Содержание к диссертации
Введение
Глава 1. Существующие подходы к оценке санитарного и экологического состояния поверхностных вод 12
1.1. История вопроса 12
1.2. Оценка качества поверхностных вод 17
1.3. Классификация водоемов и водотоков по степени загрязнения в европейских странах 20
1.4. Выводы 54
Глава 2. Влияние антропогенного эвтрофирования на качество воды, водоснабжение и водоотведение 59
2.1. Причины и механизмы антропогенного эвтрофирования 59
2.2. Последствия антропогенного эвтрофирования 69
2.3. Внешние нагрузки водоемов биогенными веществами 78
2.4. Разработка методологии оценки внутренней нагрузки водоемов биогенными веществами 87
2.5. Выводы 105
Глава 3. Поиск и разработка интегральных показателей трофического состояния поверхностных вод 108
3.1. Исследование возможности использования видового разнообразия в качестве показателя трофического статуса водоемов и водотоков 108
3.2. Разработка новых интегральных показателей эвтрофирования на основе данных гидрохимического мониторинга 134
3.3. Экспериментальные исследования возможности использования интегрального показателя трофического состояния поверхностных вод - ITS 143
3.4. Выводы 177
Глава 4. Технические мероприятия по предотвращению антропогенного эвтрофирования 181
4.1. Удаление биогенных веществ из сточных вод 182
4.2. Ограничение поступления биогенных веществ из рассеянных источников 220
4.3. Рекультивация эвтрофированных водоемов 239
4.4. Выводы 245
Глава 5. Совершенствование методологии инженерных расчетов допустимых нагрузок биогенных веществ 251
5.1. Моделирование процессов эвтрофирования поверхностных вод 251
5.2. Разработка эмпирической модели эвтрофирования на примере Невской губы 263
5.3. Концепция нормативного обеспечения экологической безопасности поверхностных вод 274
5.4. Разработка методологии инженерных расчетов экологически допустимых концентраций (ЭДК) биогенных веществ, экологического резерва водоема (ЭР) и экологически допустимых сбросов (ЭДС) биогенов со сточными водами 286
5.5. Экономические аспекты проблемы 299
5.6. Выводы 302
Общие выводы 306
Заключение 310
Список использованной литературы 314
- Оценка качества поверхностных вод
- Последствия антропогенного эвтрофирования
- Разработка новых интегральных показателей эвтрофирования на основе данных гидрохимического мониторинга
- Ограничение поступления биогенных веществ из рассеянных источников
Введение к работе
Развитие водоснабжения, водоотведения, строительных систем охраны водных ресурсов; разработка теоретических и инженерных основ водохозяйственных сооружений; внедрение новых технологий водоподготовки, очистки и доочистки стоков; обеспечение рационального использования водных ресурсов; создание инженерных методов и средств сохранения их экологического благополучия; принятие организационных и технических решений при любых видах водопользования не могут быть реализованы в отрыве от исследования закономерностей внутриводоемных процессов, прогнозирования изменений качества воды и экологического состояния в водных объектах, которые являются начальными и конечными элементами водопроводных и канализационных систем.
Без изучения естественных процессов самоочищения природных вод невозможно совершенствование технологий водоочистки, которые основываются прежде всего на моделировании и интенсификации этих процессов на очистных станциях.
Задача оптимизации всех видов водохозяйственной деятельности и управления водными ресурсами, в конечном счете сводится к обеспечению устойчивого экологически безопасного состояния водных объектов, испытывающих одновременно пресс многих антропогенных воздействий и являющихся при этом важнейшими ресурсами жизнеобеспечения человека.
Поэтому любая водохозяйственная деятельность должна предваряться и сопровождаться оценкой уровня ее воздействия на водную среду, а все строительные и другие хозяйственные проекты должны иметь не только технико-экономическое, но и экологическое обоснование.
