Содержание к диссертации
Введение
1, Обзор литературы 8
1.1. Некоторые аспекты влияния нефтедобычи на окружающую среду 8
1.2. Влияние буровых растворов и их компонентов нагндробиоиты 12
1.3. Влияние на гндробиоиты отработан і п>іх буровых растворов (ОБР) и буровых шламов (БШ) 21
2 Материал и методы исследований 25
2.1 Характеристика места отбора БШ... 25
2.2, Характеристика тест-обьектов 26
2,3.Методы химического анализа 29
2.4. Методы токсикологических исследовании 29
2.5 Методы статистической обработки результатов токсикологических опытов 37
3. Результаты и их обсуждение 38
3.1. Изменение состава БШ в процессе храпения ЗК
3.2. Исследование токсичности буровых шламов 4S
3.2.1 . Влияние НСБШ на водоросли Scencdcsmusquadricauda(Turp.) Brcb 48
3.2.2. Влияние НСБШ на макрофиты Elodea canadensis (Rich) 60
3,2.3.Влияние НСБШ на простейших Paramecium caudatum (Ehrenberg) 69
3.2.4.Влияние НСБШ на дафний Daphnia magna Straus 80
3.2.5.Влияние НСБШ на олигохст Limnodrilus hoffmcisteri Claparede 91
3.2.6.Влияние ПСБЩ на водоросли Sccncdcsmus quadricauda (Turp.) Brcb , 94
3.2.7. Влияпис ПСБШ на высшие водные растения Hlodea canadensis и Vallisneria spiralis. 102
3,2,8.Влнянне ПСБШ на простейших Paramecium caudatum 111
3.2.9.Влияние ПСБШ на дафний Daphnia magna 117
3.2. 10.Влияние ПСБШ на организмы бентоса 125
Заключение и выводы 132
Список литературы 142
Приложение 174
- Влияние на гндробиоиты отработан і п>іх буровых растворов (ОБР) и буровых шламов (БШ)
- Методы статистической обработки результатов токсикологических опытов
- Влияние НСБШ на водоросли Scencdcsmusquadricauda(Turp.) Brcb
- Влияпис ПСБШ на высшие водные растения Hlodea canadensis и Vallisneria spiralis.
Введение к работе
Актуальность проблемы
Западно-Сибирская нефтегазоносная провинция является одним из центров нефтегазодобычи мирового значения. Она располагает 70% ресурсов и обеспечивает 2/3 годовой добычи нефти РФ (Карасев, Ахпателов, 2001),
Вместе с тем, добыча углеводородного сырья сопровождается множественными негативными воздействиями на окружающую среду- Одним из наиболее опасных аспектов является химическое загрязнение поверхностных водоемов веществами и химреагентами, используемыми в процессе бурения, а также технологическими отходами. К ним относятся материалы и химреагенты для приготовления, утяжеления и обработки тампонажных и буровых растворов (GP), ингибиторы коррозии, буровые сточные воды (БСВ), отработанные буровые растворы (ОБР), буровой шлам (БШ) и др.
Количество отходов, скапливающихся на территории Тюменской области, огромно, поскольку при бурении скважины на 1 м проходки приходится І-2 м3 отходов (Фесенко и др., 1991), За 2001 г, образовано около I 459 тыс. т производственных отходов, из которых основную долю составляют отходы бурения (Информационный бюллетень, 2002).
Буровой шлам представляет собой выбуренную породу, пропитанную ОБР- Он содержит химреагенты, нефть, тяжелые металлы и т.д. Наиболее опасным компонентом является нефть (Melberg, 1991; GESAMP, 1991, 1993; Патин, 1997). С середины 90-х годов введен запрет на использование нефти в качестве смазывающей добавки, и нефтесодержащие БР заменили менее опасными полимер-глинистыми (Ахметшин и др., 1995). Данные о токсичности БШ практически отсутствуют. Внимание исследователей до настоящего времени сосредоточено на оценке экологической опасности нефтссодержатих БШ (НСБШ), попадающих в воду и донные осадки вокруг морских нефтяных платформ (GESAMP, 1993; Патин, 2001),
Исследование влияния БШ на внутренние водоемы и водотоки носят эпизодический и региональный характер, а имеющиеся немногочисленные данные
5 о токсичности отходов бурения противоречивы (Дедиков и др., 2001; Шульгин, Симонова, 2001; Сочнева, 2001).
