Содержание к диссертации
Введение
Глава 1. Обзор литературы 9
1.1. Биотестирование как инструмент оценки токсичности вод 9
1.2. Комплексный анализ качества вод по химическим и биологическим показателям 24
Глава 2. Объекты и методы исследований 36
2.1. Характеристики исследуемых выпусков 36
2.1.1. Выпуск очистных сооружений п. Сухобузимо Красноярского края 36
2.1.2. Выпуск Левобережных очистных сооружений г. Красноярска 37
2.2. Методики регистрации токсичности сточных вод 38
2.2.1. Оценка токсичности по реакциям Chlorella vulgaris 38
2.2.2. Оценка токсичности по реакциям Ceriodaphnia affinis 41
2.3. Оценки качества вод по химическим показателям 44
Глава 3. Анализ качества сточных вод очистных сооружений 48
3.1. Очистные сооружения п. Сухобузимо Красноярского края 48
3.1.1. Временная динамика содержания химических ингредиентов в сточных водах 48
3.1.2. Качество сточных вод по химическим дескрипторам 62
3.1.3. Оценка токсичности сточных вод по биотесту Chlorella vulgaris 65
3.1.4. Оценка токсичности сточных вод по биотесту Ceriodaphnia affinis. 75
3.2. Левобережные очистные сооружения г. Красноярска 81
3.2.1. Временная динамика содержания химических ингредиентов в сточных водах 81
3.2.2. Качество сточных вод по химическим дескрипторам 91
3.2.3. Оценка токсичности сточных вод по биотесту Chlorella vulgaris... 93
3.2.4. Оценка токсичности сточных вод по биотесту Ceriodaphnia affinis . 103
3.3. Сравнительный анализ качества исследуемых сточных вод очистных сооружений Ill
Выводы 117
Практические рекомендации 119
Список литературы
- Комплексный анализ качества вод по химическим и биологическим показателям
- Выпуск Левобережных очистных сооружений г. Красноярска
- Качество сточных вод по химическим дескрипторам
- Оценка токсичности сточных вод по биотесту Ceriodaphnia affinis
Введение к работе
Актуальность темы. Сточные воды образуются в результате хозяйственно-бытовой и производственной деятельности человека. Они неизбежно попадают в воды закрытых водоемов, рек, морей и океанов, где сосредотачивают все многообразие вредных веществ. В связи с увеличением техногенного воздействия на гидросферу, задачей государственной важности является обеспечение сохранения качества водных ресурсов (Крылова и др., 2000; Бугреева и др., 2003).
Постоянное увеличение разнообразия загрязняющих веществ с каждым годом усложняет химические способы анализа загрязнений, не учитываются такие явления, как синергизм, антагонизм, аддитивность. Для оценки уровня загрязненности сточной воды токсичными веществами в России, Украине, Чехословакии, США, Германии, Польше наряду с количественным химическим анализом используется биотестирование, которое следует рассматривать как проведение комплексного анализа сточной воды. Многие вопросы, касающиеся информативности, эффективности и экономической целесообразности подбора тест-систем недостаточно изучены (Никаноров и др., 2000; JeffryL.Dudycha, 2003).
Необходимость в разработке новых индикаторных систем, в особенности биотестов для оценки токсичности сточных вод, продиктовано рядом причин. Основные из них: неуклонное возрастание числа загрязняющих веществ, попадающих в водную среду в результате хозяйственной деятельности; взаимодействие загрязнителей между собой с образованием новых веществ, иногда более токсичных, чем анализируемые; трудоемкость и высокая стоимость химического анализа. Становятся необходимыми несложные первичные тесты на общую токсичность воды, с высокой чувствительностью и широким спектром реагирования, быстрой ответной реакцией и высокой экономической эффективностью (Борсук, 2007).
Проблема биологического контроля сточных вод особенно актуальна для Красноярского края с его активно развивающейся инфраструктурой, энергетикой и сельским хозяйством, а с другой стороны уникальной, заповедной природой. Поэтому объектом исследований служили сточные воды, а предметом исследования - их качество.