Общие запасы воды на Земле оцениваются в 1386 млн. км . Из них пресные воды составляют только 2,5 %, из которых 70 % - ледники, а на долю поверхностных вод - самых доступных, дешевых и удобных источников водоснабжения и приемников бытовых, промышленных и поверхностных стоков - приходится всего около 0,01 % общих запасов. Между тем, в России,
например, около 90 % источников водоснабжения - это пресные поверхностные воды [2б]. По утверждению вице-президента РААСН Ильичева В.А., в 21-м столетии пресная вода станет таким же стратегическим ресурсом, как нефть в 20-м веке [192].
Постоянно ухудшающееся качество пресных вод вызывает озабоченность всего мирового сообщества, что отражено в заключительных документах III саммита ООН по проблемам окружающей среды и развитию, состоявшемся в августе 2002 г. в Йоханнесбурге, который объявил 2003 год годом пресной воды. По последним данным ООН, озвученным на Международном Водном Форуме в Киото в марте 2003 г., 1,5 млрд. человек на Земле страдают от недостатка питьевой воды; 80 % всех заболеваний в мире связано с использованием воды плохого качества; болезни, переносимые водным путем, ежегодно уносят от 5 до 12 млн. человеческих жизней. Кроме того, борьба за доступ к источникам питьевой воды может являться причиной региональных вооруженных конфликтов.
Следует иметь в виду, что водоемы и водотоки - это не только ресурсы, используемые человеком, которые постепенно истощаются и загрязняются, но и системы регуляции условий жизни всех живых организмов, включая человека. Водные объекты, как и любые другие природные экосистемы, имеют кибернетическую природу, т.е. обладают мощными механизмами саморегуляции и самоочищения. И если бы человек не ломал эти механизмы перегрузками, они могли бы переработать все отходы, ибо технических аналогов, способных лучше и эффективнее работать по безотходному циклу, человечество еще не изобрело.
Специальные водоохранные мероприятия необходимы тогда, когда качество воды не соответствует нормативным требованиям, а водные экосистемы не компенсируют антропогенные нагрузки и разрушаются. Поэтому решение проблем рационального использования, управления, обеспечения экологической безопасности водных ресурсов, включая вопросы мониторинга, прогнозирования и планирования водохозяйственной деятельности, тре-
бует разработки объективных методов оценки качества поверхностных вод и нормативного обеспечения их экологического благополучия.
Между тем, существующее в настоящее время в России и других странах огромное множество подходов к оценке и классификации водных объектов, в основном с позиций использования их человеком, отличающихся количеством выделенных классов, перечнем используемых показателей качества воды, нормативными значениями этих показателей, их группировкой методами интерпретации и т.д., являются малоэффективными и не перспективными по многим причинам. Кроме того, число загрязняющих веществ, поступающих в водные объекты, и соединений, вторично образующихся в самом водоеме, постоянно растет и значительно превосходит и без того непомерно большое число нормируемых и не нормируемых характеристик, используемых для оценки и классификации состояния поверхностных вод. В то же время гигиенические нормативы, разработанные в виде предельно допустимых концентраций (ПДК) загрязняющих веществ, установлены лишь в целях защиты человека и отдельных популяций организмов (как рыбохозяйст-венные ПДК, например). Они справедливы для питьевых вод, но часто не могут предотвратить разрушение биосистем надорганизменного уровня - экосистем (водных объектов), где действуют другие законы (синергизм, эмерд-жентность и т.д.). Отсутствие нормативов, обеспечивающих экологическую безопасность водоемов, как целостных экосистем, в конечном счете приводит к их ресурсной деградации, порождая тем самым проблемы и в здравоохранении, и в строительстве, и в экологии, и в экономике.
Все эти обстоятельства заставляют искать новые подходы к оценке состояния водных объектов и нормированию качества поверхностных вод.
В связи с тем, что антропогенные воздействия стали соизмеримы с естественной способностью водоемов к самовосстановлению, появляется еще нерешенная проблема количественной оценки их способности к восстановлению (самоочищению), т.е. их экологической «емкости». В свете глобальной модели устойчивого развития в области охраны водоемов эту задачу можно
сформулировать как поиски инструмента для сохранения устойчивого экологического равновесия водных экосистем.
Возникает также необходимость разработки принципиально иного подхода к оценке и нормированию качества воды не только с утилитарных позиций водопользования, но и с позиций экологического благополучия водных объектов.
