Содержание к диссертации
Введение
ГЛАВА 1. Донные отложения водных объектов. обзор литературы
1.1. Биодоступность токсичных веществ и их накопление в донных отложениях и водных организмах
1.2. Роль донных отложений в модификации токсичности загрязняющих веществ и основные механизмы удаления загрязняющих веществ из водной среды
1.3. Использование пресноводных организмов для тестирования воды, донных отложений, почв
1.3.1. Биотестирование водной среды с применением пресноводных организмов
1.3.2. Использование водных организмов для биотестирования донных отложений и почв
1.4. О подходах к нормированию загрязняющих веществ в донных отложениях
ГЛАВА 2. Материалы и методы 37
2.1. Определение некоторых свойств и характеристика донных отложений, используемых в модельных опытах
2.2. Потенциально токсичные загрязняющие вещества, исследованные в модельных экспериментах
2.3. Гидробиоиты, использованные в экспериментах по изучению влияния донных отложений на изменение токсичности водной среды
2.4. Методы химического анализа, применявшиеся для оценки накопления загрязняющих веществ в донных отложениях
ГЛАВА 3. Результаты и обсуждение 46
3.1. Гранулометрический состав и содержание органического вещества в исследовавшихся грунтах
3.2. Влияние донных отложений на изменение токсичности водной среды для бентосиых рачков Gammarus lacustris
3.3. Влияние донных отложений на изменение токсичности водной среды для растения Lemna minor
3.4. Влияние донных отложений на изменение токсичности водной среды для планктонных рачков D magna
3.4.1. При загрязнении бихроматом калия 52
3.4.2. При загрязнении хлоридом меди 57
3.4.3. При загрязнении дибутилфталатом 61
3.4.4. При загрязнении фунгицидом имазалил сульфатом 66
3.5. Сорбционная способность донных грунтов 72
3.5.1. При загрязнении водной среды хромом 72
3.5.2. При загрязнении водной среды медью 80
3.5.3. При загрязнении водной среды дибутилфталатом 87
3.5.4. При загрязнении водной среды имазалил сульфатом 90
Заключение 93
Выводы 97
Список литературы 99
Приложение 11
- Роль донных отложений в модификации токсичности загрязняющих веществ и основные механизмы удаления загрязняющих веществ из водной среды
- Потенциально токсичные загрязняющие вещества, исследованные в модельных экспериментах
- Влияние донных отложений на изменение токсичности водной среды для бентосиых рачков Gammarus lacustris
- При загрязнении фунгицидом имазалил сульфатом
Введение к работе
Донные осадки, образующиеся в результате седиментации взвешенного в воде материала и его взаимодействия с водной фазой, играют важную роль в формировании гидрохимического режима водоемов. Донные осадки представляют собой сложную многокомпонентную систему, которая, в зависимости от условий, складывающихся в водоеме, от сорбционных свойств самих отложений и от свойств веществ, которые поступают в водоемы, может быть аккумулятором химических соединений и источником их вторичного поступления в толщу воды (Кондратьева, 2000). Переход потенциально токсичных веществ в системе «вода - донные осадки» служит важным механизмом регулирования их содержания в водной толще, влияющей на качество воды и на токсичность водной среды для гидробионтов (Томилина, Комов, 2002).
Большое внимание уделяется изучению степени загрязнения донных отложений различными токсическими веществами, прежде всего, тяжелыми металлами, нефтепродуктами, пестицидами (Гапеева, Законов, 1997, Козловская, Герман, 1997, Баканов, Гапеева, 2000, Флеров, Томилина, Кливленд, 2000). Оценка качества донных отложений при этом сводится к определению содержания в них тех или иных токсических веществ методами химического анализа или же оценка их токсичности методами биотестирования. Определение загрязненности осадков проводится методами химического анализа, а оценка их токсичности может производиться методами биотсстирования. Так, в настоящее время разработаны методы биотестирования донных отложений - Руководство по определению методом биотестирования токсичности вод, донных отложений, загрязняющих веществ и буровых растворов (Руководство по определению..., 2002).