Продолжающееся загрязнение природной среды жидкими и твердыми отходами производственной деятельности нефтедобывающих предприятий по-прежнему остается наиболее острой экологической проблемой Тюменской области и обусловливает актуальность выбранной темы исследования-
Цсль исследований
Оценить токсичность БШ для пресноводных организмов и экологическую опасность для водоемов Тюменской области с учетом содержания в них различных компонентов (в том числе нефтяных углеводородов) и длительности хранения в шламовых амбарах.
Задачи исследований
і-Исследовать в динамике изменение состава БШ, способных служить источником загрязнения водной среды.
2.Изучить влияние БШ на пресноводные организмы, принадлежащие к разным систематическим группам в кратковременных и длительных экспериментах.
З.Установить связь между компонентным составом буровых гпламов и их токсичностью,
Определить максимально допустимые уровни содержания БШ в водной среде.
Разработать шкалу токсичности БШ,
6,Дать сравнительную оценку токсичности нефтесодержащих и поли-мерсодержащих БШ.
Научная новизна и теоретическое значение
1. Впервые оценена токсичность нефтесодержащих и полимер-глинистых БШ для пресноводных организмов и показана их потенциальная экологическая опасность для водоема в целом.
2.Установлена зависимость токсичности буровых шламов от качественного и количественного состава буровых растворов и выбуренной породы.
З.Установлена токсикорезистентность гидробионтов - представителен разных систематических групп по отношению к сложным смесям, каковыми являются БШ.
4-Показапо, что при хранении БШ в шламовых амбарах с течением времени их токсичность возрастает.
5. Исследовано действие многокомпонентных токсикантов на биологические и морфофункциональные характеристики гидробионтов.
Практическое значение работы
1. Определен класс опасности и предельно допустимое содержание в водной среде нсфтссодсржащих и полимер-глинистых БШ; построена шкала токсичности БШ.
2.На основании комплексных (совместно с НИИ медицины труда и экологии человека, Уфа) исследований составлены экологические паспорта и рекомендации по утилизации и захоронению БШ,
З.Даны рекомендации по использованию результатов токсикологических исследований при прогнозировании экологических ситуаций в районах нефтедобычи.
4.Материалы работы вошли в лекционный курс и большой спецпрактикум по водной токсикологии для студентов Тюменского государственного университета и Тюменской государственной сельскохозяйственной академии.
Основные положения, выносимые на защиту
1. Токсичность БШ обусловлена компонентным составом буровых растворов, продуктами их деградации и веществами, вымываемыми из горных пород при бурении.
7 2.Нефтесодержащие БШ значительно токсичнее полимер-глинистых для
гидробионтов - представителей разных систематических групп (водоросли,
макрофиты, простейшие» ракообразные» личинки насекомых, черви).
З.Гидробионты обладают различной устойчивостью и чувствительностью
к одним и тем же БШ.
4.Бентосные организмы - обязательный биотест при оценке токсичности
БШ,
Структура и объем работы
Материал изложен на 173 страницах машинописного текста, содержит 23 таблицы, 64 рисунка.
Работа состоит из введения, обзора литературы (глава 1), описания материала и методов исследования (гласа 2), изложения полученных результатов и их обсуждения (глава 3), заключения, выводов и списка цитируемой литературы (249 отечественных и 60 иностранных источников), приложения.
