Содержание к диссертации
Введение
ГЛАВА 1. Обзор литературы 9
1.1. Характеристика стоков, поступающих в экосистемы водных объектов урбанизированных территорий 9
1.1.1. Талые снеговые и дождевые стоки 9
1.1.2. Сточные воды сельскохозяйственных предприятий 11
1.1.3. Источники и характер загрязнения р. Содышка
1.2. Экологические аспекты загрязнения водных объектов соединениями биогенных элементов и органическим веществом 15
1.3. Оценка качества и токсичности вод пресноводных экосистем методами биотестирования 23
1.4. Механизмы и методы оценки самоочищающей способности водных экосистем 35
1.5. Мероприятия по предотвращению эвтрофикации пресноводных экосистем 42
ГЛАВА 2. Объекты и методы исследования 47
2.1. Общая характеристика объекта исследования 47
2.2. Методы оценки качества воды и донных отложений
2.2.1. Методы количественного определения гидрохимических параметров воды 50
2.2.2. Оценка уровня загрязнения донных отложений 53
2.2.3. Определение токсичности вод методами биотестирования 54
ГЛАВА 3. Оценка уровня загрязнения, кислотно-щелочного режима и трофности экосистемы р.Содышка 56
3.1. Кислотно-щелочной режим экосистемы р. Содышка 56
3.2. Уровень загрязнения АСПАВ экосистемы р. Содышка 59
3.3 Уровень загрязнения органическими соединениями воды и донных отложений р. Содышка 60
3.4. Уровень загрязнения воды и донных отложений тяжёлыми металлами..63
3.5. Оценка подвижности тяжелых металлов в системе «вода - донные отложения» 66
3.6. Уровень загрязнения соединениями биогенных элементов и трофность экосистемы водотока 67
3.7. Оценка качества вод экосистемы водотока по интегральным показателям 69
3.8. Выбор приоритетного загрязнителя водотока 70
ГЛАВА 4. Исследование процессов нитрификации и токсификации в экосистемах малых эвтрофных водотоков урбанизированных территорий 72
4.1 Изучение процессов нитрификации в экосистеме р.Содышка 72
4.2. Исследование влияния различных факторов на процессы нитрификации в модельных экспериментах 75
4.2.1. Исследование зависимости степени превращения азота аммонийного от его концентрации в воде 77
4.2.2. Изучение влияния анионных поверхностно-активных веществ (АСПАВ) на процессы нитрификации 79
4.2.3. Исследование влияния концентрации ионов калия на процессы нитрификации 81
4.2.4. Исследование совместного влияния калия и фосфат-ионов на процессы нитрификации 83
4.3. Оценка токсичности вод экосистемы р. Содышка 85
4,3 1. Оценка токсичности вод экосистемы р. Содышка 85
4.3.2. Определение предельно-допустимой нагрузки солей аммония на гидробионтов-фильтраторов 86
4.3.3. Оценка токсичности вод р, Содышка по агрегационному индексу 90
4.3.4. Корреляционные зависимости между токсичностью и гидрохимическими параметрами эвтрофных водотоков (на примере р. Содышка) 91
4.4. Оценка качества вод эвтрофных водных объектов по индексу нитрификации и токсичности 92
Выводы 95
Список использованных источников 97
- Сточные воды сельскохозяйственных предприятий
- Методы количественного определения гидрохимических параметров воды
- Уровень загрязнения соединениями биогенных элементов и трофность экосистемы водотока
- Исследование зависимости степени превращения азота аммонийного от его концентрации в воде
Введение к работе
Актуальность исследования. В настоящее время водные объекты урбанизированных территорий испытывают наибольшие техногенные нагрузки, так как они являются приемниками сточных вод промышленных предприятий (часто достаточно крупных), пригородных сельскохозяйственных предприятий и коммунального хозяйства, а также неочищенных ливневых стоков с территорий промплощадок, городских и сельских поселений. Указанные стоки имеют высокий уровень загрязнения токсичными для гидробионтов веществами и соединениями биогенных элементов. Вследствие этого экосистемы водных объектов урбанизированных территорий эвтрофированы, характеризуются значительной токсичностью абиотических компонентов, низкой самоочищающей способностью. Потеря самоочищающей способности приводит к токсификации и деградации их экосистем, поэтому сохранение самоочищающей способности водных объектов - глобальная проблема современного общества, связанная с обеспечением достойного качества жизни и здоровья населения.
Самоочищение водных объектов определяется главным образом природой загрязняющих веществ, уровнем их концентраций в абиотических компонентах экосистем, их токсичностью для гидробионтов, функционированием микробиоценоза, гидробионтов-фильтраторов и зависит также от гидрологических и природно-климатических условий.