Между тем российским законодательством предусмотрен контроль загрязнения донных отложений при проведении государственного мониторинга водных объектов (Закон об охране окружающей среды, 2002. Закон о рыболовстве и сохранении водных биологических ресурсов, 2004,
Водный Кодекс, 2006). При этом для оценки уровней загрязнения донных отложений токсическими веществами приходится использовать зарубежные системы стандартов (Волга:..., 1995).
К настоящему времени в России не существует единых нормативов содержания загрязняющих веществ в донных отложениях. Роль донных отложений никак не учитывается при разработке эколого - рыбохозяйственных ПДК, хотя попытки установить методические основы нормирования загрязнения донных отложений неоднократно предпринимались (Петрова, 1988, Временное методическое руководство..., 2000, Томилина, 2000, Даувальтер, 2001, Михайлова, 2001, Анохина, 2004) и разработано «Временное методическое руководство по нормированию уровней содержания химических веществ в донных отложениях поверхностных водных объектов (на примере нефти)» (Временное методическое руководство..., 2000).
Количественная оценка вклада различных донных отложений в перенос и баланс загрязняющих веществ встречает сложности, что связано с различной связывающей активностью донных грунтов, с их емкостью поглощения. Дойные отложения, в зависимости от состава и происхождения, обладают неодинаковой способностью к снижению токсичности водной среды. Для различных донных отложений нормативы содержания в них определенных токсических веществ будут различаться (Анохина, 2004). Сорбционная способность донных отложений зависит от типа грунта, т.е. от содержания в нем органических веществ, гидроксидов железа и марганца, содержания глинистой фракции, определяющих степень биодоступности металлов. При разработке таких нормативов, очевидно, следует учитывать множество факторов, влияющих на содержание загрязняющих веществ в донных осадках (гранулометрический и минералогический состав отложений, содержание органического вещества, в том числе гумусовых веществ, содержание глинистой фракции и т.д.) и их биодоступность.
В настоящей работе была предпринята попытка исследовать донные грунты разного происхождения и состава, а также оценить их способность
влиять на токсичность загрязненной водной среды. В связи с этим, актуальность данной работы обусловлена необходимостью разработки подходов к нормированию содержания загрязняющих веществ в различных донных отложениях и установлению рекомендаций исследования проб при биотестироваиии и экохимическом мониторинге.
Целью нашей работы служило исследование влияния донных отложений разного состава на токсичность загрязняемой водной среды для гидробионтов в связи с проблемами биотестирования и нормирования загрязнения.
В процессе работы внимание было сосредоточено на решении следующих задач:
- подобрать донные грунты различного состава для модельных
экспериментов в системе «загрязненная водная среда - донные отложения»,
исследовать некоторые их свойства и выбрать организмы для исследования
этой системы;
с помощью выбранных водных организмов исследовать способность незагрязненных донных отложений к модификации токсичности водной среды при ее загрязнении токсикантами органической и неорганической природы;
предложить новый показатель токсического эффекта загрязняющих веществ, позволяющий дать его оценку при ограниченном числе вариант испытаний;
оценить сорбционную способность и «защитный эффект» донных отложений с применением биотестирования и методов химического анализа.
Научная новизна. Впервые в одинаковых условиях проведена оценка влияния донных грунтов разного гранулометрического состава и с различным содержанием органического вещества на токсичность неорганических и органических загрязнителей водной среды для дафний, как представителей планктона, для ряски, как растительного объекта и для рачка гаммаруса, как организма бентоса.
Предложен новый показатель «повременной выживаемости» («ПВ»), который отражает вероятность выживания членов популяции в целом при конкретном экстремальном воздействии и может быть использован для токсикометрических оценок. По степени ослабления токсического эффекта можно косвенно судить об уровне остаточной концентрации токсиканта в растворе в присутствие донных грунтов. Величина «ПВ» может быть использована как для планктонных (в данной работе это рачки D. magna), так и для бентосиых (в данной работе это рачки G. lacustris) организмов.
Впервые осуществлена сравнительная оценка сорбционной способности донных грунтов заданного состава. Для сопоставления активности поглощения загрязняющих веществ донными грунтами предложена величина скорости сорбции грунтами токсического вещества из раствора при его хроническом воздействии.
