, данные с большими разбросами относительно среднего нормализовали по формуле , где X- нормируемая величина, μ - среднее арифметическое распределения, σ - стандартное отклонение распределения. Достоверность полученных результатов оценивали с использованием коэффициента Стьюдента (р<0,05) (Боровиков и др., 1997; Statistical Testbook, 1998; Юнкеров и Григорьев, 2002).
Глава 3. Характеристика объектов и факторов
риск-анализа
3.1. Методология и алгоритм оценки экологического риска
Для оценки последствий загрязнения водных экосистем, при использовании концепции экологического риска на начальном этапе целесообразно определить перечень рецепторов (принимающих на себя негативное воздействие или переносящих токсичные вещества) экологического риска. Такими рецепторами могут быть абиотические (вода, взвешенные вещества, донные отложения) и биотические (гидробионты основных трофических уровней, население прибрежных территорий) составляющие экосистем (табл. 3). В процедуре риск-анализа перечисленные рецепторы выступают объектами исследования и индикаторами уровня опасности для стабильности функционирования водной экосистемы, а их состояние - факторами риска. Реализация опасностей возможна при загрязнении воды, аккумуляции токсичных соединений в донных отложениях, что может вызвать деградацию планктонных, бентосных и нектонных сообществ, ухудшение показателей здоровья населения, проживающего в рассматриваемом эколого-экономическом регионе (Кондратьева, 2007).
Следующая трудность при реализации процедуры риск-анализа - выбор критериев оценки риска, т.е. тех показателей, с помощью которых можно надежно оценить угрозу для нормального функционирования экосистемы, включая ее социальную составляющую (табл. 3).
Традиционный подход в концепции риск-анализа состоит в количественном выражении вероятности реализации неблагоприятного события. Подобная оценка возможна только для событий, для которых имеется достаточное количество статистических данных (техногенные, природные риски, популяционные риски в отношении канцерогенных веществ). Применительно к сложной экосистеме, испытывающей воздействие одновременно нескольких факторов различной природы, количественная оценка риска не представляется возможной вследствие многофакторности воздействия и индивидуальности ответных реакций конкретных биоценозов. Для подобных рисков вводится понятие лэкосистемного риска и предлагается методология его оценки на базе изучения характеристики воздействие - биотический отклик, выявления доминирующих стрессовых факторов, формализации и ранжирования показателей биотического отклика на базе существующих и предложенных в данной работе экспертных оценок состояния экосистемы и соответствующих им характеристикам риска.
Таблица 3. Приоритетные факторы экологического риска для устойчивого функционирования Куйбышевского водохранилища
| Объекты риск-анализа | Абиотические: вода, взвеси, донные отложения Биотические: сообщества гидробионтов различного уровня организации (основные трофические уровни) Здоровье населения |
Факторы риска | Стойкие органические и неорганические вещества природного и антропогенного происхождения: полиароматические углеводороды, нефтепродукты, пестициды, токсичные ионы тяжелых металлов (Cu, Zn, Ni, Co, Fe, Mn, Hg, Cd, Pb) |
Основные угрозы | Риск загрязнения водной среды Риск загрязнения донных отложений - аккумуляция токсичных веществ Риск деградации планктонных сообществ Риск деградации бентосных сообществ Риск снижения общего биологического разнообразия Риск аккумуляции металлов в макрозообентосе и рыбах Риск здоровью населения при использовании воды и загрязненной рыбы |
Критерии оценки риска | Индексы, характеризующие экологическое состояние экосистемы Индекс риска здоровью населения для неканцерогенных соединений и величина индивидуального риска для канцерогенных соединений |
В основу методологии оценки экологического риска для устойчивого функционирования экосистемы Куйбышевского водохранилища был положен следующий алгоритм действий: формулирование проблемы - анализ ситуации - характеристика риска - совершенствование управления водохозяйственной деятельностью (рис. 1).
На протяжении последних десятилетий исследователями Куйбышевского водохранилища отмечается ухудшение его экологического состояния по различным показателям: изменение видового состава ихтиофауны (Кузнецов, 1997; Говоркова, 2004; Шакирова и др., 2005; Кузнецов и Файзуллин, 2007), изменение показателей планктонных сообществ, проблема вселенцев (Калайда, 2003; Шакирова и др., 2005; Кондратьева и др., 2007), ухудшение показателей здоровья населения Волжского региона (Стародубов и др., 1997). В этой связи актуальным становится выделение факторов экологического риска, поиск зависимостей между абиотическими компонентами и наблюдаемым биотическим ответом. Это формирует второй этап процедуры оценки экологического риска.
Третий этап связан с интерпретацией результатов проведенного исследования, выражающейся в количественной и качественной оценке риска в виде индекса риска и определении экологического состояния (потенциала самовосстановления) водоема соответственно. Последний этап заключается в совершенствовании бассейнового управления, в ограничении антропогенного воздействия.
Рис. 1. Алгоритм оценки экологического риска для устойчивого функционирования Куйбышевского водохранилища
3.2. Характеристика абиотических компонентов
Вода. Из всех исследованных показателей, характеризующих гидрохимический состав воды на всех станциях наблюдения по плесам, можно выделить загрязняющие вещества, содержание которых превышает ПДК - медь, никель, фенолы, БПК5 и нефтепродукты. Соединения органического происхождения, определяемые по показателю БПК5, и нефтепродукты в больших количествах содержатся в воде Волжского и Камского плесов, что связано с наличием в них организованных источников поступления сточных вод. Такие загрязняющие вещества, как фенолы, медь и никель, превышают ПДК на всех станциях наблюдения, что определяется скорее гидрохимическими особенностями водоема, а не антропогенным воздействием (табл. 4).
Таблица 4. Химический состав воды Куйбышевского водохранилища за период с 1994 по 2007 гг.
Показатели (мг/л) | Среднее | Медиана | Мода | Миним. значение | Максим. значение | ПДК рыбохоз. |
O2 | 9,650,08 | 9,65 | 9,65 | 8,63 | 11,24 | > 4,0 |
БПК5 | 2,120,06 | 2,12 | 2,12 | 1,27 | 3,00 | 2,0 |
Аз. аммонийн. | 0,250,01 | 0,25 | 0,25 | 0,05 | 0,56 | 0,39 |
Аз. нитритов | 0,020,001 | 0,02 | 0,02 | 0 | 0,04 | 0,02 |
Аз. нитратов | 0,240,01 | 0,24 | 0,24 | 0,10 | 0,51 | 9,1 |
Фенолы | 0,00230,0004 | 0,0020 | 0,0023 | 0 | 0,0200 | 0,001 |
Нефтепродукты | 0,080,01 | 0,08 | 0,08 | 0 | 0,25 | 0,05 |
СПАВ | 0,010,001 | 0,01 | 0,01 | 0 | 0,05 | 0,5 |
Сульфаты | 67,51,2 | 67,5 | 67,5 | 51,0 | 102,0 | 100 |
Фосфаты | 0,070,001 | 0,07 | 0,07 | 0,03 | 0,14 | 0,15 |
Взв. вещества | 7,560,57 | 7,30 | 0,00 | 0 | 16,08 | |
Марганец | 0,020,01 | 0,00 | 0,00 | 0 | 0,15 | 0,01 |
Железо об. | 0,050,01 | 0,05 | 0,00 | 0 | 0,22 | 0,1 |
Медь | 0,00430,0004 | 0,0037 | 0,0043 | 0,0007 | 0,0135 | 0,001 |
Цинк | 0,010,001 | 0,01 | 0,01 | 0 | 0,03 | 0,01 |
Кадмий | 0,00030,00007 | 0,0002 | 0,0002 | 0 | 0,0004 | 0,001 |
Никель | 0,030,007 | 0,028 | 0,026 | 0,01 | 0,06 | 0,01 |
Свинец | 0,0020,0008 | 0,001 | 0,001 | 0 | 0,003 | 0,01 |
Хром | 0,00090,0001 | 0,0009 | 0,0009 | 0,00 | 0,0030 | 0,02 |
Анализ изменения ингредиентного состава воды позволил выявить в последнем десятилетии следующие тенденции: уменьшение содержания легкоокисляемых органических веществ, определенных по БПК5, и рост содержания нитратов с тенденцией к снижению в последние годы (рис. 2). Последнее, возможно, связано с устойчивым трендом увеличения выбросов оксидов азота в атмосферный воздух и увеличением азотосодержащих соединений в атмосферных осадках (Захаров, 2006), а снижение - с ужесточением экологических стандартов в отношении автомобильных двигателей. Изменение содержания меди подчиняется полиномиальной зависимости (рис. 2), что отражает влияние как естественных геохимических факторов, так и антропогенно обусловленных (спад промышленного производства в конце 90-х годов). Еще более сложной полиномиальной зависимости третьего порядка подчиняется изменение содержания цинка и величины интегрального показателя ИЗВ во времени (рис. 2). Как известно, показатель ИЗВ отражает сверхнормативное содержание загрязняющих веществ, в том числе упоминавшихся выше, поступление которых связано с природообусловленными и техногенными процессами.
| Рис. 2. Изменение величины БПК5, концентрации нитрат-ионов, меди, цинка, ИЗВ в течение 1994-2007 гг. | |
Гранулометрический и химический состав донных отложений. По состоянию депонирующих сред можно судить об уровне загрязнения наиболее динамичных природных сред - воздуха, воды, одновременно являющихся главными жизнеобеспечивающими средами (Сает и др., 1990).
В соответствии с классификацией В.В. Законнова (2007) донные отложения Куйбышевского водохранилища можно отнести к вторичным минеральным грунтам по содержанию органического вещества (от 0,04% в песчаных пробах до 19,10% в илах) и высокодисперсных глинистых частиц (в среднем - 12,10 % от общего фракционного состава, в максимуме - более 25 %). Концентрация биогенных элементов составила 0,02-0,32% для Nобщ, 0,01-0,9% для Робщ от сухой массы пробы. Содержание органического вещества, высокодисперсных частиц, азота и фосфора в грунтах определяется типом отложений и закономерно возрастает в ряду пески - илы, что территориально совпадает с тенденцией накопления илистого осадка от верховьев к нижним плесам Куйбышевского водохранилища. Содержание карбонатов в интервале 1,4-39% от сухой массы пробы отмечено только в илистых пробах, отобранных в правобережной зоне, берега которой сложены известняками.
Графическое распределение проб по признаку содержание 50 мкм фракции (рис. 3) показывает, что основная часть проб делится на две большие группы: илистые (содержание от 60 до 100% фракции менее 50 мкм) и песчанистые грунты (содержание от 0 до 50% фракции менее 50 мкм), т.е. группы с высокими и низкими сорбционными характеристиками. Вклад проб, относящихся к промежуточным по отношению к двум доминирующим группам, не является решающим, и при дальнейшем статистическом анализе массива данных ими пренебрегли. По признаку содержание 50 мкм фракции все пробы были разделены на группу, содержащую более 60 % данной фракции - эта группа условно была названа лилы, - и пробы, содержащие 50 мкм фракции менее 50 % - пески.
Рис. 3. Распределение проб по признаку содержание 50 мкм фракции.
Приоритетными загрязняющими веществами донных отложений Куйбышевского водохранилища являются тяжелые металлы (табл. 5).
Таблица 5. Средние (1) и предельные значения содержания (минимальные - 2, максимальные - 3) элементов (мг/кг сухой массы) в донных отложениях Куйбышевского водохранилища (содержание железа - в г/кг, ртути в мкг/кг, прочерк - нет данных)
Элемент | Cu | Fe | Cr | Cd | Pb | Ni | Co | Zn | Mn | Hg | As |
Все пробы | |||||||||||
1 | 19,1 2,3 | 9,390,14 | 16,1 2,1 | 1,67 0,85 | 9,770,70 | 33,32,3 | 7,550,47 | 43,23,3 | 446 27 | 29,9 0,3 | 1,94 0,29 |
2 | 0,1 | 0,50 | 0,5 | 0 | 0,10 | 0,46 | 0,13 | 2,30 | 28,0 | 1,00 | 1,13 |
3 | 126,0 | 28,7 | 114 | 102 | 30,0 | 130 | 33,0 | 170 | 1750 | 180 | 4,55 |
Песчанистые пробы | |||||||||||
1 | 4,06 0,67 | 4,904,84 | 6,88 1,02 | 0,28 0,04 | 4,882,50 | 18,73,1 | 4,640,46 | 19,72,6 | 261 29 | 9,00 2,0 | - |
2 | 0,1 | 1,05 | 0,50 | 0,0 | 0,10 | 2,8 | 0,13 | 2,8 | 45,0 | 2,00 | - |
3 | 21,0 | 10,5 | 28,0 | 1, 30 | 10,3 | 102,0 | 12,5 | 69,0 | 371 | 60,0 | - |
Илистые пробы | |||||||||||
1 | 38,5 3,9 | 11,41,4 | 21,7 3,1 | 1,10 0,15 | 14,70,8 | 50,7 3,5 | 9,840,85 | 65,25,2 | 533 35 | 39,0 5,0 | - |
2 | 2,1 | 0,50 | 2,00 | 0,08 | 1,2 | 5,0 | 1,4 | 7,50 | 68 | 10,0 | - |
3 | 116,0 | 26,3 | 114,0 | 8,60 | 30,0 | 130 | 33,0 | 170 | 1750 | 75 | - |
Одна из важнейших задач геохимических исследований окружающей среды - установление пространственной структуры ее загрязнения, дифференцирующей территорию по степени экологической опасности (Бондаренко и др., 2007). Анализ данных с использованием суммарного показателя загрязнения (СПЗДО) донных отложений показывает повышение их уровня загрязнения от станций, расположенных в верховье водохранилища, к нижерасположенным станциям. Низкий уровень загрязнения характерен для участков вплоть до станции (ст.) Камское Устье (правый берег); уже на станции Камское Устье (левый берег, русло) и далее до г. Тетюши происходит повышение степени загрязнения (СПЗ>2); далее по течению ухудшение качества донных отложений наблюдается только в приплотинной части Куйбышевского водохранилища и в устьевых участках некоторых притоков - рек Майны и Черемшана. Подобная тенденция к повышению уровня загрязнения донных отложений металлами от верховьев к низовьям сохраняется и для Камской части Куйбышевского водохранилища: от ст. в районе г. Нижнекамск до ст. Лаишево и в устье р. Меши.