Влияние на гндробиоиты отработан і п>іх буровых растворов (ОБР) и буровых шламов (БШ)
Токсичность ОБР и БШ-І (пефтегазоконденсатный) ссноманской скважины и БШ-П (нефтяной) валанжинской скважины Уренгойского месторождения зависит от их состава, от глубины пласта, из которого извлекается продукт, от температурных и динамических условий преобразования. Показано (Определить предельно допустимые концентрации..., 1992), что ОБР, содержащий ги-пан токсичен в концентрациях 16 мг/л и выше для микроорганизмов, водорослей, дафний и ряски. Для рыб в ранний период онтогенеза (стерлядь) и сеголеток (форель) ПК достаточно высока и составила 150-200 мг/л. Установлено, что ОБР оказывала не только прямое, но и косвенное воздействие на гидробионтов через ухудшение гидрохимического режима водоема. ПДК, установленная по наиболее чувствительному звену (процессу нитрификации), составляла 8 мг/л. ОБР на основе КМЦ и ОБР на основе феррохромлигносульфоната (ФЛХС), тестируемые на тех же организмах и тест-системах, оказались токсичнее. Установленные для них ПДК равны 6.4 и 3.2 мг/л соответственно. Все исследованные ОБР отнесены к 4 классу опасности, БШ-І оказывал влияние на фитопланктон (Scenedesmus quadricauda) в концентрации 100 мг/л, на дафний- 12,5 мг/л. Наиболее устойчивыми к данному БШ оказались рыбы на эмбриональной стадии развития. Концентрация 3200 мг/л не вызывала гибели икры. Клинические и патологические признаки токсикоза у сеголеток радужной форели были обнаружены лишь в растворе, содержащем около 5000 мг/л бурового шлама и выше. Наиболее значительные изменения выявлены в жабрах (анемия, отек, ослизнение, отложение взвесей). БШ-П отличался наличием значительного количества нефти (7%) и низким содержанием глины в БР, Наименее устойчивыми к присутствию БШ в воде оказались представители фитопланктона (Scenedesmus quadricauda) и зоопланктона (Daphnia magna). Для них ПК составила 3,2 мг/л. Наиболее устойчивыми к этому БШ также были рыбы на эмбриональной стадии развития (стерлядь) и сеголетки (радужная форель), у которых патологические отклонения обнаружены только в концентрациях выше 500 мг/л.
Сравнительный анализ токсичности двух БШ показал, что более токсичным является БШ-П, который содержит большее количество нефти. Установленные ПДК определены: для БШ-І - 12.5 мг/л, а для БШ-П —3.2 мг/л.
При помещении олигохет (Limnodrilus hoffmeisteri) в грунт с ОБР, с концентрациями от 125,0 до 0.012 г/л на 4 сут наблюдалась задержка ухода червей в грунт и преимущественная гибель крупных (45 мм) и мелких (14 мм) особей, тогда как черви промежуточной длины (31 мм) оказывались наиболее устойчивыми (Михайлова и др., 1988). В условиях хронического (6 месяцев) воздействия было установлено, что смертность олигохет в популяции значительно превосходила рождаемость даже при минимальной концентрации токсиканта (0.012 г/кг). Это связано с кумуляцией основных компонентов токсиканта (нефтяных углеводородов), содержание которых в сухой ткани олигохет в конце опыта превосходило их содержание в сухом грунте па 1-2 порядка. Этот результат показал, что высокая устойчивость организма к кратковременному действию поллютанта не гарантирует выживания популяции при хроническом загрязнении малыми концентрациями отработанных буровых растворов. Таким образом, грунты, загрязненные отходами бурения также представляют опасность для бентоса.
В.М.Серов с соавторами (1992) изучали состав отходов бурения в ликвидированных шламовых амбарах и показали, что содержание нефти, нефтепродуктов, тяжелых .металлов, поверхностно-активных веществ в БШ превышало их ПДК в почвах. Оценивая влияние отходов бурения на поведение гидробио-птов (рыб, зоопланктона, фитопланктона), авторы показали, что для рыб они не представляли опасности при разбавлении в 1000 и 10000 раз (1.0, 0.1 мг/л), для фитопланктона безопасной была концентрация 10 мг/л, для зоопланктона губительно даже незначительное присутствие отходов бурения в водной среде. БШ, 3, 9 и 15-летнего срока хранения исследовали с помошыо мушки дрозофилы (Петухова и др., 2001). У мух, развившихся и содержащихся на среде с БШ 9 и 15 лет срока хранения, выживаемость к 30 сут эксперимента была ниже контрольного уровня на 17-22% соответственно. Количество отложенных самками яиц снижалось только при действии бурового шлама с максимальным сроком хранения. Исследованные БШ обладали генотоксическим и тератогенным действием: при развитии мух на среде с добавлением полулетальных концентраций токсиканта значимо увеличивалась частота эмбриональной гибели яиц, отложенных самками, что свидетельствует о возникновении нарушений у эмбрионов, приводящих их к гибели. Возрастала частота крыловых морфозов -на 1.3-2.1% по сравнению с контролем (Р 0.05), что свидетельствует о возникновении серьезных нарушений в ходе эмбриогенеза. Следует обратить внимание» что минимальные выживаемость и потенциальная плодовитость, а также наибольшая гено- и эм бри ото ксичн ость выявлены у мух, развившихся на среде с буровым шламом с максимальным сроком хранения. Возрастание токсичности и генетической опасности БШ с увеличением срока их хранения свидетельствует о необходимости тщательной изоляции буровых амбаров для исключения попадания токсиканта в окружающую среду.