Исходя из того, что в Российской Федерации насчитывается 2,5 млн. малых рек и ручьев и они формируют почти половину суммарного объема речного стока, в их бассейнах проживает почти 44% всего городского и почти 90% сельского населения изучение процессов самоочищения экосистем малых рек в зависимости от характера и уровня их загрязнения, токсичности воды для гидробионтов, является актуальным и необходимым.
Цель работы - исследование уровня загрязнения и самоочищающей способности экосистем малых эвтрофных водотоков урбанизированных территорий (на примере реки Содышка).
Основные задачи:
-
Изучить кислотно-щелочной и кислородный режимы водотока, уровень загрязнения экосистемы реки АСПАВ, органическим веществом, тяжелыми металлами.
-
Изучить уровень загрязнения вод соединениями биогенных элементов, провести оценку трофности экосистемы водотока по соотношению концентраций минеральных форм азота и фосфора, разработать критерии выбора приоритетного загрязнителя вод эвтрофных водных объектов в целях исследования по нему процессов самоочищения.
-
Изучить процессы самоочищения в водотоках, загрязнённых аммонийным азотом в натурных и модельных экспериментах. Изучить корреляционные зависимости между интенсивностью нитрификации и гидрохимическими
показателями вод и оценить предельно-допустимые нагрузки на экосистему водотока по полученным экспериментальным данным.
-
Изучить токсичность вод экосистемы исследуемого водотока с использованием различных тест-систем и оценить предельно-допустимые нагрузки на экосистему водотока по гибели гидробионтов-фильтраторов.
-
Изучить корреляционные зависимости между различными показателями вод экосистемы реки и разработать шкалы качества и самоочищающей способности вод эвтрофных водотоков, загрязнённых аммонийным азотом.
Научная новизна работы. Разработаны методы количественной оценки процессов самоочищения водных объектов с учетом характера и уровня загрязнения.
Предложена классификация качества и самоочищающей способности вод малых рек по интенсивности процессов нитрификации.
Установлены корреляционные зависимости между различными гидро-химиическими показателями воды, их токсичностью и самоочищающей способностью.
Методами лабораторного моделирования определены предельно-допустимые нагрузки на малый водоток по азоту аммонийному, анионным поверхностно-активным веществам и гидробионтам-фильтраторам.
Практическое значение работы. Полученные результаты по количественной оценке самоочищающей способности малых водотоков могут быть применены при проведении экологических экспертиз территорий водосборных бассейнов, оценке влияния различных источников загрязнения на экосистемы малых водотоков, степени их деградации и для определения предельно-допустимых антропогенных нагрузок на экосистемы малых водотоков.
Результаты диссертационной работы могут также быть использованы в учебном процессе при подготовке магистров по дисциплине «Экологический мониторинг».
Апробации работы. Материалы диссертации доложены и обсуждены на международных и всероссийских научных конференциях: XIX Международная научно-практическая конференция «Экология и жизнь», Пенза, 2010; Международные научно-практические конференции «Экология речных бассейнов», Владимир, 2011, 2013; Международная научно-практическая конференция «Современные проблемы загрязнения окружающей среды», Москва, 2012; IV Всероссийская научно-практическая конференция «Научные проблемы использования и охраны природных ресурсов России», Самара, 2012.
Структура и объем диссертации. Диссертационная работа изложена
Сточные воды сельскохозяйственных предприятий
К настоящему времени большинство континентальных водоемов и водотоков планеты перешло к категории мезотрофных, эвтрофных и гипертрофных (Науменко, 2007).
Гиперэвтрофирование или избыточное эвтрофирование рассматривают как собственно загрязнение воды, так как оно приводит к перегрузке экосистемы первичным органическим веществом, в результате чего происходит деградация экосистемы: упрощение ее структуры, ухудшение качества воды, развитие вторичного загрязнения и снижение выхода полезной продукции (Россолимо, 1971).
В естественных условиях эвтрофикация происходит очень медленно в течении многих сотен или тысяч лет. Этот естественный процесс значительно ускоряется под действием антропогенных факторов и может произойти в течении нескольких десятков лет и менее.
По данным Б. Хендерсона-Селлерса и X. Маркленда (1990) основными критериями для характеристики процесса эвтрофикации водоема являются: -уменьшение концентрации растворенного кислорода в водной толще; -увеличение концентрации соединений биогенных элементов и органического вещества; -последовательная смена популяций водорослей с преобладанием сине-зеленых и зеленых водорослей; -возрастание мутности воды; -увеличение концентрации фосфора в донных отложениях; -значительное увеличение биомассы фитопланктона при уменьшении разнообразия видов.