При совместном анализе качества воды и степени загрязнения донных отложений по соответствующим интегральным показателям СПЗi, рассчитанным отдельно для воды и для донных отложений (СПЗдо), было показано, что величина СПЗДО как бы запаздывает от интегрального параметра загрязнения воды СПЗВ на шаг, т.е. осаждение металлов в донных отложениях происходит в плесе, расположенном ниже по течению (рис. 4).
Рис. 4. Изменение интегральных характеристик СПЗВ и СПЗДО по плесам: 1-Волжский; 2-Волжско-Камский; 3-Камский; 4-Тетюшский; 5-Ундорский; 6-Ульяновский; 7-Приплотинный.
Особую роль в характеристике уровня загрязнения донных отложений Куйбышевского водохранилища отводят загрязняющим веществам органического происхождения. В связи с большим вкладом нефтедобывающей, нефтеперерабатывающей промышленности и сельского хозяйства в экономику региона к числу приоритетных загрязняющих веществ акватории Куйбышевского водохранилища традиционно относят нефтепродукты, а также хлорорганические пестициды (табл. 6).
Таблица 6. Содержание нефтепродуктов и пестицидов в донных отложениях
| Ингредиент | n1) | Содержание (мг/кг сухой массы) | |||
Среднее | Миним. | Максим. | Медиана | ||
Алифатические углеводороды | 91 | 127,0 | 1,0 | 2883,0 | 31,0 |
Ароматические углеводороды | 91 | 200,2 | 2,0 | 1695,0 | 35,0 |
Полициклические углеводороды | 127 | 314,4 | 2,0 | 11750,0 | 51 |
Гексахлорбензол | 36 | 0,008 | 0,0002 | 0,102 | 0,001 |
4,4-ДДЭ | 11 | 0,001 | 0,0002 | 0,005 | 0,0004 |
4,4-ДДД | 10 | 0,004 | 0,0003 | 0,028 | 0,0009 |
4,4-ДДТ | 8 | 0,004 | 0,002 | 0,008 | 0,004 |
Алдрин | 2 | 0,025 | 0,005 | 0,046 | |
ГХЦГ | 65 | 0,079 | 0,003 | 0,320 | 0,050 |
Примечание. 1)n - число проб донных отложений, в которых обнаружены органические токсиканты.
Для нефтепродуктов сохраняется общая тенденция к росту уровня загрязнения при увеличении содержания органического вещества в донных отложениях, т.е. при переходе от песков к илам. Анализ полученных результатов показывает, что более 40 % проб ДО характеризуются содержанием - ГХЦГ в пределах 0,003Ц0,320 мг/кг, ДДТ и его метаболитами до 28,42 мкг/кг, гексахлорбензолом до 102 мкг/кг. В двух случаях было зафиксировано наличие алдрина в концентрации 4,8 и 46,5 мкг/кг. Ни в одной пробе ДО не было обнаружено фосфорорганических пестицидов (метафос) и 2,4 Д.
3.3. Характеристика биотических компонентов
Фитопланктон. Численность фитопланктона на разных станциях довольно сильно различалась и колебалась в диапазоне 0.46-182 (в среднем 9,822,19) млн. кл/л. Наибольшие значения численности фитопланктона были отмечены в Тетюшском, Камско-Устьинском, Ундорском и Волжском плесах, наименьшие значения - в Камском (рис. 5). Особенно выделяются створы, расположенные в районе Камского Устья, где численность водорослей более чем вдвое превышает таковую на других станциях этого плеса. Наименьшая численность обнаружена в Камском плесе, данная тенденция отмечается и другими авторами в разные годы наблюдения (Баранов, 1961; Миргородченко, 1970, 1972; Калайда, 2003; Кондратьева и др., 2007). Наибольший вклад в численность фитопланктона вносят синезеленые водоросли, которые являются показателем значительной степени эвтрофирования. Значения биомассы водорослей (рис. 5) в Куйбышевском водохранилище находились в диапазоне 0,58-17,0 (в среднем 3,892,24) мг/л. Наибольшие значения численности ( 32,87 млн.кл/л) и биомассы (1,76 мг/л) характерны для Тетюшского и Ундорского (16,39 млн.кл/л и 1,09 мг/л) плесов, где отсутствуют организованные источники загрязнения. Индекс сапробности варьировал в пределах 1,3-2,5, что позволяет охарактеризовать водоем как мезотрофный.
Рис. 5. Пространственное распределение фитопланктона по показателям численности и биомассы (1 - численность без учета створов Камского Устья; 2 - численность на створах Камского Устья).
Помимо традиционных методов, основанных на характеристике структурных показателей фитопланктона, был использован подход (РД 52.24.564-96), в основе которого лежит определение экологического состояния водоема по следующим характеристикам: медиана (М0), общее число видов, относительная численность доминирующего вида, мода численности синезеленых водорослей, а также частота обнаружения аномально высоких или низких значений общей численности и кратность () ее превышения относительно значения М0. Анализ показал, что наиболее часто встречаются значения численности в диапазоне 0-2 млн. кл/л (более 50% данных), частость (W) их в этом интервале составляет 34%. Максимальная плотность вариационного ряда или плотность распределения (П0= W/К) равна 21,40 (табл. 7). Для Куйбышевского водохранилища в целом характерны значения П0 и М0, соответствующие экологическому регрессу фитопланктонных сообществ в ответ на высокую степень трофности.
Таблица 7. Статистические характеристики численности фитопланктона (млн. кл/л) в интервале наиболее часто встречающихся значений
Частость интервала (W), % | Медиана (М0) | Диапазон значений | Интервальная разность (К) | Плотность вариационного ряда (П0) | Частота () | Кратность отклонения аномальных значений () |
34 | 0,60 | 0,36-1,95 | 1,95 | 21,40 | 491)- 512) | 1953)- 2784) |
Примечание. 1), 2) - Частота обнаружения высоких и низких значений общей численности соответственно. 3), 4) - Кратность отклонения соответственно аномально высоких и низких значений общей численности от медианы.
Зоопланктон. Согласно данным описательной статистики численность (1,5-133,4 тыс. экз/м3) и биомасса (0-8,18 г/м3) зоопланктона (рис. 6) колебались в достаточно широких пределах, что говорит о пространственной неравномерности распределения зоопланктона по плесам Куйбышевского водохранилища. Наибольшая численность и биомасса зоопланктона наблюдались в Волжском плесе. Наименьшее соотношение биомассы к численности зоопланктона соответствовали Ундорскому, Ульяновскому и Приплотинному плесам, что свидетельствует о преобладании в этих плесах короткоцикловых мелких форм как ответ на интенсификацию антропогенного воздействия, прежде всего, эвтрофирующего.
По показателю ИВРб=1,920,59 (по биомассе) Куйбышевское водохранилище можно отнести к категории эвтрофного водоема с умеренно-чистым качеством воды. Индекс сапробности (S=1,571,24) по Пантле и Буку соответствует -мезосапробной зоне (умеренно загрязненные). По показателю трофности (Е/О) Куйбышевское водохранилище (1,531,44) можно отнести к категории эвтрофной и только Камский плес (2,590,94) - к мезотрофному типу водоема.
Рис. 6. Распределение численности и биомассы зоопланктона по плесам
По коэффициенту трофии (Е) большинство плесов (Волжский (1,060,57), Камский (0,230,11), Ундорский (0,940,97), Ульяновский (0,460,36)) характеризуются как олиго- и мезотрофные водоемы, что отличается от других рассчитанных выше индексов. Это может объясняться малым количеством встречающихся в пробе видов-индикаторов. Наибольшие величины показателя лотношение биомассы ракообразных и коловраток (Вcr/Br) характерны для Камского (24591494) плеса, представляющего наибольшую кормовую ценность для рыб. По численности, и тем более по биомассе, ракообразные резко преобладают над коловратками в Камском плесе (рис. 7).
Рис. 7. Пространственное распределение основных групп зоопланктона (1- Волжский; 2-Волжско-Камский; 3-Камский; 4-Тетюшский; 5-Ундорский; 6-Ульяновский; 7-Приплотинный плесы)
К эвтрофному типу водоема по большинству использованных индексов можно отнести Волжский, Ульяновский и Приплотинный плесы. В составе планктона преобладают виды Cladocera и Rotatoria, имеющие короткие и более простые жизненные циклы. В результате чего в период активного функционирования сообщества значительную часть численности составляют младшие возрастные стадии ракообразных с большим продукционным потенциалом. Более всего черты олиготрофного водоема сохранил Камский плес. Зоопланктонное сообщество этого плеса характеризуется значительным числом доминирующих (структурообразующих) видов, большими показателями информационного индекса разнообразия (по численности), что указывает на значительную степень организованности зоопланктонного сообщества. В планктоне преобладают представители Copepoda с длительным жизненным циклом и сложным метаморфозом. Остальные плесы Куйбышевского водохранилища (Волжско-Камский и Тетюшский) занимают промежуточное положение с большим или меньшим сдвигом в сторону эвтрофирования, они несут черты мезотрофного водоема и характеризуются - -мезосапробностью.
В качестве критерия механизма адаптации к условиям загрязнения водохранилища используется показатель соотношение общего числа видов к общей численности. Для Куйбышевского водохранилища в целом характерно достаточно большое видовое разнообразие: количество видов зоопланктона составляет 34, однако при анализе данных по створам количество видов зоопланктона значительно ниже - 18. Численность зоопланктона также не очень высока (в среднем 43,33 тыс. экз./м3). Следует отметить, что обсуждаемые данные мониторинга зоопланктонного сообщества характеризуют его развитие в целом, в том числе пелагического (средняя глубина отбора составляла 9 м), а не отдельных участков мелководий, отличающихся большим количеством видов и большей численностью в силу экологических особенностей данных биотопов.
Соотношение количества видов и численности зоопланктона (рис. 8) в Куйбышевском водохранилище в целом (большинство векторов расположено в нижней и средней части графиков) указывает на уменьшение видового разнообразия сообщества за счет выпадения олигосапробных и преимущественного развития мезосапробных видов, численность которых еще не достигла максимума. Можно отметить тенденцию к росту численности зоопланктона под воздействием эвтрофирования, о чем свидетельствуют несколько точек, расположенных в средней части графика. Токсическое воздействие на зоопланктонное сообщество проявляется в нижних плесах. Таким образом, по показателям зоопланктонного сообщества экосистему Куйбышевского водохранилища можно охарактеризовать как водоем с все еще богатыми компенсационными возможностями, но с наметившейся тенденцией к эвтрофированию.
Рис. 8. Соотношение количества видов и численности зоопланктонного сообщества по плесам и в Куйбышевском водохранилище в целом
Зависимость ответного отклика планктонных сообществ от химического состава воды. Использование метода множественного нелинейного регрессионного анализа показало наличие зависимости численности фитопланктона от содержания взвешенных частиц в воде (табл. 8). Биомасса фитопланктона прямо зависела от содержания фосфатов и обратно пропорциональна содержанию меди и фенолов.
Как было показано выше, наибольший вклад в численность фитопланктона вносили синезеленые водоросли, количество которых увеличивалось по мере роста взвешенных частиц (табл. 8), поступающих в воду с поверхностным стоком; этот процесс сопряжен с выносом биогенных элементов. Методом регрессионного анализа получена зависимость биомассы динофитовых водорослей, развитие которых является также показателем процесса эвтрофирования, от содержания в воде фосфатов. Подобные зависимости между концентрацией минерального фосфора и численностью зеленых и диатомовых водорослей были отмечены в более ранних исследованиях Куйбышевского водохранилища (Меншуткин и др., 1998), где было высказано предположение о том, что весенний фосфор уходит в донные отложения и затем транзитом - в нижерасположенные водохранилища. Остаточное его количество в летне-осенний период, когда водообмен снижается, непрерывно участвует в биологическом круговороте. Этот процесс только усилился в последнее десятилетие, что проявляется в устойчивых связях между содержанием фосфатов и показателями фитопланктонного сообщества в целом и групп - индикаторов эвтрофирования в частности.