Отработанные буровые растворы на нефтяной основе и пропитанные ими буровые шламы довольно устойчивы в морской среде. Спустя 180 сут после сброса таких отходов их биодеградация не превышала 5%7 тогда как буровые отходы на основе эфиров жирных кислот практически полностью (на 99%) утрачивали органическую фракцию за счет микробной и физико-химической деструкции (Патин, 1997).
Создание новых рецептур буровых растворов, без нефти, хотя и позволяет снизить их токсичность, все же не обеспечивает пока в полной мерс быструю деградацию нефти, которая всегда сопутствует им при нефтедобыче (Патин, 1997), Водоосновные рецептуры, как следует из некоторых сравнительных исследований, также далеки от соответствия строгим экологическим требованиям из-за повышенного содержания биоцидов и тяжелых металлов, большей миграционной способности отработанных водоосновных буровых растворов в морской среде и более частому их сбросу (Патин, 1997). По пресноводным водоемам аналогичные данные отсутствуют.
Методы статистической обработки результатов токсикологических опытов
Все полученные данные подвергали статистической обработке методом вариационной статистики для малых рядов наблюдений с использованием критерия Стьюдента. В таблицах и в тексте приведены следующие показатели: Л -средняя величина; тх - ошибка средней; п - число вариант; Р - степень достоверности различий (Плохинский, 1961; Лакин, 1973), Данные обрабатывались на персональном компьютере Pentium - 200 ММХ. При определении концентраций, вызывающих гибель особей в выборке, производили математическое и графическое преобразование значений концентрации и эффекта гибели организмов, при котором зависимость эффекта от концентрации превращается из сигмоиды в прямую линию. Такое преобразование позволяет определить вероятный эффект для всего диапазона концентраций от максимальной недействующей до абсолютно летальной. Для этого на графике значения концентраций вещества переводятся в логарифмическую форму, а полученный эффект - из процентов в соответствующие им значения условных единиц - пробитов (Плохинский, 1961; Лакин, 1973; Методические указания..., 1998; Временные методические рекомендации ..,, 2002). БШ - это выбуренная порода, пропитанная отработанным буровым раствором. Все БР включают структурообразующие коллоиды (бентонит, биополимеры из класса полисахаридов), понизители фильтрации (бентонит, природные и синтетические высокомолекулярные полимеры различной химической природы, - гумматы, лигносульфопаты, полисахариды и т.д.), разжижители (производные лигнины, полифенолы, смолы, производные фосфоновых кислот и т.д.). Кроме основных, БР включают реагенты специального назначения: ингибиторы, термостабилизируюшие, смазочные добавки, ПАВ, эмульгаторы, пе-ногасители, бактерициды, флокулянты, утяжелители (Булатов и др., 1984). К настоящему времени зарегистрировано более 150 химреагентов, согласованных и допущенных к применению в нефтяной отрасли (Реестр, 2001). Начиная с середины 90-х годов, возросли требования к проектам по разработке нефтегазовых месторождений, особенно в поймах рек, появилась безамбарная система бурения, на смену нефтесодержащим БР пришли полимер-глинистые (Ахмет-іііиіі и др., 1995).