В результате эвтрофикации нарушаются окислительно-восстановительные процессы в водных объектах. В глубинной зоне усиливаются анаэробные процессы восстановления. В результате накапливаются H2S и NH3, возникает дефицит кислорода. Это приводит к гибели донных пород рыб и растений, ухудшается качество воды. В результате накопления в воде метаболитов альгоценоза вода становится токсичной для человека и гидробионтов. Эвтрофный водоем утрачивает свое хозяйственное и биогеоценотическое значение.
Процессам эвтрофикации подвергнуты в настоящее время также многие речные экосистемы, особенно малые реки с зарегулированным стоком, так как замедленный водообмен стимулирует процессы эвтрофикации и развития сине-зеленых водорослей.
Доминирование в фитопланктоне эвтрофных водных объектов сине-зеленых водорослей приводит к токсификации воды (Брагинский, 1955; Феленберг, 1997; Сакевич, 1985; Филенко, Михеева, 2007).
Первое научное упоминание о токсификации воды в результате развития сине-зеленых водорослей в пресноводных водоемах Австралии сделал в 1887 году Д.Ж. Френсис. С тех пор появилось множество свидетельств токсификации водных объектов во время массового размножения сине-зеленых водорослей (Вронский, 1996). Выделение токсических веществ сине-зелеными водорослями в период «цветения» установлено в Киевском водохранилище, на р.Днепр, в Куршском заливе Балтийского моря и т.д.
Считают, что «цветение» воды вызывается примерно 20 широко распространёнными видами сине-зеленых водорослей (Филенко, Михеева, 2007; Сиренко, Козицкая, 1988), хотя токсическая активность установлена у представителей 7 родов пресноводных и 2 родов морских сине-зеленых водорослей.
Сравнительно полная информация по токсичности получена для Microcystis aeruginosa - основного возбудителя «цветения» воды в пресноводных водоемах различных экологических зон (Карпенко, Сиренко, Орловский и др.,1975; Кирпенко, Перевозченко, Сиренко и др., 1975), хотя способность продуцировать токсины наряду с Microcystis aeruginosa установлена и у других сине-зеленых водорослей (см, приложение), интенсивно развивающихся в водоемах. Сильный токсин VFDV, выделенный из Anabaena flos-aquae, вызывает гибель мышей через 1-10 минут после введения минимальной летальной дозы.
Альготоксины отличаются высокой биологической активностью. В частности, доказано влияние альготоксинов на нарушение проницаемости мембран клетки, что объясняют высокой специфичностью взаимодействия их с Na-каналами возбужденных мембран.
Доказано (Биргер, 1979; Маляровская, 1979), что метаболиты водорослей оказывают существенное влияние на моллюсков и рыб, под влиянием альготоксинов у рыб происходит нарушение поведенческих реакций (потеря равновесия и координации движений). Клинические признаки отравления наиболее ярко выражены у рыб, обитающих в местах скопления сине-зеленых водорослей. У рыб, отловленных в местах скопления сине-зеленых водорослей, обнаруживаются воспалительные процессы, некрозы кожи и жаберных лепестков, встречаются заболевания глаз. Показано (Маляровская, 1979), что токсины сине-зеленых водорослей являются нервно-паралитическими и дыхательными ядами.
Таким образом, токсические метаболиты сине-зеленых водорослей являются существенным фактором формирования гидробиоценозов эвтрофных водных объектах за счет подавления жизнедеятельности и отмирания отдельных его компонентов.
Кроме альготоксинов водоросли поставляют в водные объекты другие вещества, характеризующиеся высокой биологической активностью - амины (Сиренко, Козицкая, 1988), Амины в большом количестве высвободжаются из клеток и попадают в воду при анаэробном распаде водорослей и другого органического вещества. Например, при анаэробном распаде Scenedesmus akutus, продолжающегося несколько часов, обнаружено в воде 18-20 аминов.
Установлено, что амины оказывают существенное влияние на активность ферментов у водных микроорганизмов, что обусловлено их транспортом через биологические мембраны и поступлением в клетки.