Таблица 8. Зависимости показателей планктонных сообществ от химического состава воды (р< 0,05)
Показатель | Уравнение регрессии | r* | R** |
Численность фитопланктона | у=52,50-11,26СБПК5+7,94СCr6 +139,81СPO4 | 0,69 | 0,43 |
Биомасса фитопланктона | у=2,25ИЗВ+45,70СPO4-0,32СCu-186,38Сфен | 0,51 | 0,25 |
Численность синезеленых водорослей | y=0,34СВЗВ+0,25СCr-0,25СSO4 | 0,54 | 0,29 |
Биомасса динофитовых водорослей | y=0,29СPO4+0,41СSO4 | 0,67 | 0,45 |
Численность зоопланктона | y=0,68Вдиат+0,35СMn-0,27СFe | 0,55 | 0,30 |
Биомасса зоопланктона | y=0.32СMn+0,27СSO4-0,21СZn-0,25СCr+0,60Вдиат-0,22Вдино-0,36Nдиат | 0,54 | 0,29 |
Индекс сапробности по зоопланктону | y=0,34СNH4+0,42СMn | 0,64 | 0,40 |
ИВР по зоопланктону | у=2,67+79,51Сфен+2,47СNO3-24,34СNO2 | 0,63 | 0,40 |
Примечание. r* - коэффициент регрессии; R**- коэффициент детерминации
Связь между структурными показателями зоопланктона и химическим составом воды более сложная и характеризовала опосредованное воздействие через трофические связи, что связано, очевидно, с относительно слабой структурированностью планктона эвтрофного водохранилища и согласуется с мнением о пелагических биосистемах как о системах со слабой внутренней организацией (Меншуткин и др., 1998). При использовании метода регрессионного анализа были получены зависимости между численностью (биомассой) зоопланктона и содержанием в воде марганца, биомассой диатомовых водорослей и обратная зависимость от численности динофитовых водорослей, т.е. чем больше эвтрофирование, тем меньше биомасса зоопланктона (табл. 8). Индекс сапробности, рассчитанный по численности зоопланктона, как показал анализ, имеет прямую связь с содержанием азота аммонийного и марганца, что вполне логично, т.к. эти биогенные элементы ответственны за эвтрофирование и все сопутствующие процессы, отражающиеся на показателях зоопланктона.
Таким образом, анализ структурных показателей планктонных сообществ, выявленные зависимости численности и биомассы в целом и по отдельным группам от химического состава воды подтвердили ранее высказанное предположение о том, что в Куйбышевском водохранилище преобладают процессы эвтрофирования над процессами токсификации и основным фактором эвтрофирования является содержание фосфатов в воде.
Макрозообентос. В настоящее время зообентос Куйбышевского водохранилища, особенно на его мелководьях и прибрежных участках, характеризуется сравнительно разнообразным составом бентосных, нектобентосных и фитофильных видов и форм. К настоящему времени их выявлено более 150 видов (Яковлев, 2002). Наиболее разнообразна фауна хирономид, олигохет, моллюсков и высших ракообразных. Средняя численность глубоководного зообентоса составляет 1245 экз./м2, а биомасса - 208,9 г/м2.
Численность формируется в основном группами: моллюсками, олигохетами, ракообразными и хирономидами, а биомасса - главным образом моллюсками (93,6 %). Чаще других в число доминирующих форм в тех или иных типах биоценозов входят два вида дрейссен (D. polymorpha и D. bugensis), многощетинковый червь Hypania invalida, униониды (Unionidae), гораздо реже - олигохеты семейства Tubificidae, хирономиды и ракообразные (рис. 9).
Рис. 9. Показатели численности и биомассы макрозообентоса по группам
Средняя численность мягкого зообентоса по водохранилищу составляет 874 экз./м2, а биомасса - 13,1 г/м2, т.е. 70 и 6,3 % от средних количественных показателей всего зообентоса соответственно. Таким образом, по численности, и особенно по биомассе, ведущее место в зообентосе водохранилища занимают двустворчатые моллюски - дрейссены (D. bugensis и D. polymorpha). Средняя численность их по водохранилищу составляет соответственно 139,8 и 289,9 экз./м2, и биомасса - 266,9 и 226,6 г/м2.
Результаты анализа продольного распределения зообентоса по водохранилищу представлены раздельно для верхних (Волжский, Камский) и нижних (Центральный) плесов водохранилища (рис. 10).
Рис. 10. Соотношение численности (А) и биомассы (Б) отдельных групп макрозообентоса в верхних и нижних плесах Куйбышевского водохранилища.
Наибольшие значения средней численности глубоководного зообентоса характерны для Волжского (1403 экз./м2) и Камского (1179 экз./м2) плесов, а наименьшие - для нижних плесов (1155 экз./м2). Обращают на себя внимание относительно высокие показатели численности олигохет и хирономид в Камском плесе водохранилища. Максимальная биомасса характерна для нижних плесов водохранилища (336,8 г/м2) - в основном за счет моллюсков (95,1%), наименьшая (87,94 г/м2) - в Камском плесе. В составе донной фауны обследованных участков Куйбышевского водохранилища было выявлено 6 групп бентосных беспозвоночных: олигохеты, моллюски, личинки хирономид, ракообразные, пиявки, полихеты. Роль хирономид, олигохет и сфериид, составлявших основу глубоководного зообентоса примерно в течение 20 лет существования водохранилища (Куйбышевское Е, 1983), в настоящее время продолжает сокращаться, что, по-видимому, обусловлено усилением конкуренции со стороны вселенцев - дрейссен, полихет и бокоплавов. Количественные показатели зообентоса возросли, в основном, за счет моллюсков.
Качество воды Куйбышевского водохранилища по показателям зообентоса по большинству гидробиологических показателей (ИВР =1,47-2,23; ГИ = 6,0-57,5; S = 2,28-2,54) соответствует умеренно-загрязненным (-мезосапробной зоне) и относится к 3 классу.
Для оценки состояния Куйбышевского водохранилища были использованы модальные интервалы многолетних вариационных рядов общей численности макрозообентоса и относительной численности группы олигохет (РД 52.24.633-2002), закономерности изменчивости которых позволили заключить: по модальному интервалу численности (0,01-10 тыс.экз./м2) водохранилище относится к зоне экологического регресса, а по относительной численности олигохет (в среднем 38%) - к зоне антропогенного напряжения с элементами экологического регресса.
Экотоксикологическая характеристика донных отложений. Многие химические соединения аккумулируются в донных отложениях и становятся доступными для бентосных организмов, вызывая прямой токсический эффект. Представленные на рис. 11 (А и Б) токсикологически обусловленные диапазоны концентраций получены при обобщении данных токсикологического анализа донных отложений, проведенного на батарее тест-объектов. Эти диапазоны являются природообусловленными, поскольку были получены на природных образцах грунтов с присущими им сорбционными свойствами, влияющими на биодоступность токсикантов. Обращает на себя внимание тот факт, что по абсолютным значениям чувствительность тест-организмов к большинству металлов в песчанистых пробах выше, чем в илистых.
Рис. 11. Содержание металлов в песчанистых (А) и илистых (Б) пробах в пределах токсикологической толерантности (МинТК - концентрации металлов в ДО, при которых не обнаружен токсический эффект ни на одном тест-объекте; МаксТК - концентрации металлов в донных отложениях, при которых обнаружен токсический эффект хотя бы на одном тест-объекте; содержание ртути - в мкг/кг сухой массы)
Другим следствием токсического воздействия может быть возрастание частоты уродств у гидробионтов, которые наиболее полно изучены на примере личинок хирономид (Warwick, 1985; Назарова и др., 2004). В Куйбышевском водохранилище частота деформаций головных капсул хирономид в среднем составила 5,7 %, что несколько ниже значения, принятого в литературе за фоновое - 8 % (Deckere et al, 2000), и значительно ниже показателей, отмеченных для токсифицированных водоемов (Яковлев, 1999). Высокий (выше фона) уровень деформаций совпадает с повышенным уровнем содержания металлов только в Волжско-Камском и Приплотинном плесах. Большое количество деформаций личинок хирономид в Ундорском плесе, возможно, связано не столько с токсическим действием металлов, сколько с воздействием пестицидов, остаточное количество которых в донных отложениях обусловлено поверхностным стоком с сельскохозяйственных угодий (Говоркова, 2004).
Аккумуляция тяжелых металлов макрозообентосом. Сравнение содержания металлов в бентосных организмах Куйбышевского водохранилища с литературными данными (Никаноров и др., 1985; Яковлев, 2002; Леонова и др., 2007) показало, что по таким металлам, как медь, хром и никель наблюдается превышение фонового содержания металлов в биообъектах, определенных для экологически чистых регионов, в 2, 3 и 10 раз соответственно. Можно отметить наличие четкой тенденции к концентрированию металлов в биоте, обитающей на песчанистых грунтах, что связано с их более низкой сорбционной способностью (рис. 12-А, Б).
Исключение из вышеотмеченного правила составляют цинк и свинец, их среднее содержание достоверно больше в инфауне илов. Цинк характеризуется высокой миграционной способностью, а свинец обладает способностью образовывать сложные комплексные соединения с гуминовыми кислотами органической составляющей ДО, что способствует выпадению из водного миграционного потока данного элемента. Однако в анаэробных условиях возможно образование метилированных продуктов, при этом его биодоступность для роющих животных дна, питающихся детритом, возрастает.
Рис. 12. Диапазон содержания металлов в бентосных организмах - обитателях песчанистых (А) и илистых (Б) донных отложений (линией отмечено среднее значение)
Зависимость ответного отклика бентосных сообществ от химического состава среды обитания. Метод множественной нелинейной регрессии позволил определить приоритетные стрессовые факторы химической природы для бентосных сообществ. Так, на структурные показатели бентосных сообществ (биомасса олигохет, хирономид, пиявок и ракообразных) оказывают влияние лишь Fe, Zn и Cu (табл. 9). По способности к бионакоплению выделяются Zn и Pb, повышенная концентрация которых в среде обитания определяет их повышенное содержание (относительно фоновых значений для мягкого бентоса водохранилища).
Сравнительный анализ данных по всему водохранилищу позволил выявить взаимосвязь между значениями интегральной биологической характеристики, отражающей в определенной степени структурно-функциональную организацию бентосного сообщества - индекса видового разнообразия (ИВР) и суммарного показателя загрязнения донных отложений металлами - СПЗДО. Увеличение степени загрязнения грунта металлами сопровождается уменьшением показателей ИВР. Так, тенденция ухудшения качества донных отложений по содержанию металлов от верховьев к низовьям водохранилища (рис. 13) сопровождается уменьшением значений индекса (ИВР = 3,45 - 1,43 СПЗДО ; r = -0,77; р<0,05).
Таблица 9. Зависимость биомассы отдельных групп зообентоса и содержания Zn и Pb в организмах от химического состава воды и донных отложений (р<0,05)
Показатель (у) | Уравнение регрессии | r* | R** |
Структурные показатели | |||
Биомасса олигохет | у=0,54+0,14СNO3-2,51СCu | 0,64 | 0,41 |
Биомасса хирономид | у=-4,54+0,43СО2-6,38СFe+1,95ИЗВ-0,20СCu-4,77Снефт | 0,68 | 0,46 |
Биомасса ракообразных | у=0,67+0,07СNO3-4,10СZn-0,06ССПАВ+0,05Сфен | 0,62 | 0,38 |
Биомасса пиявок | у=0,63-5,56СZn-0,09ССПАВ+0,06СNO2+0,35ИЗВ | 0,76 | 0,58 |
Бионакопление | |||
Содержание Zn | 0,56 | 0,31 | |
Содержание Pb | 0,64 | 0,41 | |
Примечание. *- коэффициент регрессии, **- коэффициент детерминации,
Рис. 13. Изменение интегральных показателей индекса видового разнообразия (ИВР) и суммарного показателя загрязнения металлами донных отложений (СПЗДО) по плесам: 1 -Волжский; 2 - Волжско-Камский; 3 - Камский; 4 - Тетюшский; 5 -Ундорский; 6 - Ульяновский; 7 -Приплотинный
Характеристика рыбных ресурсов. В Волге и ее притоках до образования водохранилища встречалось более 40 видов рыб. Часть из них относилась к проходным, поднимающимся из Каспийского моря для размножения (осетр, белуга, белорыбица, каспийский лосось, сельди и др.), но основное население реки составляли ее постоянные обитатели. Ведущее место занимал лещ - до 40 % только учтенных уловов, запасы судака были значительно беднее, хотя эта рыба и встречалась в промысловых количествах. Пойменные озера изобиловали щукой, карасем, линем и другими видами рыб (Калайда, 2003). Соотношение запасов отдельных видов рыб с момента формирования Куйбышевского водохранилища до настоящего времени претерпело значительные изменения (Говоркова, 2004; Шакирова и др., 2005; Кузнецов и Файзуллин, 2007). Происходит перераспределение запасов отдельных видов рыб: уменьшение количества ценных промысловых пород (стерлядь, судак, лещ) и увеличение количества синца. При этом сохраняется преобладание запасов леща по сравнению с запасами других видов рыб (рис. 14).