Взамен нефти в составе БР применяется целый спектр новых смазочных добавок (Dril-Frce, ФК-2000, ЭКОС-Б, ИКЛУБ и др.). Отказ от БР на нефтяной основе, снижение использования нефти (только в экстренных ситуациях, например, в случае прихвата инструмента), уменьшило содержание нефтяных углеводородов в БР, соответственно и в БШ. Меньше применяют в составе БР (Современное состояние ,.., 1994) такие высокотоксичные компоненты, как УЩР, КССБ, которые относятся ко 2-ому классу экологической опасности. В то же время, им на смену пришли не менее токсичные (ПДК - 0.0001 мг/л) импортные акриловые полимеры - ДК-дрилл, сайдрилл, сайпан и др. В таблице 3 представлен состав компонентов БР, используемых при бурении скважин (см. таблЛ, 2) па месторождениях Тюменской области, определяющих состав и токсичность исследуемых нами БШ. Из 38 перечисленных химреагентов для 30 установлены ПДКР и класс опасности (Предельно допустимые концентрации ..., 1998; Перечень ,.., 1999), остальные не регламентированы. Исследуемые БШ, в состав которых входили эти ингредиенты, содержали разное количество нефти, тяжелых металлов, органических веществ, солей азота и т.д. Основным показателем, используемым нами в качестве критерия опасности отходов бурения, являлось содержание нефти. Имеются данные, показывающие, что загрязненные нефтью почвы (Пи-ковский, 1993; Левин и др., 1995; Солнцева, 1998) и БШ (Макаренкова, 2001) со временем становились менее токсичными, поскольку освобождались от летучих и легкоокисляемых компонентов. Нами установлено, что нефть в БШ, содержащихся длительное время в ША, даже «рекультивированных», подвергалась трансформации с образованием более токсичных компонентов (Михайлова и др., 1995; 1998). Так, НСБШ, которые складировались в амбары в 60-70-е годы, в 90-х годах содержали более высокое удельное содержание СК, би- и полициклических ароматических углеводородов, в том числе 3,4-беш(а)пирена (табл.4). В БШ, хранящихся 1-3 года, содержание ПАУ колеблется в пределах 51- 410 мг/кг (среднее содержание 244 мг/кг), в 8-15 летних шламах - 176-1080 мг/кг (среднее 709 мг/кг), соответственно 3, 4-бенз(а)нирена - 0,0020-0.0044 мг/кг (среднее 0.0027 мг/кг) и 0,0044-0.0440 мг/кг (среднее 0.023 мг/кг). Чем дольше хранился в амбаре БШ, тем больше было содержание СК, за счет полимеризации и гюликонденсации продуктов микробиального и фото-окисления нефтяных углеводородов.
В «свежих» БШ удельное содержание СК от суммы ГФК составляло 1.0-4.3%, в БШ длительного хранения - 9,0-31.0%. Данные о токсичности СК отсутствуют. В целом, в углеводородной составляющей буровых шламов существовала определенная корреляция между содержанием ГФК и суммой ароматических углеводородов (табл. 5). Высокое содержание этих групп углеводородов, несомненно, отражалось на токсичности данных шламов. Установлена также тесная связь между суммой ароматических углеводородов и содержанием моноциклических ароматических углеводородов. Процентное содержание моноаренов со временем уменьшалось, в то время как возрастало удельное содержание би- и полициклических ароматических углеводородов (табл.6) По мере трансформации нефтяных компонентов в ТФ изменялись условия, способствующие изменению растворимости ароматических углеводородов (табл. 7). Как видно из таблицы 7, растворимость аренов и смол со временем снижалась. Исключение составлял БШ 12976, в котором на долю ароматических углеводородов (по отношению к ГФК) приходилось лишь 30.8% (см.табл.4), но их растворимость была максимальной, что, вероятно, связано с повышенным содержанием в этом БШ поверхностно-активных веществ (ГКЖ, сульфонол и др.), которые способствовали стабилизации нефтяной эмульсии (Сергеевич, 1982), повышая содержание нефти в воде. Кроме того, этот БШ содержал много других углеводородов (алканы, нафтены), которые активнее атакуются микроорганизмами (Цыбань, 1978; Платпира, 1981; Михайлова, Шорохова, 1991), в результате чего повышалась их гидрофильность. Повышение растворимости таких опасных экотоксикантов как ПАУ, обладающих мутагенным и канцерогенным действием, несет большую опасность как для водных экосистем, так и для человека - потребителя воды и рыбы. ПДК бенз(а)пирена - индикатора канцерогенное среды составляют соответственно: КО нг/м -для воздуха, 5.0 нг/л-для воды, 20 мкг/кг — для грунтов, ПАУ -это вещества 1 и 2 класса опасности. Как показано выше, со временем их концентрация в БШ возрастает и растворимость увеличивается. Вместе с тем, практически все амбары вырыты в торфяных фунтах, обвалованы песком, или торфом, их проницаемость и размываемость велика (Современное состояние ..., 1994), Более 50% обследованных ША с 4 НГДУ имеют нарушенную или частично нарушенную обваловку. Содержимое таких амбаров поступает в водные объекты, поскольку кустовые участки в большинстве случаев расположены в поймах рек и в водоохранной зоне озер, В таком случае, содержание нефтепродуктов превышает ПДКР - многократно.