Многие из биогенных аминов способны образовывать координационную связь с железом (II), АТФ, а также вступать в биофункциональное взаимодействие с альдегидами. Полиамины тесно взаимодействуют с ионами различных металлов, что приводит к усилению их функциональной активности. Влияют амины и на качество воды. Продуцированные водорослями амины придают воде неприятные запахи. Например, рыбным запахом характеризуются метаболиты, продуцируемые Pandorina, Volvox, Gonium, Eudorina, Mallomonas, Euglena, Ceratium, Tribonema. Сильный запах аминов обнаружен у Oscillatoria limosa, Microcystis aeruginosa (Сиренко, Козицкая, 1988).
Методы количественного определения гидрохимических параметров воды
Так как основной причиной эвтрофирования пресноводных экосистем является загрязнение соединениями биогенных элементов, поэтому главным условием их сохранения является предотвращение поступления в водные объекты указанных соединений. Хрисанов Н.И, (Хрисанов, Осипов, 1993) эти мероприятия делят на три уровня. Водоохранные мероприятия первого уровня обеспечивают снижение биогенной нагрузки точечных источников за счет изменения технологий производства.
Для рассеянных (диффузных) биогенных источников к первому уровню водоохранных мероприятий можно отнести технологические решения, направленные на снижение потерь минеральных и органических удобрений (т.е. переход аграрного производства на экологически чистые технологии).
Водоохранные мероприятия второго уровня призваны не допускать попадания соединений биогенных веществ в водные объекты посредством снижения их миграционной способности и водоотведения. Наиболее эффективными водоохранными мероприятиями по снижению выноса соединений биогенных элементов в водные объекты являются следующие (Хрисанов, Осипов, 1993):
Несмотря на проведение водоохранных мероприятий первых двух уровней соединения биогенных элементов все же попадают в водные объекты, загрязняя их. Поэтому существует третий уровень водоохранных мероприятий.
Третий уровень водоохранных мероприятий предусматривает снижение содержания соединений биогенных элементов уже в водоемах и водотоках. Он предусматривает использование для очистки вод высших водных растений. В южных регионах России для этих целей широко используется водный гиацинт {Eichhornia crdssipes) (Гарин, Кленова, Соукуп, 2005; Дмитриев и др., 1998; Гарин и др., 2002; Гарин и др., 2003; Бондаренко, 2000),
Эйхорния плавающая - многолетнее водное растение, надводная часть которого состоит из розетки, овальных листьев и цветка, напоминающего гиацинт. Присутствие избыточного количества воздуха в стеблях обеспечивает свободное плавание растения по поверхности воды.
Корневая система эйхорнии, находящаяся в воде, представляет собой длинные, нитевидные пучки, густоокруженные ресничками, которые и обеспечивают основной процесс очистки. В естественных условиях эйхорния произрастает в странах с тропическим и субтропическим климатом, поэтому в наших условиях она имеет сезонное применение. Эффективность поглощения загрязняющих веществ этим растением зависит от температуры и долготы дня,
Эйхорния поглощает из воды не только соединения биогенных элементов, но и фенолы и нефтепродукты (Гарин, Кленова, Соукуп, 2005).
Для борьбы с эвтрофированием на Среднеуральской ГРЭС с 2000 года применяется плавающий биомодуль (Зубарева, Белоконова, 2007). Это специальное сооружение, которое устанавливается поперек канала, подводящего воду к ТЭС (пат. 2276109 РФ). При установке биомодуля формируется три зоны очистки: первая - перед биомодулем, где обеспечивается эффективная флотации фитопланктона, который удаляется вручную. Вторая - на биомодуле, который состоит их макрофитов (тросника, манника, камыша, эйхорнии). Макрофиты снижают содержание соединений азота и фосфора в воде, Третья - также на биомодуле. Она заселена растительноядными рыбами (толстолобиками), питающиеся фитопланктоном. За сезон снижение биомассы фитопланктона после биомодуля достигает 98%, содержание азота и фосфора уменьшается до 72%, нефтепродуктов - до 98-100%, индекс сапробности - на 70%.
Одним из достаточно эффективных методов предупреждения загрязнения поверхностных вод от соединений биогенных элементов и органического вещества является использование гидробиологических площадок (Кривицкий, 2007, Кривицкий, Остроумов, 2006, Denny, 1997). Растительное сообщество в биопруду, как правило, состоит из высших водных и околоводных растений - мактофитов (камыш, тросник, рогоз и др.) (Кривицкий, 2007).
Значительный вклад в загрязнение водных объектов соединениями биогенных элементов вносят отдыхающие - нарушение естественного гидрологического режима в системе берег-водоем, эрозия надводного склона водоема.