В данной работе было выбрано два оформленных выпуска сточных вод очистных сооружений, поступающих в бассейн р. Енисей:
- выпуск очистных сооружений п. Сухобузимо Красноярского края (ОСС);
- выпуск левобережных очистных сооружений г. Красноярска (ЛОС).
Выбор выпусков очистных сооружений объясняется их специфичностью по загрязняющим веществам и эффектом их действия на водные объекты, различной ответной реакцией тест-организмов, и немало важный момент – доступность их параллельного исследования по химическим и биологическим показателям.
Цель работы - оценка химических и биологических комплексных показателей как индикаторов качества сточных вод биологических очистных сооружений.
Задачи:
1. Изучить в сравнительном плане динамику химических ингредиентов и их информативность в оценке качества стоков очистных сооружений п. Сухобузимо Красноярского края и Левобережных очистных сооружений г. Красноярска.
2. Проанализировать динамику реакций биотестов (водоросли, рачки) на воздействие стоков очистных сооружений п. Сухобузимо Красноярского края и Левобережных очистных сооружений г. Красноярска.
3. Провести сравнительный анализ информативности химических и биологических индикаторов в оценке качества сточных вод очистных сооружений.
4. Проследить ранжированность химических индикаторов на примере стоков очистных сооружений п. Сухобузимо Красноярского края и Левобережных очистных сооружений г. Красноярска. Выработать рекомендации к применению наиболее информативных приемов комплексного анализа сточных вод очистных сооружений.
Положения, выносимые на защиту:
1. Анализ сточных вод очистных сооружений по элементному составу не дает адекватных оценок качества воды, не учитывает такие явления, как антагонизм, аддитивность, синергизм.
2. Токсичность вод, установленная по реакциям биотестов (динамика оптической плотности суспензии водорослиСhlorella vulgaris, по темпу размножения рачков Ceriodaphnia affinis) определена как индикатор качества сточных вод, прошедших биологическую очистку на очистных сооружениях.
3. Предложенная система интегральной оценки качества сточных вод по химическим (индекс загрязнения вод, коэффициент комплексности загрязнения вод, химическое потребление кислорода, биохимическое потребление кислорода) и биологическим (токсические эффекты по тест-объектам Сhlorella vulgaris и Ceriodaphnia affinis) индикаторам позволяет оперативно и адекватно выявить уровень экологической опасности воздействия выпуска сточных вод на водную экосистему.
Научно-практическая значимость. Впервые в Красноярском крае на производственных сточных водах параллельно проведен анализ по комплексу химических и биологических индикаторов, дифференцированы оценки по классам качества. Разработана система комплексной оценки качественного состава очищенных сточных вод по химическим и биологическим индикаторам. Впервые при анализе производственных сточных вод использовали такие химические индикаторы, как индекс загрязнения вод и коэффициент комплексности загрязнения вод, которые применялись только при анализе природных вод. Выявлены наиболее чувствительные к анализируемой группе сточных вод химические и биологические индикаторы.
Полученные данные по индикаторности химических и биологических дескрипторов могут быть использованы очистными сооружениями и надзорными органами как комплекс показателей, которые дают наиболее оперативную и объективную оценку эффективности очистки сточных вод очистных сооружений, поступающих в водоем. Материалы исследования используются в учебном процессе на кафедре водных и наземных экосистем Института фундаментальной биологии и биотехнологии Сибирского Федерального Университета.
Апробация работы. Информативность разработанного комплекса индикаторных показателей апробирована при установке класса опасности загрязненных стоков в филиале ФГУ «Центр лабораторного анализа и технических измерений по Сибирскому федеральному округу» - ЦЛАТИ по Красноярскому краю.
Основные положения и материалы диссертации докладывались и обсуждались на Всероссийской научно-практической конференции с международным участием «Социально-экологические проблемы природопользования в Центральной Сибири» (Красноярск, СФУ, 18-21 октября 2006 года); международной конференции «Cовременное состояние биоресурсов» (Новосибирск, НГУ, 26–28 марта 2008 года); IV региональной конференции «Водные ресурсы Енисейского региона» (Красноярск, Енисейское бассейновое водное управление, 22 марта 2009 года).