Рис. 14. Изменение запасов основных видов промысловых рыб в 1956-2002 гг.
Накопление металлов в тканях и органах рыб. Рыбы являются важным звеном в трофической организации экосистемы. В течение всего онтогенеза рыб металлы из окружающей среды и кормовых компонентов поступают и аккумулируются в различных органах и тканях. В этой связи интерес представляет исследование факторов и степени аккумуляции тяжелых и токсичных металлов (Zn, Cu, Ni, Mn, Cr, Pb, Cd, Fe, Co, Hg) и As в рыбах Куйбышевского водохранилища.
Сравнение среднего содержания металлов в мышцах и печени рыб с санитарно-гигиеническими нормативами показало, что превышение нормативов не носит системного характера. Наиболее часто разовые превышения содержания Pb в печени рыб отмечены в Ульяновском плесе, для которого характерен высокий уровень антропогенной нагрузки.
Прослеживая способность металлов к накоплению в тканях и органах рыб, необходимо учитывать их трофический уровень, определяющий механизм поступления и особенности накопления металлов. В этой связи полученные результаты были сгруппированы в соответствии с экологической группой рыб (планктофаги, бентософаги и хищники). При поиске зависимостей между содержанием металла в воде и в рыбе (по тканям и органам), а также между Ко (превышение фактического содержания металла в воде относительно ПДК) и Кс (коэффициентом концентрации - повышенным (относительно фона) содержанием в биообъекте) были выявлены общие закономерности. Уровень металлов в воде меньше всего отражается на их повышенном содержании в тканях и органах бентософагов: прослеживается только влияние концентрации Ni, Pb и Cu в воде на их содержание в мышцах, жабрах и печени соответственно (табл. 10). Наибольшее превышение фона наблюдается для Pb, как в жабрах (определяется его концентрацией в воде), так и в мышцах (зависит от его содержания в пищевом субстрате - зообентосе).
Для хищников отмечена ассоциация двух эссенциальных элементов Zn-Fe, содержание которых в воде влияет на их накопление в жабрах и мышцах. Причем связь между содержанием Zn в воде и рыбе прямая, а для Fe - обратная. Концентрация Cd-Mn в воде коррелирует с содержанием этих элементов в мышцах хищников, хотя и не приводит к повышению их уровня относительного фоновых значений. Повышенное содержание Cd, Cr и Ni в печени также обусловлено их поступлением, в том числе из воды.
Накопление металлов в печени планктофагов в меньшей степени зависит от химического состава воды, что связано с особенностью их питания (планктон меньше накапливает металлы). Для жабр и мышц отмечена общая закономерность, связанная с зависимостью содержания пар металлов Cd-Mn и Zn-Fe в этих органах и тканях от их концентрации в воде. Для Fe и Mn данная зависимость обратная, а Zn и Cd - прямая.
Таблица 10. Зависимость содержания металлов в тканях и органах рыб от их концентрации в воде (уровень значимости р<0,05).
Орган, ткань | Уравнение зависимости | r | R2 | Уравнение зависимости | r | R2 |
Хищники | ||||||
мышцы | С(Zn)=1,12210-3/Cznw-1,09910M+2,199M4 | 0,67 | 0,45 | Кс(Zn)=0,785M+0,081/Кznw+0,339(Cznw)5 Кс(Cd)=1,283+0,966(Кcdw)5+ 0,013Т2 Кс(Mn)=1,453Кmnw+3,15510-6eКmnw Ц 110-5(Кmnw)5 Кс(Fe)=1,055+510-6(Кfew)5-0,146lnКfew | 0,60 0,41 0,50 0,55 | 0,36 0,17 0,25 0,30 |
жабры | С(Zn)=12,96+0,077/Cznw | 0,50 | 0,25 | Кс(Zn)=-0,658+0,125/Кznw+0,507eКznw-0,027M4+0,002В2 Кс(Cu)=0,488+110-7(Кcuw)4 | 0,61 0,85 | 0,38 0,72 |
печень | С(Cd)=0,078+1,810-5/Ccdw С(Cr)=0,515+0,001/Ccrw | 0,69 0,75 | 0,47 0,56 | Кс(Cd)=0,776+0,175/Кcdw Кс(Ni)=0,072eКniw Кс(Cr)=0,635+0,283/Кcrw | 0,69 0,55 0,75 | 0,47 0,31 0,56 |
Планктофаги | ||||||
мышцы | С(Mn)=0,237-2,212 (Cmnw)2 | 0,55 | 0,31 | Кс(Mn)=1,175-4,85510-7 (Кmnw)5 Кс(Cd)=1,5710-4+0,3510Ксdw | 0,43 0,76 | 0,19 0,58 |
жабры | С(Mn)=8,3+0.1/Cmnw+ +7,13lgCmnw С(Cd)=0,054+1,8851013 (Ccdw)5 | 0,71 0,47 | 0,50 0,22 | Кс(Mn)=0,007(Кmnw)2+ 1,669/Кmnw Кс(Cd)=1,204(Кcdw)5 Кс(Zn)=0,61+0,63(Кznw)5-0,29lnКznw Кс(Fe)=0,855+0,109/Кfew | 0,75 0,53 0,63 0,53 | 0,56 0,28 0,43 0,28 |
Бентософаги | ||||||
мышцы | Кс(Ni)=0,093M5 +0,001В2-0,219M4+ 2,26106(Кniw)5 Кс(Pb)=0,26-0,09/КPbБ | 0,51 0,57 | 0,26 0,32 | |||
жабры | С(Pb)=0,175eM+0,01/Cpbw+0,410lgCpbw | 0,64 | 0,42 | |||
печень | С(Cu)=70,331+0,554/Ccuw+0,690(M)4+24,458lnCcuw | 0,80 | 0,65 | |||
Примечание. М - масса рыбы; Т-возраст рыбы; Сwi - содержание i металла в воде; Кwi - превышение содержания i металла в воде над ПДК; С(I) - содержание металла в соответствующих тканях и органах рыб; Кс(I) - сверхфоновое содержание металла в соответствующих тканях и органах рыб; К iБ - сверхфоновое содержание металла в бентосе.
Преимущественные направления поступления металлов из воды и их аккумуляция в тканях и органах рыб различного трофического уровня можно представить в виде обобщенной схемы (рис. 18).
Fe, несмотря на его сверхнормативное содержание в воде, не влияет на его повышенный уровень в жабрах и мышцах. Fe играет значительную роль в дыхательной функции за счет включения в состав дыхательного пигмента. Количество гемоглобина, а следовательно, и Fe в тканях и органах, зависит от активности организма, поэтому наблюдается сезонная изменчивость его содержания в организме рыб.
Другая физиологически важная группа металлов - Zn и Mn - активаторы карбоксилаз. Для них отмечена прямая зависимость содержания в рыбе от концентрации в воде. Однако у планктофагов содержание Mn в организме обратно пропорционально его концентрации в воде. Общим для физиологически активных металлов (Fe, Zn и Mn) является наличие большой величины независимого коэффициента В в уравнениях регрессии (табл. 10), что указывает на второстепенность фактора - концентрация металлов в воде - по сравнению с другими, не изученными в данной работе.
Следующая группа металлов - Cd, Cr, Ni и Pb - это физиологически неактивные, обладающие выраженным токсическим эффектом. Их содержание в воде Куйбышевского водохранилища, как правило, не превышает ПДК за исключением Ni. Для Cd в большинстве случаев отмечена прямая зависимость содержания в организме рыб от концентрации в воде. Процесс накопления металлов в жабрах и печени происходит более быстро и соответствует логарифмическому виду зависимости, для мышц характерен более медленный процесс насыщения по экспоненциальной кривой (Пономаренко и др., 2007).
Рис. 18. Влияние содержания металлов в воде, бентосе на их содержание в тканях и органах рыб различных экологических групп
Наличие прямой зависимости концентрация в воде - содержание в жабрах для Ni, Cd и Pb указывает на путь поступления этих металлов, связь концентрация в воде - содержание в мышцах при отсутствии подобной зависимости для печени может свидетельствовать об исчерпании печенью функции барьера в отношении этих металлов.
Другим фактором экологического риска для бентософагов является содержание металлов в пищевом субстрате. Наличие прямой зависимости содержания Pb в мышцах от его содержания в бентосе свидетельствует о доминировании биомагнификационного механизма его накопления.
При оценке патологоанатомического состояния рыб были выявлены легкие повреждения, не угрожающие рыбам гибелью, и повреждения средней тяжести, проявляющиеся внешне и при вскрытии. Состояние планктофагов и бентософагов оценивалось в среднем в 3, а хищников - в 1,8 балла. Наибольший уровень патологий был отмечен в верхних плесах водохранилища (Волжском, Камском и Волжско-Камском).
3.4. Состояние здоровья населения Республики Татарстан
Одна из важных задач обеспечения экологической безопасности - управление медико-экологической ситуацией через целенаправленное вмешательство в систему локружающая среда - здоровье населения. В настоящее время достоверно доказана зависимость частоты заболеваний населения от качественного состава питьевой воды (Тихомиров и др., 2003; Ажгиревич и др., 2007). В этой связи актуальной задачей является выявление возможных экологообусловленных причин, влияющих на заболеваемость населения Республики Татарстан.
Для анализа из всего списка заболеваний были выбраны лишь те, которые могут быть обусловлены качеством питьевой воды, подаваемой населению централизованным водоснабжением. В предлагаемый перечень заболеваний с большой вероятностью взаимозависимостей входят такие классы заболеваний, как новообразования (НО), болезни органов пищеварения (БОП), болезни крови и кроветворных органов (БКиКО), болезни кожи и подкожной клетчатки (БКиПК), болезни эндокринной системы (БЭС), болезни системы кровообращения (БСК), болезни кожно-мышечной системы (БКМС) и болезни мочеполовой системы (БМПС).
Анализ динамики первичной заболеваемости показал ее рост по всем классам заболеваний за исключением болезни кожи и подкожной клетчатки. Если рассмотреть частоту заболеваемости рассмотренными классами болезней в отдельных городах и регионах, то можно отметить, что наибольший уровень заболеваемости новообразованиями, болезнями систем кровообращения, кожи и подкожной клетчатки, костно-мышечной и мочеполовой систем наблюдается в гг. Казань, Набережные Челны, в Юго-Восточном, Северо-Западном и Северо-Восточном районах.
При использовании бассейнового подхода в анализе уровня заболеваемости населения практически по всем классам заболеваний выделяются территории водосбора рек Казанка и Кама (рис. 19). Уровень заболеваемости населения практически по всем классам заболеваний выше в бассейне р. Казанки, только по новообразованиям, болезням кожи и подкожной клетчатки, а также болезням мочеполовой системы лидирует территория в бассейне р. Камы.
Состояние первичной заболеваемости на территории водосбора рек Меши и Свияги можно охарактеризовать относительно благополучным только в отношении новообразований, болезней кожи, костно-мышечной и мочеполовой системы.
Таким образом, наибольший рост заболеваемости наблюдается на территориях, расположенных в бассейнах главных притоков Куйбышевского водохранилища. Подтверждением данного тезиса стали результаты, полученные при анализе уровня первичной заболеваемости в районах, входящих в водосбор соответствующих плесов Куйбышевского водохранилища (рис. 20, А).
Обращает на себя внимание достаточно высокий уровень заболеваемости в тех районах, которые соответствуют территории водосбора Тетюшского и Волжско-Камского плесов, т.е. тех территорий, где отсутствует или в меньшей степени проявляется фактор загрязнения атмосферного воздуха, а в структуре питания населения большое место занимает речная рыба. Еще более ярко данная тенденция проявляется при анализе заболеваемости населения в районах с традиционным укладом и преимущественно сельскохозяйственным производством (рис. 20, Б). Высоким уровнем заболеваемости характеризуются Тетюшский и Камско-Устьинский районы, где в воде соответствующих плесов Куйбышевского водохранилища отмечалась повышенная численность синезеленых водорослей, выделяющих в воду цианотоксины
Рис. 19. Среднемноголетняя частота заболеваемости населения (на 1000 человек) основными классами заболеваний в бассейнах рек Казанка, Меша, Свияга, Кама и по РТ в целом
Присутствие цианобактериальных пленок на поверхности воды в водоемах представляет собой большую угрозу в виде тяжелых последствий для здоровья людей. Каждая группа цианотоксинов обладает своими специфическими свойствами и направленностью воздействия: печень, нейротоксичность и индуцирование новооборазований. (Guidelines for safe recreational watersЕ, 2002; Руководство по обеспечению качества питьевой воды..., 2004; Huisman et al., 2005).