Существенно снизить антропогенную нагрузку на водный объект и в конечном счете значительно замедлить процесс его эвтрофикации позволяет биоинженерная защита берега водоема (Кривицкий, 2002, Кривицкий, 2007, Сухоруких, 2006). Биоинженерный метод укрепления берега позволяет восстановить водоохранную зону, образуя зеленую подстилку и тем самым предотвращая прямое попадание в водоем загрязненных поверхностных стоков. Укрепление берега производится с использованием следующих основных элементов (Кривицкий, 2007): цилиндрических фашин, служащих для стабилизации приуреазной зоны водоема; озеленения в виде газона в полосе шириной 5 метров от уровня воды, формирующего зеленую надстилку в качестве противоэрозивной защиты и задержки загрязнений, попадающих в водоем с ливневыми стоками.
Проведение указанных мероприятий способствует также созданию комфортной окружающей среды, высокого эстетического качества ландшафта и восстановлению рекреационных ресурсов водного объекта.
Наиболее эффективным способом предупреждения процессов эвтрофикации поверхностных вод является сокращение поступления биогенных элементов со сточными водами. Однако в последние десятилетия наметилась тенденция изменения состава сточных вод после их биологической очистки за счет увеличения азот- и фосфорсодержащих органических соединений.
Для доочистки сточных вод от соединений биогенных элементов во вторичных (третичных) отстойниках предложено использовать высшую водную растительность - макрофитов (Вайсман, Рудакова, Калинина, 2006). В целях обеспечения круглогодичной эксплуатации сооружений для доочистки сточных вод используются макрофиты, полностью погруженные в воду - валиснерия спиральная {Vallisneria spiralis) и рдест курчавый (Potamogeton crispus). Эти растения также уменьшают общее солесодержание и насыщают воду кислородом.
Предложен новаторский метод контроля эвтрофикации (Krivstov, 2000), заключающийся в улучшении летнего качества воды за счет весенней стимуляции диатомей.
Однако, предлагаемый подход регулирования летнего доминирования цианобактерий путем весеннего развития диатомей по мнению В. Кривцова (Кривцов, 2001) имеет ряд ограничений. К примеру, в мелких водоемах эффективность предлагаемого метода может быть ослаблена комбинированным эффектом выделения фосфора из донных отложений, вертикальных миграций цианобактерий и перемешивания вод верхнего и нижнего слоев во время ветреной погоды. Если летний фитопланктон преимущественно представлен зелеными водорослями и запасы фосфора превосходят (относительно биологического роста) запасы азота, стимуляция диатомовых водорослей весной может привести к усугублению азотного дефицита летом, что в свою очередь может выразиться в смене летнего сообщества, приводя к доминированию токсичных цианобактерий. Следовательно, предложенный подход должен использоваться очень осторожно и обязательно с учетом специфических условий каждого конкретного водоема.
Уровень загрязнения соединениями биогенных элементов и трофность экосистемы водотока
В ходе работы было проведено комплексное исследование основных гидрохимических показателей воды. Отбор проб воды и донных отложений проводили в соответствии с ГОСТ 17.1.05.-85 «Общие требования к отбору проб поверхностных и морских вод, льда и атмосферных осадков» и ГОСТ 17.1.5.01-80 «Охрана природы. Гидросфера. Общие требования к отбору проб донных отложений водных объектов для анализа на загрязненность». концентрацию нитратного и нитритного азота определяли потенциометрически с использованием нитрат- и нитритселективных электродов (РД 52.24.367-95) на универсальном иономере «Эксперт-001». Метод основан на измерении ЭДС (разности потенциалов) гальванического элемента, состоящего из нитратселективного (или нитритселективного) и хлоридсеребряного электродов. Для создания постоянной ионной силы измеряемых растворов используется раствор алюмокалиевых квасцов; аммонийный азот определяли фотометрически по окраске комплекса с реактивом Несслера на фотометре КФК-3 (ПНД Ф 14.1:2.1-95). Фотометрический метод определения массовой концентрации ионов аммония основан на взаимодействии NH4+ с тетраиодомеркуратом калия в щелочной среде, переходящей в коллоидную форму. Светопоглощение раствора измеряют при X = 425 нм в кюветах с длиной поглощающего слоя 1 или 5 см. Интенсивность окраски прямо пропорциональна концентрации ионов аммония в растворе пробы; фосфаты определяли фотометрически по окраске восстановленной фосфорномолибденовой кислоты на фотометре КФК-3 (ПНДФ 14.1:4.248-07 11.07.2007). Метод основан на взаимодействии ортофосфатов с молибдатом аммония в кислой среде с образованием фосфорномолибденовой кислоты, её восстановлением аскорбиновой кислотой с последующим фотометрическим измерением окрашенной в синий цвет восстановленной формы фосфорномолибденовой кислоты (молибденовой сини) при X =590 нм; содержание растворенного кислорода - Йодометрическим методом (метод Винклера) (РД 52.24.419-2005). Метод основан на окислении растворенным в воде кислородом соли марганца (II) в щелочной среде до гидроксида марганца (IV), на взаимодействии последнего с йодистым калием с выделением йода и титрованием выделившегося йода раствором тиосульфата натрия. Содержание растворенного кислорода выражают в мг/дм3. Указанный метод дает возможность определить кислород при содержании его не ниже 0,2 - 0,3 мг/дм3; - перманганатную окисляемость определяли титримитрически (ПВД Ф 14.1;2;4.154-99). Метод основан на том, что раствор перманганата калия в присутствия серной кислоты выделяет кислород, окисляющий при кипячении органические вещества. По количеству разложившегося перманганата калия вычисляют массу кислорода (в мг), расходуемого на окисление органических веществ, содержащихся в 1 дм воды. Реакция протекает по следующему уравнению: 2KMn04+ 3H2S04= 50 + 2MnS04 + K2S04 + 3H20. 1 мл 0,01 н раствора перманганата калия выделяет 0,08 мг кислорода.