Публикации. По теме диссертации опубликовано 5 работ, из них 3 в ведущих рецензируемых научных журналах (перечень ВАК), а также 2 статьи в сборниках.
Структура и объем диссертации. Диссертация изложена на 141 странице и состоит из введения, 3 глав, выводов, списка литературы и приложения. Работа иллюстрирована 12 рисунками, 33 таблицами. Список литературы включает 176 источников, из них 156 отечественных и 20 иностранных источника.
Комплексный анализ качества вод по химическим и биологическим показателям
Проведены работы по большому набору тест-объектов, которые по-разному реагируют на тестирование поверхностных и сточных вод. Это подтверждается в работе A.M. Никанорова и др. (Никаноров и др., 2004) по оценке эколого-токсикологического состояния водных объектов в бассейне Нижнего Дона методом биотестирования, в работах З.Г. Гольд с коллегами на Красноярском водохранилище (Гольд и др, 2008), в исследованиях В.Д. Казмирук (Казмирук, 2008), Т.И. Моисеенко с соавторами (Моисеенко и др., 2005) реки Волги, В.В. Куриленко и О.В. Зайцева на примере поверхностных водоемов Санкт-Петербурга (Куриленко и Зайцева, 2005) и другими. Авторы проводили эксперименты на природных водах с помощью широкого спектра биотестов: на ракообразных (Daphnia magna S.), водорослях (Scenedesmus quadricauda (Тиф.) Bred), парамециях (Paramecium caudatum Ehreberg 1838), коловратках (Brachionus calyciflorus), рыбах гуппи (Poecilia reticulate Peters) (Методическое руководство РД 52.24.566-94, 1994), осетре сибирском и стерляди (Врем, метод, руководство, 2002).
Результаты, полученные с помощью разных тест-объектов, часто не совпадали как по наличию (или отсутствию) токсичности, так и по ее степени. Это вызвано тем, что разные организмы обладают неодинаковой чувствительностью к различным классам токсичных веществ в водных средах, что связано с природной изменчивостью тест-организмов (Мойсейченко и Дроздов, 2008).
Е.С. Дятлова описывает эксперименты, в которых отмечены некоторые отличия в чувствительности у различных видов ветвистоусых (Daphnia magna Straus, 1820, Moina macropora Straus, 1820, Scapholeberis mucronata O.F. Muller, 1785, Ceriodaphnia affinis Lillijeborg, 1900, Simocephalus vetulus O.F. Muller, 1976) к бихромату калия (K2Cr207). Наиболее чувствительными оказались Ceriodaphnia affinis и Moina macropora, затем идут Daphnia magna и Scapholeberis mucronata, наименьшую чувствительность к бихромату калия среди исследуемых видов проявил Simocephalus vetulus (Дятлова, 2001).
В ряде работ описано влияние некоторых гербицидов на рачков Daphnia magna Straus и Ceriodaphnia affinis Lilfjeborg (Щербань и др., 2000, 2000а; Щербань и Платонов, 2001; Щербань и Арсан, 2002; Мельничук и др., 2007, 2007а; Папченкова, 2008). Отмечается различная чувствительность данных видов к исследуемым токсикантам. Гербициды оказывают на рачков определенное физиологическое действие, влияя на то или иное звено в обмене веществ, о чем свидетельствуют нарушения линьки рачков, отставание в росте, обильное накопление капель жира в жировом теле (Мельничук и др., 2007).
Зарегистрирована различная чувствительность бактерий к токсикантам: тяжелый металл - ионы Мп ; анионные поверхностно-активные вещества (ПАВ) - лаурилсульфат натрия и моющее средство «Лотос»; нефтепродукты - бензин А-76 и дизельное топливо. Более эффективным индикатором токсичности природной воды является неспороносный микроорганизм Staphylococcus aureus, менее эффективным - Bacillus megaterium (Калениченко, 2002).