Влияние НСБШ на водоросли Scencdcsmusquadricauda(Turp.) Brcb
Водоросли - один из главных поставщиков метаболитов в водоемах. Они способны выделить в окружающую среду до 50% всего синтезируемого ими органического вещества (Гапочка, 1981)- Причем, замечено, что чем хуже внешние условия для развития водорослей, тем больше метаболитов они выделяют (Хайлов, 1971). В экспериментах с водной суспензией твердой фазы разных БШ наблюдали за изменением коэффициента прироста численности, выживаемостью и функциональными показателями жизнедеятельности водорослей. Сравнительный анализ результатов по показателю коэффициента прироста численности (рис.1-8) и числу погибших клеток (табл,12) показал, что данный тест-объект неоднозначно реагировал на различные шламы. По характеру изменения показателя прироста численности водорослей в среде с разными БШ можно выделить 4 варианта: 1) Стимуляция к 4-7 сут (38-119 %) и нормализация к 7-14 сут в концентрациях 0.1-1.0 г/л (БШ 13, 1472,2023); 2) Угнетение к 4-7 сут (36-51 %) и нормализация или стимуляция (30-38%) к 7-14 сут в концентрациях 10.0-100.0 г/л (БШ 1538, 2023, 2094, 12976); 3)
Стимуляция к 4 сут, угнетение - к 7 сут и новая стимуляция - 14 сут в диапазоне концентраций от 0.1 до 100,0 г/л (БШ 1538); 4) Угнетение или стимуляция к 4 сут и гибель клеток к 7 сут в концентрации 10.0-100.0 г/л (БШ 1472). Такая динамика обусловлена разнородностью компонентов, входящих в состав БШ (см, раздел 3.1, табл.3) и скоростью процессов деструкции органических веществ, способствующих регенерации биогенов и тяжелых металлов, которые в разных концентрациях либо стимулируют, либо угнетают процессы роста и регенерации, а в высоких концентрациях вызывают гибель наименее устойчивых клеток (табл-12). По сравнению со спонтанной гибелью клеток в К, принятую за 100%, максимальное число погибших клеток к 14 сут отмечалось в БШ 2023 в концентрациях 10-0-100.0 г/л -в 7-13 раз выше К, и в БШ 1472 - гибель 100% клеток к 7 сут. Выживаемость клеток на уровне К в концентрации 0Л г/л во всех БШ и КО г/л - в большинстве БШ, кроме 1472 и 12976, где количество погибших клеток превышало К в 1,5-3,0 раза. Токсическое действие БШ проявлялось не только в гибели части клеток, но и в изменении темпа роста культуры. Время между генерациями водорослей удлинялось к 7 сут в 1-5-2,0 раза при действии БШ 1538, 12976 и 2094 и в КЗ- 1.4 раза к 14 сут (БШ 376 и 2094). Некоторые БШ ускоряли скорость деления клеток, например, БШ 13 (0.1-10,0 г/л) к 7 сут и 12976 (1.0-100.0 г/л) к 14 сут. Вероятно, это ответная реакция популяции на повышенную гибель клеток в этих БШ. Для того, чтобы сравнить БШ по токсичности, выделим кривые, характеризующие прирост численности водорослей в течение 14 сут при внесении в воду одинакового количества БШ— 10.0 г/л (рис.9,10). Видно, что на одно и то же содержание БШ культура водорослей реагировала по-разному. Так, «старые» шламы {рис. 9) либо не изменяли прирост культуры (БШ 376, 15 лет), либо стимулировали ее рост (БШ 13, 25 лет). БШ среднего срока хранения (8-9 лет) угнетали рост культуры до 7 сут, затем стимулировали к 14 сут, при этом динамика процесса совпадала. БШ, хранившиеся 3-4, года угнетали рост культуры до 4-х (2023) - 14-х (2094) суток, с последующей стимуляцией в БШ 2023 на 7 сут (рис. 10). «Свежие» (0-1 год) БШ стимулировали рост культуры к 4 (1472) и к 14 (2206) суткам опыта, но на 7 сут в БШ 1472 водоросли полностью погибли. Считается (Патин, 1997), что токсичность БШ обусловлена наличием в них, в первую очередь, нефти. Сопоставление результатов исследований с водорослями и содержанием в БШ нефти показало, что такая зависимость не являлась линейной. Так, в самом токсичном БШ 1472 (0 лет) содержание ГФК равно 14.5 г/кг, СК-0.6 г/кг, АУВ- 12,6 г/кг и ПАУ-0.05 г/кг, в то же время в БШ 376 (15 лет), где отсутствовал выраженный токсический эффект, содержание всех перечисленных нефтяных компонентов - на порядок больше (табл.13, 14).