Практическая значимость. Выявлена избирательность в накоплении загрязняющих веществ донными грунтами, отражающаяся в изменении токсичности этих веществ для гидробионтов, которая должна учитываться при проведении биотестирования донных грунтов, при проведении оценок в процессе экологического мониторинга и при установлении экологических нормативов.
Введенный показатель «повременной выживаемости» может быть использован при оценке токсичности водной среды в практическом биотестировании. Величина повременной выживаемости, изменяющаяся в присутствие донных грунтов, отражает накапливающий предел различных донных отложений по отношению к конкретному загрязнителю.
Предложен показатель величины скорости сорбции донными грунтами токсиканта из раствора, который может быть использован для оценки активности поглощения токсичных веществ донными грунтами.
Роль донных отложений в модификации токсичности загрязняющих веществ и основные механизмы удаления загрязняющих веществ из водной среды
Загрязнение водной толщи (Варшал, 1985, Линник, 1986, Мур, 1987, Родюшкин, 1995) и донных отложений (Нахшина, 1985, Никаноров, Жулидов, 1991, Танеева и др., 1997, Перевозников и др., 1999, Borgmann, Norwood, 2002, Анохина, 2004) токсикантами изучено на данный момент достаточно полно.
Для объективной оценки и прогнозирования качества водных масс, особенно в условиях антропогенного воздействия, необходимо учитывать фактор взаимодействия водных масс с донными отложениями, при этом следует учитывать не только процессы взмучивания и осаждения частиц, но и сорбционные процессы. Интенсивность и стабильность сорбции обусловлена степенью прочности связи адсорбат (вещество воды) - адсорбент (донные отложения) и наличием условий, ослабляющих или усиливающих эти связи (эффект взмучивания, температура, рН, ОВП, кислородное насыщение, наличие комплексообразователей, особенно органического происхождения и другие). Устойчивость связи определяется также физико-химическими характеристиками взаимодействующих фаз: минералогический и гранулометрический состав сорбента, растворимость сорбата, коэффициент распределения вещества в системе (Методические основы оценки..., 1987).
Процесс сорбции идет последовательно в два этапа: очень быстрая физическая адсорбция и последующее медленное образование прочных химических связей. В этом плане способность вещества к миграции в системе является функцией его содержания в сорбенте в виде так называемой подвижной формы. В основе механизма перемещения веществ на границе вода-дио лежат процессы массопереноса и диффузии (Tinslcy, 1978).
Основная масса загрязняющих веществ, поступающих в водоемы, адсорбируется на минеральных и органических частицах, оседает на дно и накапливается в донных осадках (Щербань, 1982; Нахшииа, 1985), причем основными накопителями загрязняющих веществ являются илистые фракции (Перевозников, Богданова, 1999).
Аккумулирующая способность донных осадков в значительной степени зависит от размеров входящих в их состав частиц и содержания в них органического вещества (Suedel et al., 1994; Kembie et al, 1999). Тем не менее, в отдельных работах отмечается (Оксиюк и др, 2004), что песчаный грунт в некоторых случаях может снижать концентрацию токсических органических веществ в воде.
При взаимодействии воды с минер&чьными частицами может происходить такое поглощение ионов, молекул и отдельных частиц, которое не сопровождается какими-либо обменными реакциями. Поглотительная способность донных грунтов подразделяется на механическую, физическую, химическую и биологическую поглотительную способность (Сергеев, 1959). Химическое и биологическое поглощение - это процессы, способствующие удержанию токсикантов в донных отложениях (Нахшииа, 1985, Cahill, 1987).
В связи с тем, что донные отложения обладают высокой адсорбционной способностью, то большое внимание всегда уделялось исследованию физико-химических характеристик отложений и условий формирования грунтов (Законное, Зимииова, 1982, Законнов, 1993). Физико-химическая сорбция способствует удержанию токсикантов в донных отложениях (Нахшииа, 1985, Cahill, 1987).
Глинистые минералы, гумус, гидроокислы марганца и некоторые другие природные коллоиды заряжены отрицательно и поглощают из вод катионы. Помимо щелочных и щелочноземельных металлов, сорбируются и тяжелые металлы. Менее распространены положительно заряженные коллоиды, способные поглощать РО4 , VO4 \ SO4 \ СГ, Br", J и прочие анионы. К ним относятся гидроокислы алюминия и другие минералы (Перельман, 1982).