Большую проблему при загрязнении воды создают тяжелые металлы, способные постепенно накапливаться в организме, не проявляя токсичность непосредственно в момент загрязнения (Немова и др., 2005; Гибенко, 2008; Светашова, 2008). Эти компоненты в водной среде претерпевают различные изменения, которые могут усиливать токсичность или ослаблять ее (Брагинский и др., 2003; Клерман и др., 2004; Остроумов, 2004; Григорьев и др., 2005, 2008; Franklin et all., 2002; Kamaya et all, 2004; Devez et all, 2005; K. De Schamhelaere, C.R. Janssen, 2006).
Смесь тяжелых металлов представляет собой воздействие совершенно нового токсиканта, которое может обладать свойством неаддитивности, а также носить мутагенный, канцерогенный и прочий характер (Batia, 1988; Куриленко, 1999; Куриленко и др., 2005). Направленность совместного действия тяжелых металлов зависит от концентрации действующих металлов, закономерностей их взаимодействия между собой и с биомолекулами, а также особенностей исследуемой биологической системы (Евсеева и др., 2001).
Рядом авторов (Эйнор, 1992; Евсеева и др., 2001; Бахвалова и др., 2007; Казмирук, 2008) описано негативное влияние тяжелых металлов на высшую водную растительность. Особенно токсичны соли тяжелых металлов, которые по убыванию токсичности можно расположить в ряд: Hg Sb Pb Cr Cd Ni Zn Си Fe (Казмирук, 2008). Ртуть остается в ризосфере и связывается с компонентами клеточного сока. Кадмий ослабляет фотосинтез. Избыток кобальта ингибирует прорастание семян. Никель способствует накоплению фенолов в растениях и влияет на метаболические процессы их разложения. Мышьяк и ртуть являются ферментными ядами. Фтор не относится к тяжелым металлам, но также токсичен. Он вызывает нарушение пигментного аппарата и хлороз растений (Эйнор, 1992).
Ионы тяжелых металлов способны нарушать многие звенья метаболизма, в том числе и метаболизм ДНК, в той или иной мере подавлять работу систем репарации, нарушать проницаемость мембран и индуцировать ионный баланс за счет замещения в клетках ионов К+, Са2+, Mg2+ (Евсеева и др., 2001; Бахвалова и др., 2007).
Проанализировано влияние солей тяжелых металлов (ZnCb, МпС12 4Н20, FeCb 6Н20, CdCl2 2Н20) на изменение индекса спонтанной двигательной активности (СДА) инфузории Spirostomum ambiguum major (отр. Heterotricha) при раздельном и совместном присутствии тяжелых металлов в культивационной среде (Бахвалова и др., 2007). Авторы показали, что при совместном действии солей Zn и Mn, Zn и Cd, а также Cd и Мп имеют место сипергические эффекты, при сочетании трех и четырех тяжелых металлов - синергические эффекты сменяются на антагонистические. Соли Fe снимают биологический эффект действия всех исследуемых тяжелых металлов.
Выпуск Левобережных очистных сооружений г. Красноярска
Показатель токсичности воды - достоверное снижение или увеличение величины оптической плотности культуры водоросли, выращиваемой в течение 22 часов на тестируемой воде по сравнению с ее ростом на контрольной среде, приготовленной на дистиллированной воде. Критерием токсичности воды является снижение средней величины оптической плотности (I) по сравнению с контрольным вариантом на 20% и более в случае подавления (приводится со знаком "+") роста тест-культуры или ее повышение на 30% и более (стимуляция ростовых процессов приводится со знаком "-").
Если в ряду разбавлений имеются отклонения в оптической плотности как в ту, так и другую сторону, то качество воды устанавливается по наибольшей величине разбавления, для которой превышен критерий токсичности. Если критерий токсичности не превышен ни при одном разбавлении воды, то проба считается нетоксичной. 2.2.2. Оценка токсичности по реакциям Ceriodaphnia affinis
Определение токсичности сточных вод проводилось по стандартным методикам, включенным в реестр Природоохранной нормативной документации России. Эксперименты проводились в лабораторных условиях в соответствии с методикой определения токсичности воды по рачковому тесту Ceriodaphnia affinis ФР.1.39.2007.03221.