Вероятно, увеличение тяжелых компонентов (СК, ПАУ) в процессе трансформации нефти делало се более вязкой и менее растворимой, что обусловливало более низкий эффект водной фазы. Суммарный токсический или эвтрофирующий эффект может быть обусловлен, как указано выше, вымыванием из БШ биогенов и микроэлементов (см таблЛІ). Известпо что тяжелые металлы (железо, медь, кобальт, свинец, никель и др.) в концентрациях «жизнеобеспечения» (Карпевич, 1983) необходимы для жизни гидробионтов, чуть более высокие концентрации стимулируют обменные процессы без ухудшения жизнеспособности и лишь резкое повышение интенсивности обменных процессов, вызванное необходимостью выведения избытка накопившихся веществ, может сопровождаться срывом защитных механизмов и гибелью. Вероятно, совместное действие малотрансформированных ароматических углеводородов и тяжелых металлов сопровождалось угнетением и гибелью культуры водорослей при действии БШ 2094 и особенно 1472. Известно, что микроэлементы в биогенных концентрациях являются стимуляторами роста растений, поскольку необходимы для синтеза хлорофилла и других пигментов, а также витаминов, ферментов и т,д- (Yang Hongyu et.ah, 1990; Усенко и др., 1991; Артюхова и др., 1996). Их определенные сочетания могут стимулировать рост культуры водорослей, в целом, а отдельные, менее устойчивые клетки, могут погибать в зависимости от концентрации микроэлементов. Поскольку основная энергия для поддержания всех процессов, протекающих в клетках водорослей, образуется за счет фотосинтеза, основной причиной снижения прироста культуры водорослей является нарушение функционирования фотосинтетического аппарата (Строганов, 1975; Бесчетпова и др., 1986; Singh et.al., 1988; Леонова и др., 1992; Горюнова и др., 1996), Рассмотрим данные изменения активности фотосинтетического аппарата водорослей на примере влияния БШ 12976-среднего срока хранения (таблЛ5).
Влияпис ПСБШ на высшие водные растения Hlodea canadensis и Vallisneria spiralis.
БШ 140 кроме выбуренной породы содержит органические вещества (нефтяные углеводороды, ксантановыс смолы, полиакриламиды, фосфатидный концентрат), а также НТФ и тяжелые металлы. Среди последних значительное количество свинца и марганца (табл. 10, 11). То есть по составу он значительно отличается от БШ 524. Тем не менее, БШ 140 не влиял на выживаемость элодеи канадской на протяжении 30 сут в концентрациях от 15.6 до 250.0 г/л. Растения в этих суспензиях визуально не отличались от контрольных ни по цвету, ни по тургору, были жизнеспособными, росли, вегетировали и образовывали корни. Однако, у них наблюдались функциональные нарушения, выражающиеся в изменении морфофизиологических показателей. Длина основного побега в концентрациях 250.0, 62.5, 31.3 г/л на протяжении всего эксперимента была меньше контрольного уровня на 12.5-33%, в концентрациях 125.0 и 15,6 г/л - больше К на 14 и 55% соответственно (рис.38). Стимуляцию роста боковых побегов (на 33-278% по сравнению К) отмечали на протяжении всего эксперимента во всех концентрациях БШ. Количество боковых побегов в большинстве концентраций первые 10 суток было на уровне К, лишь в концентрации 62.5 г/л оно было на 85% меньше, а в 31.3 г/л —на 35% больше, чем в К. На 15, 20,25 сутки во всех концентрациях отмечалось увеличение числа побегов у опытных растений (на 30-100% по сравнению с К)» но к 30 сут разница с К нивелировалась (рис.41). В контроле и в концентрации 31.3 г/л корни появились на 5 сут эксперимента. Массовое появление корней у опытных растений из концентраций 15,6, 125.0, 250,0 г/л было отмечено на 10 сутки. В концентрации 62.5 г/л появление корней отмечено на 15 сут опыта. Количество корней на протяжении всего эксперимента было на уровне К или ниже на 20-50%. Только в концентрации 15.6 г/л данный показатель превысил контрольное значение на 56.7% к концу эксперимента (рис,42). Длина корней элодеи в концентрации БШ 62.5 г/л и выше была меньше К на 50-84% до 20 сут, затем этот показатель превысил контроль на 126-550%. Исключение составила концентрация 250.0 г/л (рис.43), где длина корней оста- валась ниже контрольного уровня на 69-87% в течение всего периода наблюдений.