В этих условиях окисляются не все органические вещества, поэтому перманганатная окисляемость характеризует содержание только легкоокисляющихся примесей; - ХПК определяли титриметрическим методом (РД 52.24.421-2007). Выполнение измерений основано на окисление органических веществ дихроматом калия в растворе серной кислоты при нагревании в присутствии катализатора - сульфата серебра. Избыток дихромата калия титруется (с индикатором ферроином) солью Мора и, исходя из результатов титрования, находят количество дихромата калия, израсходованного на окисление органических веществ; - рН исследуемой воды определялось нами с помощью иономера «Эксперт 001» в системе стеклянного и хлорид-серебряного электродов (ПНД Ф 14.1:2:3:4.121-97); - общую жесткость воды определяли титриметрическии. Метод основан на титрировании анализируемой воды раствором двунатриевой соли этилендиаминтетрауксусной кислоты (комплексона III, трилона Б) известной концентрации при рН 10 в присутствии индикатора эриохрома черного Т (ПНДФ14.1;2.98-97); - содержание АСПАВ в воде определялось экстракционно фотометрическим методом с метиленовым синим (ПНДФ 14,1:2,15-95). Метод основан на образовании окрашенного соединения при взаимодействии анионоактивных веществ с метиленовым синим, экстрагируемого хлороформом; - содержание тяжёлых металлов определяли в соответствии с РД 52.24.377-2008 на приборе «Квант-г.ЭТА». Выполнение измерений массовой концентрации металлов основано на измерении атомной абсорбции (далее абсорбционности) в нагревающейся электротоком графитовой трубке при испарении анализируемой пробы с ее внутренней поверхности или с поверхности помещённой в нее коаксиальной платформы - тонкостенной графитовой трубки меньшего размера. Измеряемая абсорбционность атомного пара металла связана с концентрацией ионов этого металла в анализируемой пробе градуировочной зависимостью.
Концентрацию минерального азота определяли как сумму азота аммония, нитратов и нитритов. NMUH = NNH/ + NNO/ + NNO , где NNH/ - концентрация азота аммонийного, мг/дм; NNO3 — концентрация азота нитратов, мг/дм3; NNO2 - концентрация азота нитритов, мг/дм3. Для оценки самоочищения экосистемы реки от ионов аммония нами рекомендуется использовать интенсивность процессов нитрификации ионов аммония, рассчитываемый по формуле: NNO3- hump. = WW +NNOi + NNOi где Іштр. - индекс нитрификации, %; NNO/ - концентрация азота нитратов, мг/дм3; NNCV - концентрация азота нитритов, мг/дм3; NNH/ - концентрация азота аммонийного, мг/дм3, Все анализы выполнены в аккредитованной лаборатории физико-химических методов анализа кафедры экологии Владимирского государственного университета им. А.Г\ и Н.Г, Столетовых (ВлГУ),
Пробы донных отложений отбирали (ГОСТ 17Л .5,01-80) с помощью дночерпателя Петерсена Д25 в 10-ти сантиметровом слое, где наиболее активно протекают все биогеохимические процессы. Валовое содержание тяжелых металлов в донных отложениях определяли методом рентгенофлуоресцентного анализа с использованием спектрометра «Спектроскан Макс-GV» (Методика..., 2004).