В глинистой фракции содержатся две категории ионов: одни легко переходят в раствор и способны участвовать в реакциях, это обменные катионы и анионы; другие прочно закреплены в узлах кристаллических решеток и могут переходить в раствор лишь в результате разрушения минералов.
На контакте вод с сорбентами, в частности, донными отложениями возникают сорбциониые геохимические барьеры. Концентрация элементов на них происходит не только в результате обмена ионов, но и в результате поглощения целых молекул.
Огромное влияние на геохимические особенности большинства вод оказывают растворенные органические вещества. Растворенное органическое вещество сильно влияет на миграцию элементов, так как многие металлы в водах образуют металлоорганические соединения, в которых молекула органического вещества как бы захватывает неорганический ион (Перельмаи, 1977).
Анализируя систему «вода - донные отложения», необходимо учитывать тот факт, что донный грунт обладает высокой обменной и поглотительной способностью. Полезно также знать механизмы взаимодействия загрязняющих веществ и механизмы поступления загрязняющих веществ из водной среды в донные отложения и обратно, чтобы предсказать поведение загрязняющих веществ.
Токсичность водной среды может снижаться за счет реакций, включающих осаждение, флокуляцию, адсорбцию, соосаждение, катион иый и анионный обмен, комплексообразование, окисление/восстановление и микробиологическую активность (Matagi, Swai, Mugabe, 1998).
Потенциально токсичные загрязняющие вещества, исследованные в модельных экспериментах
Для биотестирования почв обычно используются земляные черви или другие почвенные организмы. Однако в последнее время для этого, наряду с традиционными объектами, часто используются и водные организмы (Колупаев и др., 1990, Heida, van der Oost, 1996, Carter et aL, 1998, Baun et aL, 1997). Особенно оправданным для таких целей является использование бентосных животных, в том числе ведущих иитерстициальный образ жизни, например, амфипод Rhepoxynius abronius (Swartz et ai., 1989) или Hyalella azteca (Pastorok, 1994). Обычно тест - объекты при контроле токсичности донных грунтов и почв используются в комплексе, что позволяет сравнить их относительную чувствительность и выявить загрязнения, проявляющие избирательную токсичность для организмов разного систематического положения.
Сравнительное применение разных тест - объектов показывает высокую чувствительность водных организмов (Carter et aL, 1998). Так оценка проб почв по эффекту на выживаемости дождевого червя Eisema andrei, прорастание салата Lactuca saliva, торможение роста водорослей Selenastmm capricormnum, подавление свечения бактерии Vibrio fischeri в Микротоксе показала следующее распределение тест - объекта по возрастанию чувствительности: земляной червь салат = водоросли Микротокс.
Донные отложения исследовали с применением личинок комара (Chironomus tertians, рост и выживание), амфиподы (Hyalella azteca, рост и выживаемость), водорослей и Микротокса, и по возрастанию чувствительности объекты располагались в следующем порядке: Микротокс амфиподы личинки комаров водоросли. Так, оценка токсичности донных грунтов, загрязненных тяжелыми металлами (As, Cd, Си, Pb, Mn, Zn) показала следующую относительную чувствительность тест — объектов: рачок Hyalella azieca личинки комара Chironomus riparius лосось Oncorhynchus mykiss рачок Daphnia magna (Kemblc et al., 1994).
Использование для биотестирования грунтов амфиподы Rhepoxynius abronius, полихеты Neanthes sp. и бактериального теста на Photobacteriwn phosphoreum позволило установить быстрое изменение токсичности проб, после их отбора, как в сторону убывания, так и возрастания (Becker, Ginn, 1995). В связи с этим авторы рекомендуют избегать долгого храпения таких проб до проведения токсикологических оценок. Устанавливались корреляции в ответе различных тест - объектов {Chironomus riparius, Hyalella azieca, Hexagenia spp., Tubifex tubifex, бактериальные тесты - Escherichia coli, Photobacterium phosphoreum, Bacillus spp.) при оценке эффекта загрязненных грунтов. Корреляции изменялись в зависимости от характера загрязнения грунта (Day et al., 1995).