Рис. 20. Среднемноголетняя частота заболеваемости населения (на 1000 человек) основными классами заболеваний по территориям водосбора соответствующих плесов Куйбышевского водохранилища и по Республике Татарстан (РТ) в целом (А) и в приволжских сельскохозяйственных районах (Б)
Результаты настоящего исследования показали, что сезонные всплески численности синезеленых водорослей в Куйбышевском водохранилище в августе-сентябре на уровне 602,8-951,7 тыс. кл/мл в 6-9 раз превышает установленный ВОЗ предельный, критический уровень. Это влечет за собой принятие дополнительных мер по очистке воды или обеспечению населения альтернативными источниками питьевой воды (Eutrophication and healthЕ, 2002; Harmful cyanobacteria, 2005).
Глава 4. подходы к экологическому нормированию содержания загрязняющих веществ в воде и донных отложениях
4.1. Нормирование содержания загрязняющих веществ в донных отложениях
Актуальность вопросу нормирования качественного состава донных отложений придает отсутствие отечественных стандартов, что усложняет проблему оценки риска вторичного загрязнения воды. Существует несколько подходов к нормированию содержания токсикантов в донных отложениях, в основе которых лежит использование фоновых концентраций (Persaud et al., 1993), интервалов (либо предельных уровней) негативного воздействия на гидробионтов (Long, Morgan, 1991; Ingersoll et al., 1996; Cubbage et al., 1997), а также процессы сорбции или равновесного распределения загрязняющих веществ между взвешенными веществами и донными отложениями (Di Toro et al., 1991; Van Der Kooij et al, 1991; NYSDEC, 1994; EPA 823-R-97-006, 1997a; Wepener et al, 2000). В России можно отметить работы, связанные с разработкой экологических нормативов содержания индивидуальных соединений в донных отложениях, с использованием геохимического (Фрумин и др., 1998; Даувальтер, 2001; Бреховских и др., 2002) и токсикологического (Петрова, 1988; Томилина, 2000; Михайлова, 2006) подходов.
На базе собственных экспериментов и опубликованных в литературе данных, полученных в период с 1993 по 2001гг. (Волга: независимые исследования.., 1994; Андреев и др., 2001; Иванов, 2001), определены значения среднего содержания металлов в донных отложениях разного типа. Приведенные в табл. 12 значения могут рассматриваться как фоновые (СФ), т.е. характеризующие современный геохимический фон металлов в илистых и песчаных ДО и могут служить критерием для ориентации по значению нижней границы нормативного содержания металлов в донных отложениях разного типа.
Таблица 12. Нормативы содержания (мг/кг) элементов в донных отложениях, рассчитанные различными методами
Элемент | СФ | СТ | СРР | ПДУДО | |||
песок | ил | песок | ил | песок | ил | ||
Cu | 4,80 | 19,97 | <5,05 | <31,72 | 0,47 | 5,0 | 32 |
Cd | 0,55 | 1,10 | <0,57 | <2,20 | 0,22 | 0,6 | 2,2 |
Pb | 4,28 | 17,06 | <4,05 | <17,68 | 30,60 | 4,3 | 18 |
As | - | - | - | - | 18,33 | - | - |
Zn | 23,62 | 60,05 | <73,39 | <104,67 | 19,93 | 73 | 105 |
Cr | 6,43 | 23,27 | <7,43 | <56,33 | 37,33 | 7 | 37 |
Со | 4,73 | 9,98 | <4,98 | <12,90 | 15,60 | 5 | 13 |
Ni | 16,80 | 47,53 | <21,34 | <52,89 | 14,00 | 21 | 53 |
Hg | 0,005 | 0,045 | <0,005 | <0,46 | 0,04 | 0,005 | 0,05 |
Примечание. СФ - фоновые концентрации металлов; СТ - токсикологически толерантная концентрация, выше которой вероятность проявления токсического эффекта на гидробионтах высока (по данным токсикологического скрининга донных отложений); СРР - рассчитанный уровень концентрации элементов методом равновесного распределения веществ; ПДУДО - обобщенный норматив содержания элементов в донных отложениях; прочерк - отсутствие данных
В целях нормирования качественного состава донных отложений используется экспериментально-расчетный биогеохимический подход, основанный на учете миграционных потоков токсиканта и его распределения в системе донные отложения - взвешенные вещества - вода - биота по принципу равновесного распределения (DiToro et al., 1987; Shea, 1988; Van Der Kooij et al., 1991; Toxicological Benchmarks Е, 1997; Wepener, 2000; Strategy for water quality Е, 2002). Распределение токсиканта в системе взвешенные вещества - вода - донные отложения описывается через коэффициенты переноса Ктв и КТД, представляющие собой отношение содержания токсиканта в твердой фазе взвешенных частиц и в воде (Ктв), в твердой фазе взвешенных частиц и донных отложениях (КТД). Через эти коэффициенты можно выразить взаимосвязь между концентрацией вещества в воде и его содержанием в донных отложениях по выражению: СДО = (1).
Концентрация (СВ) вещества в воде может быть также выражена и через параметры системы вода - биота - человек. Распределение токсиканта в системе вода - рыба описывается через коэффициент биологического поглощения (), и, объединив выражения, получаем: = (2).
Для того, чтобы содержание (СДО) токсиканта в донных отложениях приобрело смысл норматива для донных отложений (СДО = ПДУДО), соответствующие концентрации СВ и СР выразили через их нормативное содержание (СВ=ПДКВ, СР=ПДКР) с тем, чтобы не были нарушены нормативы его содержания в воде - по водно-миграционному признаку вредности (ур.1) и в мышцах промысловых рыб - по способности вещества к транслокации в организмы рыб (ур. 2). Таким образом, учет двух механизмов воздействия загрязняющих веществ в составе донных отложений на гидробионтов (через воду) и на человека (через рыбу) позволяет рассчитать для каждого токсиканта два типа пороговых концентраций в донных отложениях: первый - по наибольшей не действующей на гидробионтов концентрации токсиканта в воде и второй - по способности вещества к накоплению в рыбах (мышцы). За нормативную величину СРР в соответствии с принципом лимитирующего признака вредности принимали минимальную из двух рассчитанных пороговых величин (табл. 12). Для учета эффекта суммации действия металлов были также использованы результаты токсикологических лабораторных экспериментов (СТ).
Значения ПДУДО, полученные экспериментально-расчетным и токсикологическим методами, для ряда металлов (Co, Hg) практически соизмеримы. Для Cr целесообразно использовать нормативы ПДУДО, определенные экспериментально-расчетным способом, как более жесткие в сравнении с токсикологическими; для Pb, напротив, - расчетные значения ПДУДО значительно выше токсикологических, поэтому выбор сделан в пользу токсикологически толерантных значений. Для целей оценки уровня загрязнения донных отложений целесообразно использовать соответствующие нормативы в зависимости от типа грунта: ПДУП - для оценки уровня загрязнения песчаных проб; ПДУИЛ - для оценки уровня загрязнения илистых проб.
Предложенные нормативы качества донных отложений, безусловно, носят региональный характер. Тем не менее, по порядку величин они практически укладываются в диапазоны значений, определенных теми или иными способами для донных отложений равнинных водоемов различных стран (Slooff et al., 1989; Code ..., 1990; Guide ..., 1991; Australian ..., 1992; Topfer, 1992; Janus, 1993; Ecotox Е, 1996) (по мышьяку, кадмию и никелю), либо близки к нижнему пределу соответствующих значений (по большинству рассмотренных металлов) (рис. 21).
Загрязнение донных отложений Куйбышевского водохранилища органическими токсикантами носит локальный характер и приурочено к конкретным источникам загрязнения, что не позволяет использовать для нормирования их содержания геохимический метод. Исключение из предложенной системы нормирования токсикологических экспериментов в данном случае связано со сложностью интерпретации результатов в силу наложения токсических эффектов со стороны как упомянутых ксенобиотиков, так и соединений природного происхождения в реальных образцах донных отложений. Поэтому в основе нормирования содержания пестицидов и бенз(а)пирена в донных отложениях использован экспериментально-расчетный метод равновесного распределения. Процедура нормирования основывалась на учете токсичности соединений (NOEC) и физико-химических свойств, выраженных через коэффициент (КOW) распределения в системе локтанол-вода, характеризующий способность накопления токсиканта в жировой ткани, а следовательно, и способность к накоплению в рыбе) (Di Toro et al., 1991; Van Der Kooij et al., 1991; EPA-823-R-00001; Анохина, 2004).
Рис. 21. Нормативное содержание (ПДУДО - горизонтальная линия) металлов и мышьяка в донных отложениях Куйбышевского водохранилища в сравнении с диапазоном значений опубликованных зарубежных нормативов для донных отложений пресноводных систем (в логарифмических координатах)
Для учета региональных особенностей применяли экспериментальный показатель fOC - коэффициент, характеризующий содержание органического углерода во взвешенном веществе воды (fOC = (СООУ-СРОУ)/СВЗВ, где СООУ - содержание общего органического углерода (мг/л); СРОУ - содержание растворенного органического углерода (мг/л); СВЗВ - содержание взвешенных веществ (мг/л)). На основе собственных результатов было рассчитано значение fOC = 0,15. Исходя из эмпирически полученного и описанного в литературе (Di Toro et al., 1991; Van Der Kooij et al., 1991; EPA-823-R-00001) отношения содержания органического вещества во взвешенном веществе и седиментах, равного 2, определили значение fДO = 0,15/2 = 0,075. Отсюда допустимое значение содержание токсиканта в донных отложениях рассчитывали по формуле:
ПДУДОi = NOECi fДO КOWi 10-0,21 (3).
Такой способ расчета допустимого уровня содержания токсиканта в донных отложениях, основанный на его физико-химических свойствах (QSAR), как отмечается в литературе (Kalf et al., 1997), для многих соединений дает завышенные результаты по сравнению с экспериментальным, токсикологическим определением минимальной недействующей концентрации. Так, было показано (Kalf et al., 1997), что для таких веществ как, бенз(а)пирен, флюорантен, фенантрен и др., отношение NOECQSAR к NOECэксп составляет 1,1 - 133. Поэтому для корректировки данных, полученных расчетным методом, был введен поправочный коэффициент, равный 100, который, кроме того, позволяет учесть эффект суммации.
Другой способ расчета (ур. 4) допустимого уровня содержания токсиканта в донных отложениях основан на прогнозе его способности к накоплению в биоте и концентрированию по пищевой цепи (Di Toro et al., 1991). Для того, чтобы учесть фактор биоаккумуляции, можно воспользоваться взятыми из литературы значениями коэффициентов биологического поглощения (КБП) и санитарно-гигиеническими нормативами (СанПИН 2.3.2.1078-01) содержания вещества в продуктах питания (в рыбе).
Тогда ПДУДОi = (СРi/КБПi) fДO КOWi 10-0,21 (4).
Результаты расчетов предельно допустимого уровня содержания токсикантов в донных отложениях, полученные двумя описанными методами, представлены в табл. 13. Для использования в целях оценки уровня загрязнения донных отложений следует использовать минимальные значения из рассчитанных двумя методами.
Таблица 13. Нормативы содержания ряда органических загрязняющих веществ в донных отложениях, рассчитанные экспериментально-расчетным методом по водно-миграционному (СДО1) и транслокационному в рыбу (СДО2) лимитирующим признакам вредности, и предложенные значения ПДУДО
Токсикант | logKOW | Мол. масса | NOEC/100 (моль/л) | СДО1 (мг/кг) | ПДКP (мг/кг) | КБП | СДО2 (мг/кг) | ПДУДО (мг/кг) |
ДДТ | 6,71 | 354 | 1,910-10 | 0,15 | 0,3 | 41686941) | 0,02 | 0,02 |
ДДЕ | 6,76 | 318 | 1,74 10-10 | 0,16 | - 2) | 0,16 | ||
ДДД | 6,83 | 320 | 1,4810-10 | 0,14 | - | 0,14 | ||
ГХЦГ | 3,85 | 291 | 1,4110-7 | 0,13 | 0,03 | 3541) | 0,03 | 0,03 |
Алдрин | 5,66 | 365 | 2,1910-9 | 0,16 | - | 0,16 | ||
Гексахлор-бензол | 5,66 | 236 | 2,1910-9 | 0,10 | - | 0,10 | ||
Бенз(а)пирен | 6,11 | 252 | 7,7610-9 | 0,11 | - | 0,11 |
Примечание.: 1) - значение КБП для Oncorhynchus, Salmo, Salvelinus sp. (EPA-823-R-00001); 2) Не нормируется (СанПиН 2.3.2.1078.01).
Таким образом, предложена и апробирована система экологического нормирования уровней содержания (ПДУДО) органических и неорганических токсикантов в донных отложениях разного типа применительно к водохранилищам. Система включает оптимизируемую в зависимости от природы токсиканта совокупность различных методов (геохимический, экспериментально-расчетный, токсикологический) с учетом лимитирующих признаков вредности. Показано, что в основе нормативов содержания токсичных элементов, определенных экспериментально-расчетным методом, лежит водно-миграционный, а органических токсикантов - транслокационный в ихтиофауну лимитирующий признак вредности. Предлагаемые нормативы ПДУДО могут быть встроены в общую систему отечественных эколого-токсикологических нормативов качества водных и рыбных ресурсов.