Ceriodaphnia affinis (тип Arthropoda, класс Crustacea, отряд Cladocera, семейство Daphniidae, род Ceriodaphnia, вид Ceriodaphnia affinis Lilljeborg) населяют не глубокие, преимущественно небольшие озера, пруды, реки и разнообразные маленькие водоемы. I ело овальное, заключено в хитиновую прозрачную раковинку. Тело неясно сегментировано на головной, грудной и брюшной отделы. В грудном отделе имеется 5 пар грудных ножек, функции которых связаны с фильтрацией воды, питанием и дыханием. Половая система представлена парными гонадами: яичниками у самок, семенниками у самцов. Этот вид цериодафний моно- и дицикличен. Эфиппиум с одним покоящимся яйцом.
Методика с использованием Ceriodaphnia affinis основана на определении смертности и изменений в плодовитости цериодафний при воздействии токсических веществ, содержащихся в тестируемой воде по сравнению с контролем. Контролем служит водопроводная вода, отстоянная и проаэрированная.
Краткосрочное биотестирование - острый эксперимент, в котором рассчитывают процент погибших цериодафний в тестируемой воде по сравнению с контролем: I Д-тл J\.ty I А = — - 100 ,где хк х - среднее арифметическое количества цериодафний, выживших в контроле; х - среднее арифметическое количества цериодафний, выживших в тестируемой воде. Если А 50%, тестируемая вода оказывает острое токсическое действие, если А 50%), тестируемая вода не оказывает острого токсического действия на цериодафний.
Кратковременное биотестирование - до 48 часов — позволяет определить острое токсическое действие воды на цериодафний по их выживаемости. Критерием токсичности является гибель 50 и более процентов цериодафний в тестируемой воде по сравнению с контролем, при условии, что гибель в контроле не превышает 10%.
Длительное биотестирование - хронический эксперимент, где вывод о наличии токсического действия делают на основании достоверного различия между показателем выживаемости и плодовитости цериодафний в контроле и тестируемой воде. Для этого рассчитывают среднее арифметическое показателей выживаемости и плодовитости в контрольной и тестируемой воде: - I i х = ,где п - количество повторностей; х; - количество выживших исходных самок или количество молоди в пересчете на одну исходную самку х;, последнее определяется по формуле: xt = —г—,где "і М, - количество молоди в каждом поколении; Vj - количество выживших исходных самок, выметавших молодь. Достоверность отличия плодовитости цериодафний в тестируемой воде от контроля рассчитывается по критерию Стьюдента при уровне значимости 0.05. Заключение о токсическом эффекте делается при достоверном отличии плодовитости рачков опытного варианта от контрольного: t,j, tstp 0.05.
Длительное биотестирование позволяет определить хроническое токсическое действие воды на цериодафний по смертности и изменению их плодовитости за период 7 суток и более (до появления третьего помета в контроле) в исследуемой воде по сравнению с контролем. Критерием хронической токсичности является гибель 20% и более цериодафний и (или) достоверное отклонение в плодовитости в тестируемой воде по сравнению с контролем.
При биотестировании используют по 10 сосудов для контрольной, тестируемой воды и ее разбавлений. В каждый сосуд соответственно наливают по 15 мл контрольной, тестируемой воды или ее разбавлений и помещают по одной односуточной цериодафнии. Учет выживших цериодафнии проводят через 1,6, 24 и 48 часов от начала биотестирования. При длительном биотестировании ежесуточно производят смену контрольной и тестируемой воды. При смене воды подсчитывают количество выживших исходных цериодафнии и выметанной молоди. Исходных цериодафнии пересаживают в сосуды, в которых произведена смена воды, а молодь после подсчета удаляют. Биотестирование заканчивается при проявлении одного или нескольких условий: - в контроле все исходные самки дадут по три последовательных помета; - гибель 20 и более процентов цериодафнии в тестируемой воде; - достоверное отклонение в плодовитости в тестируемой воде по сравнению с контролем; - гибель более 10% цериодафнии в контроле.
Качество сточных вод по химическим дескрипторам
Концентрация БПК5 (биохимическое потребление кислорода) в среднем была равна 3.2±0.3 мг02/дм3 (1.6НДС) (см. рис. 3.2г). Наибольшие концентрации фиксировались в летний сезон, достоверных отличий по годам не было. Минимальное значение отмечено в мае 2008 года (0.5 мг02/дм3; 0.25НДС), максимальное - в июне 2008 года (9.7 мг02/дм3; 4.9НДС).