Суммарный показатель загрязнения донных отложений тяжелыми металлами рассчитывался по формуле (Сает, 1990): где Кс - коэффициент концентрации (отношение содержания химического элемента в оцениваемом объекте к его фоновому содержанию, п - число химических элементов, входящих в изучаемую ассоциацию, С, -аномальное содержание; Сф — фоновое содержание.
Содержание фосфат-ионов в донных отложениях определяли фотометрически по окраске восстановленной фосфорномолибденовой кислоты, после их экстрогирования азотной кислотой, на фотометре КФК-3 (ПНДФ 14.1:4.248-07 11.07.2007)
Органический углерод донных отложений определяли по методу Тюрина (ГОСТ 26213-91). Метод основан на окислении органического вещества раствором двухромовокислого калия в серной кислоте и последующем определении трехвалентного хрома, эквивалентного содержанию органического вещества, на фотоэлектроколориметре.
В последнее время все чаще для экотоксикологической оценки вод наряду с определением различных видов загрязняющих веществ применяют биологические методы, основанные на реакции живых организмов на загрязнение. Биологический контроль окружающей среды включает две основные группы методов: биоиндикацию и биотестирование. Биотестирование - процедура установления токсичности среды с помощью тест-объектов, которые извлекаются из среды обитания, и в лабораторных условиях проводится необходимый анализ.
За период исследования нами проводилось экотоксикологическое исследование вод и донных осадков реки Содышка с использованием методов биотестирования,
Для комплексной экотоксикологической оценки объекта исследования были использованы методики:
1. ФР. 1.39.2007.03222. «Биологические методы контроля. Методика определения токсичности воды и водных вытяжек из почв, осадков сточных вод, отходов по смертности и изменению плодовитости дафний». Методика основана на определении смертности и изменений в плодовитости дафний (Daphnia magna Straus) при воздействии токсических веществ, присутствующих в исследуемой водной среде, по сравнению с контрольной культурой в пробах, не содержащих токсических веществ (контроль).
2. «Методика экспрессного определения интегральной химической токсичности питьевых, поверхностных, грунтовых, сточных и очищенных сточных вод с помощью бактериального теста «Эколюм». (Методические рекомендации №01.021 -07). Сущность метода основана на тушении свечения бактерий загрязнителями различной природы. Уменьшение интенсивности свечения обратно пропорционально токсическому эффекту. Количественная оценка параметра тест-реакции выражается в виде безразмерной величины — индекса токсичности.
Исследование зависимости степени превращения азота аммонийного от его концентрации в воде
Ориентируясь как на основной показатель токсичности химических веществ для гидробионтов на величину медиальной летальной концентрации (ЛС5о), принятую в общей токсикологии (Строганов, 1971), представляло интерес количественное определение токсичности как величины обратной летальной концентрации , устанавливаемой в 48 часовом опыте: Т=1 / ЛС . Исходя из вышесказанного в нашем опыте Т для различных концентраций соответственно равны 1/9, 1/8 и 1А. Следовательно, предельно-допустимая нагрузка по аммонийному азоту для дафний равно 8 ПДК.
Так как исследуемый водоток зарегулирован, то скорость течения в нем незначительна, поэтому для определения предельно-допустимой нагрузки на дафний по аммонийному азоту, представляло определение времени гибели 10, 20 и 50% особей (ТЛю, ТЛ2о, ТЛ5о) при различных концентрациях загрязнителя.
Как видно из рисунка 4.3.2.3., уже при концентрациях аммонийного азота 12-15 ПДК гибель 50% дафний происходит за время менее часа, а при 4 ПДК - за 96 часов. При 48 часовой экспозиции ТЛ5о составляет приблизительно 8 ПДК.
Таким образом, анализ полученных экспериментальных данных показал, что предельно-допустимая нагрузка, рассчитанная по снижению на 50% жизнедеятельности гидробионтов, участвующих в процессах самоочищения системы от аммонийного азота составляет: для бактерий-нитрификаторов по аммонийному азоту (сульфат аммония) - 8 ПДК; для бактерий-нитрификаторов по анионным поверхностно-активным веществам -1 ПДК; по подавлению жизнедеятельности дафний аммонийным азотом (сульфат аммония) - 8 ПДК. Предельно-допустимая нагрузка по аммонийному азоту найденная по подавлению жизнедеятельности нитрифицирующих бактерий и рачков Daphnia magna Straus оказалась одинаковой и составила 8 ПДК.
Как следует из таблицы 4.3.3.1., наибольшие значения агрегационного индекса обнаружены в 2010 году, В целом по всем исследованным створам агрегационный индекс возрастает от истока к устью.