4.2. Нормирование содержания загрязняющих веществ в воде
Существующая оценка качества воды с помощью рыбохозяйственных ПДК не выявляет основные факторы риска для функционирования биотической составляющей экосистемы Куйбышевского водохранилища: отсутствие превышения содержания биогенных соединений при устойчивой тенденции к эвтрофированию, непревышение содержания в воде Сd и Pb, которые представляют наибольшую опасность по показателю биоаккумуляции в ихтиофауне. Неудовлетворенность существующей нормативной базой в отношении оценки качества воды привела к поиску методов определения более адекватных современному запросу нормативов. Один из общепринятых подходов в установлении региональных нормативов - определение фона, обусловленного геохимическими, литосферными особенностями бассейна, это, прежде всего, касается соединений природного происхождения (табл. 14). В основе второго, биотического подхода, лежит система экологического нормирования, которая предполагает учет предельно допустимой нагрузки на экосистему, т.е. нагрузки, под воздействием которой отклонение от нормального состояния системы не превышает естественных изменений, следовательно, не вызывает нежелательных последствий у живых организмов и не ведет к ухудшению качества среды. Согласно биотическому подходу оценка экологического состояния проводится по комплексу биологических показателей (Израэль, 1984; Левич, 1994; Булгаков, 2003; Беляев, 2006).
В соответствии с биотической концепцией нормирования и полученными зависимостями между качественным составом абиотической среды и характеристиками сообществ был рассчитан уровень содержания ряда загрязняющих веществ, сверх которого возможно ухудшение рассмотренных выше биотических параметров экосистемы (табл. 14), что позволяет откорректировать рассчитанные на основе биогеохимического подхода экологически безопасное содержание загрязняющих веществ. Рассчитанные геохимическим методом значения находятся на уровне или ниже действующих на сегодняшний день ПДК для БПК5, азота аммонийного, нитратов, сульфатов, Cr. Для фенолов, нефтепродуктов, железа об. и Zn фоновые значения выше ПДК. Для ряда ингредиентов требуется более жесткий подход к нормированию и установление экологически безопасного уровня (ЭБУ) содержания. К таким веществам относятся, прежде всего, биогенные соединения, ответственные за состояние экологического регресса под действием эвтрофирования (фосфаты и в меньшей степени нитриты), а также СПАВ. Для тех, соединений, для которых не выявлено влияние на биотические показатели, возможно установление нормативов на уровне фоновых концентраций (диапазона концентраций), значения которых выше ПДКрх.
Таблица 14. Рассчитанные нормативы содержания загрязняющих веществ (мг/л) в воде Куйбышевского водохранилища (фоновые и на основе биотической концепции2)) в сравнении с величинами ПДК
Показатель | Сф1) | ЭБУ2) | ПДК |
БПК5 | 2,11 | 2,0 | |
Азот аммонийный | 0,27 | 0,39 | |
Азот нитритов | 0,021 | 0,002-0,07 (среднее 0,020) | 0,02 |
Азот нитратов | 0,24 | 9,1 | |
Фосфаты | 0,08 | 0,07-0,1 | 0,15 |
Фенолы | 0,003 | 0,001 | |
Нефтепродукты | 0,096 | 0,05 | |
СПАВ | 0,017 | 0,05 | 0,1 |
Железо об. | 0,41 | 0,1 | |
Медь | 0,005 | 0,001-0,002 | 0,001 |
Цинк | 0,015 | 0,01-0,012 | 0,01 |
Хром6+ | 0,001 | 0,02 | |
Сульфаты | 68,5 | 100 |
Примечание. 1); где -среднее значение концентрации, - среднее квадратическое отклонение концентрации, tSt - коэффициент Стьюдента при P = 0,95, n- число данных по ингредиенту; ЭБУ2) - экологически безопасный уровень по наиболее чувствительной группе гидробионтов (зоопланктон - ИВРч, фитопланктон - численность, биомасса; зообентос - биомасса ракообразных, пиявок; рыбы - планктофаги).
Для совершенствования нормативной базы в области нормирования качества воды, для вхождения в единое нормативное пространство со странами Европейского Союза и в развитие методологии определения целевых показателей качества воды (ЦПКВ) как основы бассейнового принципа управления водопользованием (Водный Кодекс, ст. 35) в данной работе разработан алгоритм, представленный в виде схемы (рис. 22).
На первом этапе устанавливается экологическое состояние водоема с позиций адаптационных возможностей биотической составляющей, после чего - в случае удовлетворительного статуса в качестве ЦПКВ используются значения геохимического фона или - при определении состояния дестабилизации экосистемы - рассчитываются нормативы по показателям, ответственным за наблюдаемые отрицательные эффекты. Для соединений двойного генезиса, для которых не выявлено отрицательное влияние на биотические показатели, возможно установление нормативов на уровне фоновых концентраций (диапазона концентраций).
Рассчитанные допустимые значения (ЦПКВ) содержания ряда загрязняющих веществ в воде экологически обоснованы с точки зрения благополучия бентосного, планктонного сообществ, аккумуляции металлов в рыбе и установления экологического состояния водоема в целом.
Предлагаемые региональные нормативы ЦПКВ и ПДУДО могут быть встроены в общую систему эколого-токсикологических нормативов, направленных на рациональное использование и управление качеством водных ресурсов.
Рис. 22. Схема расчета нормативов качества воды
Глава 5. Критерии оценки экологического риска для устойчивого функционирования Куйбышевского водохранилища
5.1. Индекс экологического состояния экосистемы (ИЭС)
Состояние биологической системы оценивается по некоторым частным показателям, в изменении которых находит отражение преобладание деструктивных или адаптивно-компенсаторных процессов (Филенко и др., 2005). В данной работе обосновывается метод экспертной оценки статуса (потенциала) водохранилищ, который представляет собой наиболее простой способ выявления экологического неблагополучия в водных экосистемах посредством фиксации наличия или отсутствия в ней определенных, чувствительных к комплексным и специфическим загрязнениям, индикаторных организмов.
При экспертной оценке использовали, прежде всего, хорошо зарекомендовавшие себя классификаторы качества вод, разработанные Росгидрометом (Организация и проведениеЕ, 1992), предложенные в литературе гидробиологами С.С. Бариновой (ОценкаЕ, 1992), Т.Д. Зинченко (Выхристюк и др., 2001; Зинченко и др., 2000; Головатюк и Зинченко, 2006), А.И. Бакановым (Баканов, 1999; 2000; Баканов и др., 1998) и Е.В. Балушкиной (Балушкина, 1997; 2001), а также предлагаемые в данной работе по совокупности многолетних экспериментальных данных классификаторы.
В основу расчета положены следующие количественные показатели.
1. Подындекс, характеризующий качество воды (ИХС) через гидрохимические показатели конкретного водохранилища:
, где Hi и Nh - соответственно относительная оценка по 4-балльной шкале используемых гидрохимических показателей (БПК5, азот аммонийный, азот нитритов, азот нитратов, фосфаты, фенолы) и количество анализируемых гидрохимических показателей и ингредиентов (Зинченко с соавт., 2000; Выхристюк и др., 2001; Гелашвили с соавт., 2002). |
2. Подындекс биотического состояния фитопланктона и зоопланктона (ИБСi):
, где Bi - относительная оценка используемых биологических показателей по 4-балльной шкале; Nb - количество анализируемых биологических показателей. |
ИБСф - индекс биологического состояния по фитопланктонному сообществу (показатель - биомасса фитопланктона); ИБСз - индекс биологического состояния по зоопланктонному сообществу (показатели - ИВР, коэффициент трофии, показатель трофности, индекс сапробности).
3. Подындекс ИБСб, характеризующий состояние донных отложений (определяется в соответствии с триадным методом (Chapman, 1986; Guchte, 1992; Deckere et al., 2000));
4. Подындекс ИБСр (показатель биологического состояния рыб), характеризующий патологоанатомическое состояние рыб (Аршаница, Лесников, 1987);
5. Подындекс ИЗН, характеризующий состояние здоровья населения, оценивается через превышение среднего уровня заболеваемости по основным экологозависимым классам заболеваний относительно фонового уровня.
Для оценки интегральной величины ИЭС водоема перечисленные количественные показатели предлагается нормировать в единой шкале с приданием каждому из них определенного статистического веса (ki) с учетом региональных особенностей:
По значению ИЭС можно оценить качество воды, экологический статус (потенциал) и экологический риск устойчивого функционирования водохранилища в соответствии с таблицей 15.
Таблица 15. Классификация качества воды, экологического статуса (потенциала) водохранилища и экологического риска его функционированию по показателям ИЭС
| Значение ИЭС | Качество воды | Характеристика экологического статуса /потенциала | Классификация экологического риска |
1,0-2,0 | Чистая | Хороший / высокий | Низкий |
2,1-3,0 | Умеренно- загрязненная | Удовлетворительный / хороший | Умеренный |
3,1-4,0 | Загрязненная | Неудовлетворительный /низкий | Повышенный |
>4,0 | Грязная | Плохой / чрезвычайно низкий | Высокий |
5.2. Определение экологического статуса Куйбышевского водохранилища и экологического риска его функционированию
Разработанная методология и предложенный экспериментально-расчетный способ определения индекса экологического статуса водохранилища как интегрального критерия оценки экологического риска апробирован на примере Куйбышевского водохранилища.
При оценке экологического состояния экосистем Куйбышевского водохранилища использовали комплексные показатели (табл. 16), каждому из которых присваивали весовые коэффициенты, зависящие от конкретных региональных условий (уровня связи с содержанием загрязняющих веществ, социальной и экологической значимости показателя).
Наибольший вклад в значение ИЭС Куйбышевского водохранилища вносят интегральные показатели, характеризующие фитопланктонное и бентосное сообщества. Первый - представляет собой ответ на наблюдаемое эвтрофирование водохранилища, а второй - показатель опасности токсичных веществ, накопленных в донных отложениях за время существования Куйбышевского водохранилища. Примененный в данной работе триадный метод выявил взаимосвязь между уровнем загрязнения донных отложений и наблюдаемым обеднением видового разнообразия бентосного сообщества за счет токсического воздействия. Очевидно, что донные отложения выступают как источник поступления токсичных и биогенных веществ в воду, а также фактором риска накопления металлов (Zn и Pb) в высших звеньях пищевой цепи - рыбе. Подындекс, характеризующий состояние макрозообентоса (ИБСб), вносит наибольший вклад в ИЭС нижних плесов Куйбышевского водохранилища.
Таким образом, по оцененному показателю ИЭС (3,0-3,3) Куйбышевское водохранилище характеризуется низким экологическим потенциалом и повышенным уровнем риска.
Таблица 16. Количественные данные для расчета индекса экологического состояния (ИЭС) Куйбышевского водохранилища по плесам
| Плесы | Комплексные показатели | ИЭС | |||||
ИХС | ИБСф | ИБСз | ИБСб | ИБСр | ИЗН | ||
Весовой коэффициент (ki) | 2 | 1 | 1 | 1 | 1 | 2 | |
Волжский | 2,5 | 4,0 | 3,0 | 2,8 | 2,6 | 1,0 | 3,2 |
Камский | 2,6 | 3,0 | 2,5 | 2,5 | 2,6 | 1,0 | 3,0 |
Волжско-Камский | 2,0 | 3,0 | 3,0 | 3,3 | 2,6 | 0,9 | 3,0 |
Тетюшский | 2,0 | 4,0 | 3,3 | 3,7 | 2,5 | 1,1 | 3,3 |
Ундорский | 2,0 | 3,0 | 2,3 | 3,2 | 2,5 | Н.д. | 3,0 |
Ульяновский | 2,7 | 3,0 | 1,5 | 3,5 | 2,5 | Н.д. | 3,2 |
Приплотинный | 2,5 | 3,0 | 2,5 | 3,1 | 2,5 | Н.д. | 3,2 |
Куйбышевское водохранилище в целом | 2,3 | 3,3 | 2,3 | 3,2 | 2,5 | 1,0 | 3,1 |
Примечание. Н.д. - нет данных
5.3. Анализ риска здоровью населения при поступлении в организм загрязняющих веществ с питьевой водой и рыбой
Канцерогенные вещества (ПАУ, ПХБ и пестициды) не были выявлены в составе воды Куйбышевского водохранилища, поэтому характеристика риска в отношении веществ, не обладающих канцерогенным эффектом, проводили путем сопоставления фактического суточного воздействия (суточной дозы) с величиной референтной дозы (RfD) (Chemical risk assessment, 2001; Ревич и др., 2004; Евгеньев и Евгеньева, 2007).