В разных аспектах для оценки токсичности загрязненных донных грунтов использованы сочетания тестов на амфиподах Ampelisca abdita, морских ежах Arbacia punctulaia и биолюминесценцирующих микроорганизмах в Микротоксе (Carr et al., 1996), водорослей Selenastrum capricornutum, дафний и люминесцирующих бактерий (Hal! et al., 1996), люминесцирующих бактерий Photobacterium phosphoreum, коловраток Brachionus calyciflorus, рачков Thamnocephalus plaxyurus (Heida, van der Oost, 1996), диатомовых Skeletonema costatum и жгутиковых Dunaliella tertiolecta водорослей, креветок Metapenaeus ensis, молоди рыб Trachinotus obtaus и бактериальных тестов (Cheung et al., 1997), бактериальных тестов, ракообразных Daphnia magna, Ceriodaphnia dubia, лососей Oncorhynchus mykiss, рыб Pimephales promelas, водорослей Selenastrum capricornutum ряски Lemna minor, салата Lactuca saliva, нематоды Panagrellus redivivus (Sherry et al., 1997).
В России для исследования токсичности донных грунтов применяют комплекс биотестов донных отложений, описанных, в частности, в Руководстве по определению методом биотестирования токсичности вод, донных отложений, загрязняющих веществ и буровых растворов (Руководство по определению..., 2002).
В настоящее время за рубежом разработаны некоторые нормативы содержания ряда токсических веществ в донных отложениях различных пресноводных водоемов. Это экологические нормативы содержания загрязняющих веществ в донных отложениях, ориентированные на охрану здоровья человека и сохранение окружающей природной среды. Экологические нормативы, как правило, ограничиваются масштабом воздействия (от национальных и региональных нормативов до локальных, привязанных к одному конкретному месту) (MacDonald et.al., 2000). При этом в качестве нормативов принимаются фоновые концентрации (Persaud et.al., 1993), предельные уровни негативного воздействия на гидробиоптов (Long, Morgan, 1991, Cubbage et. al., 1997), используется метод равновесного распределения загрязняющего вещества - ЕР-метод (Shea, 1988, Van Der Kooij et. al, 1991, Booij, 1993, Wepener et. al., 2000). Перечисленные методы обладают рядом преимуществ и недостатков (Анохина, 2004). Тем не менее, на основе ЕР-метода были рассчитаны и утверждены нормативы содержания некоторых токсических веществ в воде и донных отложениях (Storteldcr et al., 1995). Эти нормативы используются в Нидерландах в области управления водными ресурсами.
В России также производились попытки разработки подходов по установлению нормативов содержания загрязняющих веществ в донных отложениях (Петрова, 1988, Степанова, 1999, Томилина, 2000, Михайлова, 2001, Даувальтер, 2001, Анохина, 2004).
Влияние донных отложений на изменение токсичности водной среды для бентосиых рачков Gammarus lacustris
Для характеристики состояния выборки использовали показатели «повременной выживаемости» («ПВ») и «отношения повременных выживаемостей» - «ОПВ» (определение и расчет данных показателей приведен ниже - пункт 3.4 главы 3).
В отсутствие грунтов было отмечено снижение выживаемости гаммарусов при увеличении концентрации меди. Присутствие грунтов снижало гибель рачков в двух исследованных концентрациях.
Отмечено, что максимально эффективно защищал рачков от гибели песчанистый ил (табл. 3.2). ОПВ при повышении концентрации меди в растворе увеличивался, в среднем, в 3 раза.
Таким образом, с помощью введения показателей ПВ и ОПВ бентосных рачков G. lacustris в условиях токсического воздействия меди была осуществлена оценка влияния некоторых донных грунтов на изменение токсичности водной среды. Отмечено, что максимально эффективно при повышении концентрации меди в воде защищал рачков от ее токсического воздействия песчанистый ил. Это можно объяснить тем, что песчанистый ил за счет содержания более 20% глинистой фракции (фракции мелкой пыли и иловатой фракции) прочно связывал ионы меди и тем самым делал ее недоступной для поглощения рачками, живущими на поверхности и в верхней толще грунта и постоянно контактирующими с ним.