Концентрация ХПК (химическое потребление кислорода) в среднем была равна 26.7±1.3 мг02/дм3 (1.8НДС) (см. рис. 3.2д). В межгодовом аспекте отмечалась стабильность концентраций данного ингредиента. Минимальное значение отмечено в ноябре 2009 года (11 мг02/дм3; 0.7НДС), максимальное - в декабре 2007 года (45 мг02/дм3; ЗНДС). БПК5 и ХПК - это нормативные показатели экологического контроля воды, дают информацию о степени органического загрязнения. БПК5 - показатель, используемый для характеристики степени загрязнения сточных вод органическими примесями, способными разлагаться микроорганизмами с потреблением кислорода. ХПК дает представление о содержании в анализируемой воде трудноокисляемых органических веществ, способных к окислению сильными окислителями (Жмур, 1997).
Содержание взвешенных веществ в среднем за 3 года составило 10.9±1.0 мг/дм3 (0.7НДС) (см. рис. 3.2е). Наибольшие концентрации фиксировались в летний сезон. Отмечена межсезонная динамика -минимальное значение зафиксировано в апреле 2007 года (2.3 мг/дм3; 0.15НДС). Максимальное - в июне 2008 года, в июне 2009 года (25.0 мг/дм3; 1.7НДС). Концентрация взвешенных частиц (грубодисперсных примесей) зависит от антропогенных факторов, таких как сельское хозяйство, промышленность. Взвешенные частицы влияют на прозрачность воды и на проникновение в нее света, состав растворенных компонентов вод, адсорбцию токсических веществ (Гусева и др., 2000).
Концентрация железа в среднем составляла 0.09б±0.027 мг/дм3 (0.96НДС) (см. рис. 3.36). Минимальное значение отмечено в сентябре 2008 года (0.01 мг/дм3; 0.1НДС), максимальное - в июне 2009 года (0.98 мг/дм ; 9.8НДС). антропогенными источниками железа являются сточные воды и шламы металлургического, химического, нефтехимического, фармацевтического, лакокрасочного, текстильного производств; коррозия (Метелев и др., 1971). Железо является жизненно важным микроэлементом для живых организмов и растений. Токсичность железа коррелирует с содержанием углекислоты. Железо лимитирует развитие водорослей. Физиологическая роль железа обусловлена его способностью образовывать различные комплексные соединения с молекулярным кислородом, серой, азотом (Рыбкина и др., 1999).
Содержание меди в среднем было равно 0.0041±0.000б мг/дм3 (0.7НДС) (см. рис. З.Зв). Минимальное значение зафиксировано в августе и сентябре 2008 года (0.0005 мг/дм3; 0.08НДС), максимальное - в мае 2008 года (0.022 мг/дм3; 3.7НДС). К антропогенным источникам меди можно отнести: стоки предприятий цветной металлургии, медьсодержащие удобрения и пестициды, сжигание топлива. Медь относится к микроэлементам, которые необходимы всем живым организмам. Однако, когда содержание этого металла становится слишком высоким, из полезного микроэлемента он превращается в опасный загрязнитель. В смесях меди и цинк, медь и кадмий проявляется эффект синергизма (Лукьяненко, 1967). Медь относят к группе высокотоксичных металлов. У гидробионтов при длительном воздействии меди и ее солей вырабатывается толерантность к данному ингредиенту (Б. Хендерсон-Селлерс и др.. 1990).
Концентрация нефтепрбдуктов в среднем составляла 0.043±0.006 мг/дм3 (0.9НДС), при незначительной годовой вариации (см. рис. 3.2ж). Минимальное значение отмечено в феврале и апреле 2008 года (0.007 мг/дм3; 0.14НДС), максимальное - в январе 2009 года (0.19 мг/дм3; 3.8НДС). Нефтепродукты - смеси углеводородов и некоторых их производных. Это ксенобиотики, негативно действующие на морфологические, физиологические, генетические и биохимические показатели живых организмов (Рыбкина и др., 1999). В зависимости от состава, нефтепродукты могут оказывать токсическое, наркотическое действие, поражать сердечнососудистую и нервную системы. Опасно присутствие нефтепродуктов в виде пленки, ингибирующей развитие автотрофов (Гусева и др., 2000).