Оценка риска воздействия неканцерогенных соединений производили при помощи расчета индекса риска (ИР): ИР=СДД/RfD (5),
где СДД - средняя дневная доза; RfD - референтная доза из базы данных интегрированной информационной системы о рисках и таблиц оценки эффекта (IRIS/HEAST) на здоровье (
(6),
где Сi - концентрация химического вещества в среде (воде) в мг/кг; Vi - объем носителя химического вещества, контактирующего с организмом человека в течение дня (2 л); t - продолжительность периода контакта, лет; T - продолжительность усредненного периода, лет; M - масса тела, кг. Расчет риска проводили для условия пожизненного (70 лет) потребления воды человеком массой 70 кг.
Полученная суммарная величина индекса риска значительно меньше 1, что свидетельствует о допустимом содержании исследованных загрязняющих веществ в воде источника питьевого водоснабжения.
Как было показано выше, содержание устойчивых токсикантов канцерогенного действия, таких как ПАУ, ПХБ и пестицидов, в рыбе определялось в следовых количествах или выявлялось эпизодически. Поэтому последующий анализ риска был проведен для токсичных металлов, содержащихся в мышцах рыб.
При расчете средней суточной дозы использовали концентрации (Сi) химического вещества в среде (рыбе) в мг/кг, Vi - объем носителя химического вещества, контактирующего с организмом человека в течение дня (по нормативам ЕРА (ЕРА/630/R-00/002) разовое суточное потребление рыбы составляет 113 г); расчет риска проводился для условия пожизненного (70 лет) потребления рыбы человеком массой 70 кг.
Полученное значение индекса риска показало, что потребление рыбы с установленным содержанием металлов в мышцах, является безопасным для населения.
Суммарный индекс риска для населения, употребляющего питьевую воду и рыбу из Куйбышевского водохранилища, составляет ИР=0,62. Полученная величина риска не представляет серьезной угрозы здоровью населения, однако отмеченные сезонные всплески численности синезеленых водорослей (602,8-951,7 тыс. кл/мл) в соответствии с нормативами ВОЗ представляют повышенный уровень риска воздействия цианотоксинов и требуют применения дополнительных мер по очистке питьевой воды или поиску альтернативных источников водоснабжения.
Заключение
Имеющиеся в литературе подходы к оценке экологического риска касаются лишь отдельных компонентов водных экосистем, биоразнообразия в целом или конкретных наиболее важных видов организмов без учета сложившихся в водоеме сложных взаимосвязей между качеством среды обитания и биотическим ответом экосистем, без учета роли и состояния донных отложений, что особенно важно для водных объектов с замедленным стоком. Кроме того, в них, как правило, не учитываются характеристики ихтиоценоза и показатели здоровья населения, проживающего на водосборной территории, что не позволяет прогнозировать дальнейшее развитие экосистемы водохранилища с эколого-экономических позиций.
Проведенное исследование и разработанная на его основе с привлечением отечественного и зарубежного опыта методология позволяют восполнить недостаточность существующих подходов к оценке экологического риска для таких сложных систем, как водохранилища, с множеством прямых и обратных связей между их структурными элементами.
В работе предложен алгоритм оценки экологического риска, основанный на определении состояния и потенциала водной экосистемы на основе научных подходов, включающих определение временных и пространственных сукцессий основных групп гидробионтов, относящихся к различным трофическим уровням; изменений состояния среды их обитания с привлечением геохимических и экотоксикологических приемов, а также методов математической статистики, позволяющих по модальным интервалам вариационных рядов выявить направление развития (экологический прогресс или регресс) водной экосистемы и основные факторы, влияющие на наблюдаемые биотические реакции сообществ.
Включение разработанных в данной работе нормативов качества донных отложений в процедуру оценки состояния донных биотопов обусловлено тем, что на современном этапе эволюции Куйбышевского водохранилища аккумулированные в донных отложениях загрязняющие вещества в значительной степени влияют на частные и интегральные показатели бентосных сообществ и детерминируют процессы биомагнификации для ряда металлов (Zn, Pb). Интенсивность данных процессов зависит от сорбционных свойств донных грунтов и в большей степени проявляется по мере их уменьшения, т.е. при переходе от илистых к песчанистым донным отложениям. Предложенная в данной работе схема расчета допустимого содержания загрязняющих веществ органического и неорганического происхождения в донных отложениях с различными сорбционными свойствами, включающая геохимические, токсикологические и экспериментально-расчетные подходы, апробирована на примере Куйбышевского водохранилища - крупнейшего в Волжском каскаде. Впервые нормативы качества донных отложений включены в общую систему региональных нормативов, направленных на управление антропогенным воздействием на водохранилище.
Существуют несколько точек зрения относительно этапов эволюции экосистем водохранилищ. По мнению Л.А. Кудерского (1992), на третьем этапе эволюции экосистем водохранилищ (стадия стабилизации) могут наступить изменения, связанные с интенсивным антропогенным воздействием, но в целом экосистема стремится к стабильности. В.А. Кузнецов (1993; 1997) относит состояние Куйбышевского водохранилища на современном этапе к стадии антропогенной дестабилизации, которая характеризуется прогрессирующим ухудшением качества воды, накоплением в гидробионтах высоких доз тяжелых металлов, пестицидов, гибелью и ростом заболеваемости среди рыбного населения, изменением функциональной роли фитопланктона, который подавляет развитие зоопланктона, однородностью зоопланктонных и зообентосных сообществ, свидетельствующих о снижении устойчивости биотических компонентов экосистемы.
Проведенные исследования свидетельствуют, что для периода 1994-2007гг. характерна некоторая стабилизация качественного состава воды: содержание пестицидов, ПАУ, ПХБ в воде и донных отложениях встречаются эпизодически и в небольших концентрациях. Накопление металлов в гидробионтах не носит катастрофического характера, невысокий уровень патологий рыб свидетельствует в пользу того, что Куйбышевское водохранилище находится на стадии стабилизации. В то же время четко выявляется тенденция к дестабилизации экосистем водохранилища и проявлению элементов экологического регресса, что выражается в уменьшении видового разнообразия и пространственно-временной гетерогенности, упрощении межвидовых отношений, трофических цепей и т.д. Следовательно, для Куйбышевского водохранилища на современном этапе его эволюции в условиях продолжающейся антропогенной нагрузки на фоне общих стабилизационных процессов выявляется повышенный уровень риска дальнейшего сдвига внутреннего динамического равновесия, снижения устойчивости функционирования основных биологических систем, что свидетельствует об угрозе перехода к стадии дестабилизации.
Таким образом, в данной работе решена важная народнохозяйственная задача в области нормативно-методологического обеспечения экологически безопасного управления водохранилищем многоцелевого назначения в условиях интенсивной водохозяйственной деятельности.
выводы
- Разработана методология оценки экологического риска для экосистемы Куйбышевского водохранилища, в основе которой лежит определение временных и пространственных сукцессий основных групп гидробионтов, относящихся к различным трофическим уровням, изменений состояния среды их обитания, а также состояния здоровья населения, проживающего на водосборе.
- Апробированный в соответствии с разработанной методологией алгоритм поэтапной оценки экологического риска для устойчивого функционирования Куйбышевского водохранилища на современном этапе его развития позволяет охарактеризовать уровень риска как повышенный, соответствующий низкому экологическому потенциалу экосистемы, и выявляет тенденцию к дестабилизации.
- Анализ пространственной и временной сукцессии планктонных и бентосных сообществ характеризует экологическое состояние Куйбышевского водохранилища как зону экологического регресса в ответ на высокую степень эвтрофирующего воздействия и выявляет преобладание на современном этапе развития Куйбышевского водохранилища процессов эвтрофирования над токсификацией.
- На основе результатов натурных исследований и лабораторных экспериментов по выявлению закономерностей распределения металлов в системе донные отложения - бентосные организмы показано, что макрозообентос, обитающий в песчаных грунтах, больше подвержен риску токсического воздействия металлов и их накопления в мягкой ткани.
- Выявлен механизм и закономерности аккумуляции металлов в тканях и органах рыб в зависимости от их трофического статуса и природы металлов: для планктофагов показано наличие механизма биоконцентрирования и преобладание первичной барьерной функции жабр, для хищников и бентософагов - биомагнификации с преимущественным накоплением металлов в печени.
- Для оценки экологического риска вторичного загрязнения воды и воздействия депонированных в донных отложениях токсикантов на гидробионтов разработана система экологического нормирования уровней содержания (ПДУДО) органических и неорганических токсикантов в донных отложениях разного типа применительно к водохранилищам, включающая оптимизируемую в зависимости от природы токсиканта совокупность геохимических, экспериментально-расчетных и токсикологических методов.
- Определение экологического потенциала (статуса) водной экосистемы лежит в основе разработанной системы нормирования качественного состава воды: сочетание геохимического (определение фоновых концентраций для соединений двойного генезиса) подхода при установлении удовлетворительного статуса и биотического подхода (выявление наиболее чувствительных групп гидробионтов по отношению к стрессовому фактору) при наличии тенденции к ухудшению состояния.
Основные публикации по теме диссертации
Монографии
- Степанова Н.Ю. Региональное нормирование антропогенных нагрузок на природные среды в системе обеспечения экологической безопасности /В.З. Латыпова, С.Ю. Селивановская, Н.Ю. Степанова, Р.И. Винокурова./ Казань: Изд-во Фэн, 2002. - 345с.
- Stepanova N. Handbook of Industrial and Hazardous Wastes Treatment / S. Selivanovskaya, N. Stepanova, V.Z. Latypova, Yung-Tse Hung / Second Edition, 2004.
Eds.: Lawrence K Wang, Yung-Tse Hung, Howard H. Lo, Constantine Yapijakis
Marcel Dekker, Inc., New York, ISBN: 0-8247-4114-5, 2004. - 74р. - Степанова Н.Ю. Экология Куйбышевского водохранилища: донные отложения, бентос и бентосоядные рыбы / Н.Ю. Степанова, В.З. Латыпова, В.А. Яковлев / Монография под ред. В.З. Латыповой и В.А. Яковлева. Казань: Изд-во ФЭН, 2004.-327с.
- Степанова Н.Ю. Экология города Казани (коллективная монография) / Н.Ю. Степанова, Л.К. Говоркова, О.К. Анохина, Р.Г. Таиров. / Экология города Казани (под ред. Торсуева н.П., Мингазовой Н.М., Латыповой В.З., Бойко В.А.). Казань, 2005.- 527с.
- Степанова Н.Ю. Куйбышевское водохранилище: экологические аспекты водохозяйственной деятельности (коллективная монография) / Под науч. редакцией В.З. Латыповой, О.П. Ермолаева, Н.П. Торсуева, В.А. Кузнецова, А.А. Савельева, Ф.Ф. Мухаметшина - Казань: Изд-во Фолиантъ, 2007. - 321с.
Статьи в журналах, рекомендованных ВАК
- Степанова Н.Ю. Исследование токсичности химических поллютантов на Daphnia magna (Straus) / Г.С. Степанова, В.В. Зобов, Л.М. Петрова, В.З. Латыпова, Л.А. Березинский, А.Г. Романов, Н.Ю. Степанова // Токсикологический Вестник. - 1999. - №3.-С.22-27.
- Степанова Н.Ю. Опасность загрязнения промысловых рыб Куйбышевского водохранилища тяжелыми металлами / Л.К. Говоркова, Н.Ю. Степанова, О.К. Анохина, О.Г. Яковлева // Безопасность жизнедеятельности.- 2004. - №2. - С.45-51.
- Степанова Н.Ю. К задаче математического моделирования зависимостей между концентрациями загрязняющих веществ в песчаных донных отложениях / В.З. Латыпова, Н.Ю. Степанова, С.В. Шалагин // Вестник КГТУ (КАИ) им. А.Н. Туполева.- 2004.- №3.-С.52-58.
- Степанова Н.Ю. Развитие биогеохимических подходов к экологическому нормированию химической нагрузки на природные среды / В.З. Латыпова, С.Ю. Селивановская, Н.Ю. Степанова, Е.А. Минакова // Ученые записки КГУ.- 2005.- №1. - С.159-166.
- Степанова Н.Ю. Механизмы детоксикации тяжелых металлов в компонентах водной экосистемы Куйбышевского водохранилища / Н.Ю. Степанова, В.З. Латыпова // Ученые записки КГУ.- 2005.- №3. С.18-26.
- Степанова Н.Ю. Использование основных структурных показателей зоопланктонного сообщества для характеристики трофического статуса Куйбышевского водохранилища /Н.Ю. Степанова, Д.С. Захаров, Л.К. Говоркова, Т.А. Кондратьева, В.З. Латыпова // Проблемы региональной экологии.- 2006.- № 6.- С.95-101.
- Степанова Н.Ю. Закономерности распределения металлов в воде, органах и тканях рыб различных экологических групп в Куйбышевском водохранилище / Н.Ю. Степанова, В.З. Латыпова // Проблемы региональной экологии.- 2006.- № 6.- с.102-107.
- Степанова Н.Ю. Закономерности распределения токсикантов в песчаных донных отложениях / Н.Ю. Степанова, В.З. Латыпова // Ученые записки КГУ.- 2006.- т. 148(1).- с.49-56.