Наибольшие значения агрегационного индекса характерны для устьевого участка водотока, что связано с общим увеличением в этом участке соединений азота, Корреляционные зависимости между токсичностью и гидрохимическими параметрами эвтрофных водотоков (на примере р. Содышка)
Высокий уровень загрязнения органическим веществом антропогенного происхождения и токсичными соединениями азота и эвтрофикация явились причиной высокой токсичности вод экосистемы р. Содышка. Анализ зависимости токсичности от гидрохимических показателей водотока (табл. 4.3.4.1.) позволил установить, что сильная зависимость существует между токсичностью и величиной ХПК, а также между токсичностью и степенью насыщения воды кислородом. Удовлетворительная корреляция наблюдается между токсичностью и содержанием в донных отложениях тяжелых металлов.
Исследование корреляционных зависимостей между интенсивностью процессов нитрификации, токсичностью и гидрохимическими показателями вод экосистемы р. Содышка показало, что индекс нитрификации (1НИтР) и токсичность вод (Т), найденная с использованием биотеста «Эколюм» хорошо коррелирует с интегральными показателями загрязнения вод (табл. 4.3.4.1. и 4.4.1.).
Исходя из этого, индекс нитрификации, характеризующий интенсивность процессов нитрификации в водном объекте и токсичность, определенная с использованием биотеста «Эколюм», можно рекомендовать в качестве интегральных показателей загрязнения вод (табл. 4.4.2.).
Таким образом, в очень грязных водах процессы нитрификации практически прекращаются из-за высокой токсичности среды для микроорганизмов, участвующих в процессах нитрификации.
Предложенная нами классификация качества поверхностных вод по индексу нитрификации и токсичности, найденной с использованием тест-системы «Эколюм», может быть рекомендована для оценки уровня загрязнения водных объектов при проведении регионального и национального экологического мониторинга.
Таким образом, для большей части исследованных створов самоочищающая способность характеризуется как «очень низкая», а качество воды по ее токсичности изменяется от категории «умеренно загрязненные» (пункты № 1,4) до категории «очень загрязненные» (пункты № 7,8), что свидетельствует о высокой техногенной нагрузке водотока и потере им способности к самоочищению. выводы
Установлено, что содержание АСПАВ в водах реки не превышает ПДК. Обнаружен высокий уровень загрязнения вод и донных отложений экосис-темы водотока тяжелыми металлами и органическим веществом. По величине ХПК воды во всех исследованных пунктах водотока относятся к категории «очень грязные» (VII класс качества). Обнаружен высокий уровень загряз-нения вод реки соединениями меди, цинка и железа. Суммарный показатель загрязнения донных отложений тяжелыми металлами (Zc) колеблется от 14 до 133.
Изучен уровень загрязнения вод исследованного водотока соединени-ями биогенных элементов, проведена оценка трофности экосистемы водотока по соотношению концентраций минеральных форм азота и фосфора. Установ-лено, что во всех исследованных участках воды реки эвтрофированны.
Разработаны критерии выбора приоритетного загрязнителя вод эвтрофных водных объектов в целях исследования по нему процессов самоочищения. Показано, что в исследуемом водотоке разработанным критериям соответствует аммонийный азот, следовательно, самоочищение в указанном водном объекте связано с процессами нитрификации,
Исследованы процессы нитрификации в экосистеме водотока в натурных условиях и влияние различных веществ на процессы нитрификации в модельных экспериментах. Изучены корреляционные зависимости интен-сивности процессов нитрификации от гидрохимических показателей. Оцене-ны предельно-допустимые нагрузки различных веществ на нитрифицирую-щие бактерии. Установлено, что предельно-допустимая нагрузка по аммоний-ному азоту составляет 8 ПДК, по анионным поверхностно-активным вещест-вам - 1 ПДК,
Изучена токсичность вод экосистемы водотока с использованием различных тест-систем и проведена оценка предельно-допустимой нагрузки на экосистему водотока аммонийного азота по гибели гидробионтов-фильт раторов (Daphnia magna Sr). Установлено, что предельно-допустимая нагруз % ка аммонийного азота на дафний равна 8 ПДК.
Изучены корреляционные зависимости между различными показателями вод экосистемы реки и разработаны шкалы качества и самоочищающей способности вод эвтрофных водотоков по величине индекса нитрификации (ІНИтр) и уровню их токсичности, измеренной с использованием тест-системы «Эколюм». Установлено, что по предложенньш критериям качество вод в исследуемом водотоке оценивается как: очень загрязненные воды с низкой способностью к самоочищению.