В концентрации 31.3 г/л средняя длина корней элодеи к 10 сут превысила контрольный уровень в 2 раза, затем скорость роста корней затормозилась. Минимальная концентрация (15.6 г/л) стимулировала рост корней после 5 сут и до конца опыта. Отклик живых организмов на воздействие экстремальных факторов среды, прежде всего, осуществляется на клеточном уровне, В процессе эволюции в клетках всех организмов выработан механизм неспецифического реагирования на повреждающие воздействия. Установлено, что неспецифические реакции клеток на различные токсические вещества и другие экстремальные факторы среды обусловлены обратимой денатурацией протеинов, входящих в состав протоплазмы клеток. Это явление возникает вследствие нарушения в клетке под влиянием токсиканта равновесия между активным транспортом низкомолекулярных соединений типа аминокислот, углеводов, жирных кислот, нуклео-тидов и других веществ и их диффузией, что приводит к дскомпартментализа-ции клеточных низкомолекулярных субстратов, песпецифическому ингибиро- ванию ими биологической активности макромолекул» изменению интенсивности метаболизма клетки в целом (Смирнова, Сиренко, І 993). Подвижность внутриклеточных структур является, с одной стороны, функцией интенсивности происходящих в клетке энергетических процессов, с другой-агрегатного состояния протоплазмы, т.е. се вязкости (Камня, 1962). Влияние на движение протоплазмы клеток листа Vallisneria spiralis БШ 117,290,301,2494,42696 в диапазоне концентраций от 7.8 до 500-0 г/л показало следующее (табл. 19). Математическая обработка полученных данных позволила установить статистически достоверные отличия между опытными и контрольными растениями. Данный показатель и диапазоне исследуемых концентраций достоверно изменялся против К на + 6.5-37.0%- Хотя, по мнению авторов методики (Смирнова, Сиренко, 1993) отклонение скорости движения протоплазмы (хлороплас-тов) опытных растений на + 20% от контроля считается нормой. Тем не менее, даже на кратковременное воздействие {2 ч) суспензий БШ фиксировалась ответная реакция клетки Vallisneria spiralis в виде замедления или ускорения движения хлоропластов.
Наиболее выразительные данные получены в опыте с БШ 290, Здесь минимальная концентрация (15.6 г/л) тормозила движение протоплазмы на 37%, а по мерс увеличения содержания БШ в среде скорость движения возрастала и в максимальной концентрации (500.0 г/л) превысила К на 22%, В опытах с другими БШ не было обнаружено столь четкой зависимости между концентрацией и эффектом и максимальные отклонения от К (10.0-18.5%) вызывали средние концентрации -от 25-0 до 125,0 г/л. Минимальные отличия с К отмечались в опытах с БШ 2494, который содержит минимальное количество НУВ (250.0 мг/кг), а также свинца, кадмия, меди и не содержит высокотоксичных полимеров. В то же время в составе БШ 290 присутствует ДК-дрилл (ПДК - 0.0001 мг/л), ГКЖ (ПДК - 1.0 мг/л), НТФ (ПДК - 0.05 мг/л), содержание НУВ составляет 827 мг/кг. Причин столь малых отклонений от К может быть несколько: либо малая токсичность БШ, либо кратковременность воздействия, либо низкая чувствительность метода. Под влиянием отдельных токсических примесей в клетке может произой ти значительная кратковременная стимуляция окислительно- восстановительных процессов с выделением энергии, что приводит к первона чальному ускорению движения протоплазмы, которое со временем истощает энергетический запас клетки и обусловливает ее гибель, а при блокировании фотосинтетических процессов - и организма в целом (Строганов, 1975; Смир нова, Сиренко, 1993). В разных концентрациях сложных и различных по соста ву смесей последовательность происходящих изменений может нарушаться (см-табл. 19).