Бентосный рачок G. lacustris обнаружил невысокую чувствительность к действию меди в концентрации 0,5 и даже 5,0 мг Cu/л. В связи с высокой токсикорезистснтностью гаммарус оказался мало пригодным для токсикометрии загрязненных сред и в дальнейшем мы вынуждены были от его использования отказаться.
Для оценки влияния донных грунтов на изменение токсичности водной среды при загрязнении хромом и медью использовали коэффициент роста популяции ряски L, minor (Цацснко, Малюга, 2003), который рассчитывали по формуле: г = (Nt-No)/t, где No-начальная численность листецов, N( - конечная численность листецов, t - время экспозиции, в данном случае равное 30 суток.
Коэффициент роста популяции оценивает мгновенный отклик популяции при токсическом воздействии. Изменение этого коэффициента отражает сопротивление среды, т.е. характеризует сумму всех лимитирующих факторов среды, препятствующих реализации репродуктивного потенциала.
По истечении 30 суток в контроле и в каждом варианте опыта фиксировали общее количество листецов, включая материнские особи и листецы, отделившиеся от материнской особи.
Коэффициент роста на основании полученных результатов рассчитывали для контроля и для каждого варианта опыта. По величине показателя «коэффициент роста популяции ряски» при сравнении вариантов опытов без грунта и с грунтом оценивалась защитная эффективность грунтов (табл. 3.3.1,3.3.2).
Присутствие грунтов в контроле влияло на рост растений, стимулируя их рост. Отмечено положительное влияние на жизнедеятельность растений всех грунтов, но максимальное было характерно для илистого песка (табл. 3.3.1).
Отмечено, что наибольшая концентрация, используемая в эксперименте (0,5 мг Си/л) приводила к отмиранию корней растений, сами растения приобретали белую окраску листьев с сероватыми краями, наблюдалось рассоединение листецов, прироста за период эксперимента не наблюдалось. Грунты в свою очередь защищали растения от влияния меди в такой концентрации. Наиболее эффективно защищал песчанистый ил. Коэффициент роста популяции в присутствие данного вида грунта был максимальным и составлял 0,59.
Концентрация 0,1 мгСи/л приводила к усыханию растений, появлялась белая окраска листецов. Прироста новых листецов и новых растений не происходило (коэффициент роста = 0) или же прирост был совсем незначительный (коэффициент роста = 0,39). Отмечено также, что в некоторых вариантах опыта с медью в концентрации 0,1 мг Си/л 0,1 мг Си/л в отсутствие фунта коэффициент роста был немного выше (0.39), чем в контроле без грунта (от 0,2 до 0,36). Грунты при этой концентрации меди также защищали от ее токсического воздействия, и наибольший защитный эффект выявился у детрита (г = 1,21) и илистого песка (г = 0,62)
При загрязнении фунгицидом имазалил сульфатом
Имазалил сульфата, в основном, вызывал гибель эмбрионов, в связи с чем. количество молодых рачков при концентрации 0,5 мг/л было низким, особенно в отсутствие грунта. При более высоких концентрациях в отсутствие и при наличии грунтов молодых рачков обнаружено не было. Активнее всего от действия имазалил сульфата в концентрациях 0,5 мг/л и 1.0 мг/л на плодовитость дафний защищал детрит (табл. 3.4.4). В концентрациях 2.0 мг/л как при наличии, так и при отсутствии грунта молоди (живой или мертвой) и погибших эмбрионов обнаружено не было по причине тою. что в такой концентрации дафнии просто не достигали половозрелого состояния. Исключение составлял илистый песок - при концентрации имазалил сульфата 2.0 мг/л были отмечены единичные мертвые эмбрионы дафний.
Таким образом, с помощью сопоставления между собой введенных показателей (ПВ и ОГШ) и учета плодовитости (количества молодых особей, живых и мертвых) планктонных ракообразных D. magna было оценено влияние образцов дойных грунтов на токсичность различных веществ в водной среде. Было отмечено, что снижение токсичности водной среды при загрязнении различными веществами в присутствии различных грунтов не было одинаковым. В целом, от присутствия хрома в водной среде лучше всего защищал рачков детрит и песчанистый ил, от меди - песчанистый ил, детрит и илистый песок. От органических загрязнителей, таких как дибутилфталаг, лучше всего защищал дафний от гибели песчанистый ил и илистый песок, от действия фунгицида имазалил сульфата в большей степени только илистый песок.