- Степанова Н.Ю. Качество питьевой воды как фактор роста экологообусловленных заболеваний / Н.Ю. Степанова, А.В. Иванов, А.И. Сидорова // Региональная экология.- 2006.- № 1-2.- с.47-52.
- Степанова Н.Ю. Особенности распределения ртути в тканях и органах рыб в модельном эксперименте / А.М. Пономаренко, Н.Ю. Степанова, Латыпова В.З. // Токсикологический Вестник. - 2007. - №1. - С.22-25.
- Степанова Н.Ю. Зообентос как индикатор экотоксикологической обстановки в Куйбышевском водохранилище / Н.Ю. Степанова, В.А. Яковлев, В.З. Латыпова // Вестник РУДН. Серия Экология и безопасность жизнедеятельности. - 2007.- №2. С.50-56.
- Степанова Н.Ю. Экологическое нормирование содержания загрязняющих веществ в донных отложениях / Н.Ю. Степанова, В.З. Латыпова, О.К. Анохина // Проблемы региональной экологии.- 2007.- № 4.- с.40-47.
- Степанова Н.Ю. Экотоксикологический подход к оценке опасности загрязненных почв / Н.Ю. Степанова, А.В. Демин, Г.В. Демина // Известия Самарского научного центра Российской академии наук. Специальный выпуск Безопасность. Технология. Управление.-2007.-Т 3.-С.140-145.
- Степанова Н.Ю. Токсичность среды в отношении гидробионтов в условиях экспериментального моделирования нефтяного загрязнения водных объектов / Н.Ю. Степанова, В.З. Латыпова, А.А. Алексеев // Вестник РУДН. Серия Экология и безопасность жизнедеятельности.- 2008.- №1.
- Степанова Н.Ю. Оценка экологического риска для устойчивого функционирования Куйбышевского водохранилища как водоема многоцелевого назначения / Н.Ю. Степанова // Ученые записки КГУ.- 2008.- т. 150(4).
Статьи в других журналах
- Stepanova N. Preliminary testing of waste and sewage waters based on cholinesterase biosensors / G.A. Evtugyn, E.P. Rizaeva, A.M. Petrov, N. Stepanova, V.Z. Latypova // Environ. Radiology Applied Ecology. - 1997. -V.3.- №1.-P.7-12.
- Степанова Н.Ю. Скрининг экологически опасных производственных сточных вод, сбрасываемых в канализационный коллектор г. Казани / А.М. Петров, Н.Ю. Степанова, А.Г. Габайдуллин, Т.П. Нестерова, М.Я. Макарова, Р.Р. Шагидуллин // Вестник ТО РЭА.- 1999.- №2.-С.45-51.
- Степанова Н.Ю. Экологические критерии управления нагрузкой на водоем в условиях его загрязнения многокомпонентными сточными водами / Н.Ю. Степанова, А.М. Петров, В.З. Латыпова, Р.Р. Шагидуллин, А.Г. Габайдуллин // Экологическая химия.- 2000.- 9(1).- С.38-48.
- Степанова Н.Ю. Химический состав и токсичность возвратных вод: некоторые итоги экономического эксперимента в Республике Татарстан / Н.Ю. Степанова, В.З. Латыпова // Экологический консалтинг.- 2001.- №3. -С.17-20.
- Степанова Н.Ю. Сорбционная способность и факторы формирования химического состава донных отложений Куйбышевского и Нижнекамского водохранилищ / Н.Ю. Степанова, В.З. Латыпова, О.К. Анохина, Р.Г. Таиров // Экологическая химия.- 2003.- 12(2): 105-116.
- Stepanova N. Practical and user-friendly toxicity>
- Stepanova N. TRIAD approach for sediment quality assessment in the Volga and Kama rivers / N. Stepanova, V.Z. Latypova // Environ. Radioecol. Appl. Ecol.- 2003.- Vol. 9.- No. 4.- Р.10-17.
- Stepanova. N. Geoinformation system of ecological state of Middle Volga (Kuibishev water reservoir) as first stage of itТs restoration project / N. Stepanova, V.Z. Latypova /// Environ. Radioecol. Appl. Ecol.- 2005. -Vol. 11. -N 1.- Р.9-14.
- Stepanova N. Yu. A comparison of features and processes of environmentally degraded and anthropogenically undisturbed lowland rivers (Middle Volga, Russia - Muensterland, Germany) / N.Yu. Stepanova, L.B. Nazarova, H.W. Riss, T.A. Kondratjeva, V.Z. Latypova // Environ. Radioecol. Appl. Ecol.- 2005.-N1.-P.15-20.
- Степанова Н.Ю. Оценка дегидрогеназной и респираторной активности донных отложений водных экосистем разного типа / К.Н. Малова, Н.Ю. Степанова, В.З. Латыпова // Вестник ТО РЭА.- 2005.- №4.-С.43-45.
- Степанова Н.Ю. Уровень содержания металлов в тканях, органах рыб и воде Куйбышевского водохранилища / Н.Ю. Степанова, В.З. Латыпова, А.М. Мухаметшин // Вестник ТО РЭА. - 2005.- №4.-С.44-49.
Статьи в сборниках трудов
- Stepanova N. Toxicity of snow cover for assessment of air pollution with application of microbiotests / N. Stepanova, A. Petrov, A. Gabaydullin, R. Shagidullin // New microbiotests for routine toxicity screening and biomonitoring. Edd.: Kluwer Academic/Plenum Publishers, 2000.-С.475-478.
- Stepanova N. Determination of the maximum allowable load for waste water discharges / N. Stepanova, A. Petrov, A. Gabaydullin, R. Shagidullin // River Restoration in Europe. Practical approaches. Proceedings of the Conference on river restoration. - Wageningen, the Netherlands, 2000.-С.159-163.
- Сергеева Н.Г. Тяжелые металлы в Куйбышевском водохранилище / Н.Г. Сергеева, В.З. Латыпова, М.А. Перевозников, Н.Ю. Степанова // Эколого-ихтиотоксикологические аспекты мониторинга пресноводных объектов Сборник научных трудов Гос НИОРХ. - Спб, 2000.- Вып. 326. - С.300-310.
- Stepanova N.Yu. Sediment quality assessment in the Volga and Kama rivers on the basis of field observations, bioassays and chemical analysis / N.Yu. Stepanova, A. Petrov, A. Gabaydullin // Proceedings of International Conference Water is life - take care of it. -Bratislava, Slovak Republic, 2001.-С.340-344.
- Berezinsky L. Biological еffect of new>
- Степанова Н.Ю. Оценка уровня загрязнения донных отложений Куйбышевского водохранилища в местах повышенного антропогенного пресса методом триады / Н.Ю. Степанова, Л.К. Говоркова, О.К. Анохина // В сб. Актуальные проблемы водной токсикологии. - Борок, 2004.- С. 224-246.
- Степанова Н.Ю. Подходы к экологическому нормированию содержания загрязняющих веществ в донных отложениях Куйбышевского водохранилища / Н.Ю. Степанова, В.З. Латыпова, О.К. Анохина, Р.Г. Таиров // В сб. Актуальные проблемы гидроэкологии. Сборник научных трудов.- Казань: Отечество, 2006.- С.75-87.
- Степанова Н.Ю. Качество воды и структурные показатели фито- и зоопланктона Куйбышевского водохранилища / Н.Ю. Степанова // В сб. Биоиндикация в мониторинге пресноводных экосистем. - СП(б), 2007.-с.82-86.
- Степанова Н.Ю. Подходы к оценке экологического риска для функционирования водохранилищ / Н.Ю. Степанова // В сб. Геоэкологические проблемы Среднего Поволжья. - Ульяновск, 2008. - С.165-170.
Материалы докладов
- Степанова Н.Ю. Биологические тесты в практике контроля качества природных и сточных вод / Н.Р. Галяутдинова, А.М. Петров, Р.Р. Шагидуллин // Материалы VII Съезда Гидробиологического общества РАН. - Казань, 1996.- т.3.- с.186-187.
- Stepanova N. Use of Paramecium caudatum for toxicity screening of a local industrial flow into the sewage system before biological treatment / N. Stepanova, A. Petrov, A. Gabaydullin, R. Shagidullin // International symposium on new microbiotests for routine toxicity screening and biomonitoring. -Brno, Czech Republic, 1998.-p.83-84.
- Stepanova N. Determination of the maximum allowable water load for improving water quality of the Volga River / N. Stepanova // International Conference on River Restoration. -The Netherlands, 2000.-С.61-62.
- Степанова Н.Ю. Комплексное исследование донных отложений Куйбышевского водохранилища на территории Республики Татарстан / Н.Ю. Степанова, А.М. Петров, О.К. Анохина, В.З. Латыпова // Материалы докладов VIII съезда Гидробиологического общества РАН. - Калининград, 2001.-С.178-179.
- Степанова Н.Ю. Сорбционная способность и уровень загрязнения донных отложений в пределах вод республики Татарстан / Н.Ю. Степанова, В.З. Латыпова, О.К. Анохина, Л.К. Говоркова, Р.Г. Таиров // Материалы Всероссийской конференции Современные проблемы водной токсикологии. - Борок, 2002.-С.25-26.
- Степанова Н.Ю. Токсикологическое исследование донных отложений на микробиотестах / Н.Ю. Степанова, Л.К. Говоркова, О.К. Анохина, В.З. Латыпова // Материалы 2 Съезда токсикологов России.- Москва, 2003.- С.245-246.
- Степанова Н.Ю. Личинки хирономид как тест объект в токсикологических исследованиях / Н.Ю. Степанова, Л.К. Говоркова, Л.Б. Назарова, О.К. Анохина, В.З. Латыпова // Материалы 2 Съезда токсикологов России. Тез. докл. - М, 2003. - С.79-80.
- Stepanova N.Yu. The use of ecological standard for assessing the degree of river deterioration in restoration project / N.Yu. Stepanova, L.B. Nazarova, H.W. Riss, T.A. Kondratjeva, V.Z. Latypova // The World Conference on Ecological Restoration. - Zaragoza, Spain, 2005.-p.145-146.
- Степанова Н.Ю. Влияние качества воды на заболеваемость населения Волжско-Камского региона / Н.Ю. Степанова, А.В. Иванов, А.И. Сидорова // В сб.: Современные аспекты экологии и экологического образования / Материалы Всероссийской научной конференции. - Казань, 2005. ЦС.482-483.
- Stepanova N.Yu. The new approach to ecological standardization of anthropogenic load of waste water discharge / N.Yu. Stepanova, V.Z. Latypova // В сб. 3rd Simposium Quality and Management of Water Resources.- St. Peterburg, 2005.-p.92-93.
- Степанова Н.Ю. Некоторые закономерности распределения микроэлементов между абиотическими и биотическими компонентами Куйбышевского водохранилища / Н.Ю. Степанова, В.З. Латыпова, Е.А. Минакова // Биоиндикация в экологическом мониторинге пресноводных экосистем. - СПб, 2006.- С.143-144.
- Степанова Н.Ю. Качество воды и структурные показатели фито и зоопланктона Куйбышевского водохранилищ / Н.Ю. Степанова, В.З. Латыпова, Д.С. Захаров // Биоиндикация в экологическом мониторинге пресноводных экосистем. - СПб, 2006.-С.142-143.
- Степанова Н.Ю. Определение экологического потенциала Куйбышевского водохранилища / Н.Ю. Степанова, В.З. Латыпова // Актуальные экологические проблемы Республики Татарстан. Материалы докладов VII республиканской научной конференции. - Казань, 2007.- с.187-188.
- Степанова Н.Ю. Оценка экологического риска для устойчивого функционирования экосистемы Куйбышевского водохранилища на современном этапе / Н.Ю. Степанова // Материалы докладов итоговой научной конференции КГУ.- Казань, 2008.- с. 25-27.
Учебные пособия и разработки
- Степанова Н.Ю. Экономика природопользования. Часть 1. / Н.Ю. Степанова, Ю.В. Рыдванский // Учебно-методическое пособие. - Казань: Изд-во КГУ, 2005.-24 с.
- Степанова Н.Ю. Руководство к комплексной учебно-полевой практике по экологической химии водных объектов / Н.Ю. Степанова, В.З. Латыпова, О.Г. Яковлева // Учебно-методическая разработка.- Казань: Изд-во КГУ, 2005. - 86 с.
- Демин А.В. Мониторинг окружающей среды. Гидросфера. / А.В. Демин, Ю.А. Тунакова, Н.Ю. Степанова, А.А. Заднев // Учебное пособие (с грифом УМО).- Казань: Изд-во КГТУ, 2006.- 160 с.
- Степанова Н.Ю. Экологический мониторинг процесса биологической очистки сточных вод и оценка их воздействия на природные водоемы / Н.Ю. Степанова, С.Ю. Селивановская, О.В. Никитин // Учебное пособие. - Казань: Изд-во КГУ, 2007. - 144 с.
Авторефераты по всем темам >>
Авторефераты по биологии