Концентрация сульфатов в среднем составляла 25.0±0.9 мг/дм3 (1.3НДС) (см. рис. 3.2з). Минимальное значение отмечено в апреле 2007 года (13.0 мг/дм3; 0.7НДС), максимальное - в мае 2008 года (37.0 мг/дм3; 1.9НДС). Внутригодовая амплитуда варьирования сульфатов стабилизировалась от 2007 к 2009 году (см. рис. 3.2). Сульфаты с высокой концентрацией поступают со стоками коммунального хозяйства и сельскохозяйственного производства. Растения и "другие автотрофные организмы извлекают растворенные в воде сульфаты для построения белкового вещества. Заметное влияние на содержание сульфатов оказывает хозяйственная деятельность человека. Повышенные содержания сульфатов ухудшают органолептические свойства воды (Гусева и др., 2000).
Содержание сухого остатка составляло 733±13 мг/дм3 (0.9НДС) (см. рис. 3.2и). Вариации по сезонам слабые. Минимальное значение отмечено в апреле 2009 года (618 мг/дм3; 0.8НДС), максимальное - в январе 2007 года (839 мг/дм3; 1.04НДС). Величина сухого остатка характеризует общее содержание растворенных в воде нелетучих минеральных и частично органических соединений (Богданов, 2008).
Оценка токсичности сточных вод по биотесту Ceriodaphnia affinis
По усредненным данным химического дескриптора ХПК (40.2±0.8 мг02/дм3), сточные воды ЛОС с 2007 по 2009 год относились к VI классу качества, воды очень грязные. Таким образом, за весь период исследования водоток, принимающий анализируемые сточные воды, испытывал одинаково сильную антропогенную нагрузку по ХПК.
В расчет индекса загрязнения вод включали 7 ингредиентов - рН, азот аммонийный, азот нитратный, БПК5, сульфаты, фосфор фосфатов, ХПК. Значение ИЗВ7 в среднем за период исследования было равно 5.4±0.1 балла (см. рис. 3.10а). В 2007 году самые высокие значения ИЗВ7 зафиксированы весной (зима - ИЗВ7=5.5±0.4 балла; весна - ИЗВ7=5.9±0.3 балла; лето -ИЗВ7=5.4±0.4 балла; осень - ИЗВ7=5.0±0.6 балла).
В 2008 году значения ИЗВ7 возрастали от зимы к осени: зима -ИЗВ7=4.9±0.8 балла; весна - ИЗВ7=5.2±0.3 балла; лето - ИЗВ7=5.3±0.1 балла; осень - ИЗВ7=6.1±0.2 балла.
В 2009 году весной (ИЗВ7=5.6±0.4 балла) и осенью (ИЗВ7=5.б±0.3 балла) значения индекса загрязнения вод были выше, чем зимой (ИЗВ7=5.4±0.3 балла) и лётом (ИЗВ7=5.2±0.6 балла).
Минимальное значение индекса загрязнения вод зафиксировано в декабре 2008 года (ИЗВ7= 3.7 балла), максимальное - в январе и ноябре 2008 года (ИЗВ7= 6.32 балла) (см. табл. ЗЛО, 3.11, ЗЛ2). Наихудшее качество сточных вод ЛОС по индексу загрязнения вод отмечено осенью 2008 года (ИЗВ7=6.1±0.2 балла) - VI класс качества, воды очень грязные. В остальные периоды исследований сточные воды Левобережных очистных сооружений г. Красноярска по ИЗВ7 относились к V классу качества, воды грязные (значения ИЗВ7 варьировали от 4.9±0.8 балла зимой 2008 года до 5.6±0.4 балла весной 2009 года и 5.6±0.3 балла осенью 2009 года). Река Енисей испытывала одинаковую антропогенную нагрузку по индексу загрязнения вод в течение всего периода исследований, за исключением осени 2008 года, когда были зафиксированы максимальные величины ИЗВ7.