Вместе с тем, стоит отмстить, что большое значение имела при этом концентрация, в которой вносилось токсическое вещество, особенно при загрязнении имазалил сульфатом. Также влиял заряд частиц вносимых веществ, определивших различное сродство к компонентам грунта. Наличие органической и глинистой составляющей играло ведущую роль в уменьшении токсичности, но также не было присуще всем вариантам экспериментов.
На основании данных по содержанию токсикантов в дойных осадках, установленных аналитическими методами, рассчитывали среднюю скорость поглощения каждого конкретного загрязняющего вещества грунтами, которую выражали вмкг/гсут.
Величина средней скорости поглощения была использована нами для удобства сравнения вариантов опытов, т.к. исходное содержание вносимых с водным раствором загрязняющих веществ в разных концентрациях не было одинаковым по причине различной продолжительности опытов.
Продолжительность опытов и разное количество внесенных с раствором токсических веществ были разными по той причине, что помимо оценки накопительной способности грунтов, в ходе опытов параллельно проводилось биотестирование - фиксировались некоторые параметры тест-объектов (выживаемость, плодовитость, размеры и т.д.), и опыт завершали после гибели используемых гидробионтов.
Кроме того, чтобы определить, сколько в среднем могло оставаться в растворе загрязняющего вещества и оказывать токсическое влияние на организмы, рассчитывали, сколько всего было внесено конкретного вещества за весь эксперимент при использовании различных концентраций (при этом учитывали, сколько раз менялся раствор в течение опыта) и сколько при этом из этого количества вещества могло быть поглощено 1 г грунта. Разность между расчетным количеством токсиканта, приходящимся на 1 г осадка, и фактически определенным экспериментально представляет собой вещество, оставшееся в растворе, или поглощенное тест-объектами, которое и определяло токсичность растворов. а) В присутствии планктонных ракообразных D. magna.
Отмечено, что песок (рис. 3.5.1) незначительно связывал хром, поступающий с раствором в концентрации 0,3 мг/л (за весь опыт было внесено в среднем 5 мкг хрома), большая часть хрома оставалась в растворе к концу опыта и могла быть поглощена рачками. При использовании концентрации 0,5 мг/л (внесении 6 мкг хрома за весь эксперимент) происходило насыщение грунта ионами хрома, видимо также большая его часть оставалась в растворе и оказывала токсическое воздействие на дафний. В обоих случаях остаточные концентрации хрома оказывали токсическое воздействие на рачков. Песок обнаружил слабую сорбционную способность по отношению к хрому в двух исследованных концентрациях.
Детрит активно поглощал хром из раствора даже при увеличении концентрации ионов хрома, поступающих с раствором. Увеличение количества внесенного хрома с 632 мкг до 726 мкг не исчерпывало сорбциоииой емкости аквариумного осадка. При внесении 726 мкг хрома в растворе могло ориентировочно остаться незначительное количество хрома. Выживаемость рачков при этом на протяжении 21 суток в концентрации 0,3 мг/л была высокая, концентрация 0,5 мг/л была более токсичной для рачков, и выживаемость к концу эксперимента начинала снижаться. К 40-м суткам гибель дафний увеличивалась, но к этому времени и в контроле выживаемость начинала снижаться, что связано уже с естественной смертью рачков.
Наблюдалась отчетливая зависимость уменьшения поглощения хрома илистым песком при увеличении поступления хрома с раствором с 4 мкг до 6 мкг (рис. 3.5.1). При минимальном внесении (4 мкг) в растворе могло оставаться незначительное количество хрома, при поступлении максимального количества (6 мкг) в растворе оставалось большее количество хрома, что свидетельствует об ограниченной сорбциоииой способности илистого песка по отношению к хрому. Тот факт, что в концентрациях 0,5 мг/л и 0,7 мг/л наблюдалась повышенная гибель рачков, объясняется тем, что эти концентрации по сравнению с концентрацией 0,3 мг/л были более токсичны для дафний.