Значение коэффициента комплексности загрязнения воды (К, %) в среднем за 3 года было равно 61.5±0.8 % (высокий уровень загрязненности по комплексу ингредиентов) (см. рис. 3.106). Минимальное значение отмечено в марте 2009 года (47.8%, высокий уровень загрязненности по комплексу ингредиентов), максимальное - в апреле, июне и сентябре 2008 года (69.6%, высокий уровень загрязненности по комплексу ингредиентов) (см. табл. 3.10, 3.11, 3.12). Сточные воды Левобережных очистных сооружений г. Красноярска по усредненным данным химического дескриптора К% (значения варьировали от 56.5±4.4 % зимой 2009 года до 63.8±1.4 % весной и летом 2009 года и 63.8±2.9 % весной 2007 года) относились за весь период исследований (с января 2007 года по декабрь 2009 года) к V классу качества вод - грязные, сезонной динамики не наблюдалось. Таким образом, река Енисей на протяжении всего периода исследований по К% испытывала одинаково сильную антропогенную нагрузку.
По всем анализируемым химическим дескрипторам (ИЗВ7, К%, БПК5, ХПК) достоверных сезонных колебаний не наблюдалось, в отличие от результатов анализов сточных вод очистных сооружений п. Сухобузимо Красноярского края. Мы объясняем это тем, что на ЛОС поступают стоки от предприятий,, работа которых не зависит от сезона года, и от городского населения, где опять же нет .зависимости состава стока от сезона года. На очистные сооружения п. Сухобузимо Красноярского края поступают стоки от населения, которое занимается натуральным хозяйством, наибольшая активность деятельности приходится на летний период, что согласуется со значениями химических дескрипторов при оценке качества сточных вод очистных сооружений п. Сухобузимо Красноярского края.
Худшие результаты качества сточных вод ЛОС зафиксированы по химическому дескриптору ХПК (значения варьировали от 35.3±4.6 мгОг/дм3 зимой 2008 года до 43.8±2.9 мг02/дм3 весной 2009 года) - VI класс качества вод (очень грязные). Этот комплексный показатель оказался самым жестким в оценке качества сточных вод Левобережных очистных сооружений г.
Красноярска. При оценке качества сточных вод очистных сооружений п. Сухобузимо Красноярского края самым жестким химическим дескриптором также был ХПК.
Для биотестирования вод выпуска Левобережных очистных сооружений г. Красноярска по тест-объекту Chlorella vulgaris были взяты 7 вариантов разбавлений: 1 вариант - проба без разбавления; 2 вариант -разбавлена в 2 раза; 3 вариант - в 4 раза; 4 вариант - в 10 раз; 5 вариант - в 20 раз; 6 вариант- в 100 раз; 7 вариант - в 200 раз. По динамике оптических характеристик зеленой водоросли Chlorella vulgaris сточные воды ЛОС оказывали острое токсическое действие на протяжении всего периода исследований, стимулируя темп роста тест-культуры (рис. 3.11). Стимуляция роста водорослей была вызвана поступлением в сток ЛОС чрезмерного количества органики - наблюдались большие превышения по БПК5 (в 3,67 -6,47 раза) и ХПК (в 2,0 - 3,2 раза), по сравнению с нормой для данного стока (БПК5 - 2,0 мг02/дм3, ХПК - 15,0 мг02/дм3) (см. табл. ЗЛО, 3.11, 3.12). Как уже отмечалось в п. 3.1.3, при большом количестве органики Chlorella vulgaris переходит с автотрофного на гетеротрофный тип питания, который для биотеста более энергетически выгоден, так как органические соединения уже готовы к употреблению. Подобные процессы приводят к эфтрофикации водоема (Григорьев, 2010). Превышения НДС также наблюдались по следующим ингредиентам сточных вод, которые могли стимулировать рост водорослей: азот нитратов - 1.1 раза, азот аммонийный — в 22.3 раза, азот нитритов - в 90 раз, сульфаты - в 1.3 раза, фосфор фосфатов - в 15.3 раза.