Например, конечная цель управления процессами формирования качества воды при сбросе сточных вод может быть сформулирована так: «Путем управления процессами водоотведения с учетом влияния источников, не поддающихся управлению, привести сброс сточных вод в соответствие с ассимилирующей способностью водного объекта. В случае необходимости воздействовать на саму ассимилирующую способность с целью ее увеличения» [81].
Каждый водоем по своему уникален. Не случайно во многих странах (Великобритания, Норвегия, Канада и др.) уже давно считается целесообразным разрабатывать нормативы для каждого водного объекта отдельно [199, 234]. Следовательно, возникает еще одна проблема - разработки методологии определения допустимых концентраций загрязняющих веществ по экологическому лимитирующему признаку вредности для каждого водоема, т.е. локальных и региональных экологически допустимых концентраций (ЭДК).
В конце прошлого века стало очевидным, что ухудшение качества поверхностных вод и потеря ими своей ресурсной ценности связаны не только с прямыми загрязнениями водных объектов, поступающими от различных источников, но и с нарушением экологического равновесия, приводящего к ломке механизмов самоочищения и появлению вторичных негативных эффектов.
Одной из главных причин деградации водных объектов является недостаточная изученность влияния деятельности человека на внутриводоемные процессы и функции биоценозов. В документах вышеупомянутого саммита в Йоханнесбурге отмечено, что за последние 30-40 лет видовое разнообразие
живых организмов в поверхностных пресных водах уменьшилось почти в 2 раза, что свидетельствует о снижении устойчивости водных экосистем к антропогенным воздействиям. Наиболее очевидным проявлением экологического дисбаланса в поверхностных водах является антропогенное эвтрофиро-вание (в быту - «цветение воды»), которое во второй половине прошлого века стало проблемой глобального масштаба, поскольку последствиями этого процесса являются вторичное загрязнение воды и нарушение всех других видов водопользования.
В странах Балтийского региона эвтрофирование объявлено проблемой первостепенной важности, что следует из последних документов Хелкома.
В январе 2000 г. вступила в силу подготовленная в 1992 г. «Конвенция о защите водной среды Балтийского моря». В настоящее время Конвенцию о защите Балтийского моря подписали Германия, Дания, Европейское сообщество, Латвия, Литва, Польша, Россия, Финляндия, Швеция, Эстония. На юбилейном международном экологическом форуме «День Балтийского моря» в марте 2002 г. исполнительный секретарь Хелкома М. Остойский сказал, что во исполнение Конвенции на внеочередной встрече «Helcom Extra, 1999» определены приоритетные задачи и области первоочередных исследований: эвтрофирование; вредные вещества; влияние наземного и морского транспорта; сохранение биологического разнообразия; совершенствование нормативной и законодательной баз; гармонизация Рекомендаций Хелком с Директивами Европейского Союза и внесение необходимого вклада в европейское и международное законодательство [303]. То же утверждается Рекомендациями Хелкома и многими другими документами [126, 358, 360 и др.].
Эвтрофирование, как сказано выше, в перечне проблем поставлено на первое место, как наиболее очевидная угроза экологической безопасности и ресурсной ценности поверхностных вод. Поэтому основное внимание в диссертации уделено защите водных ресурсов именно от этого вида экологических последствий деятельности человека, особенно в сфере водопроводно-канализационного хозяйства.
Сущность звтрофирования (гр. ей - избыточный, trophe - пища) заключается в накоплении органического вещества, фотосинтезируемого водорослями (пищевых ресурсов) при избыточном поступлении в водные объекты биогенных (питательных) веществ из антропогенных источников. Избыточная биомасса водорослей разлагается, вызывая ухудшение качества воды и нарушение всех видов водопользования, а в итоге может приводить к полной деградации водной экосистемы.
В суперпрограмме «Повестка 21», принятой мировым сообществом еще в 1992 г. в Рио-де-Жанейро, и в последующих документах и соглашениях международных форумов, сформулирована экологическая концепция перехода к устойчивому развитию.
Одним из основных постулатов новой модели «устойчивого развития» будущего мира является обеспечение баланса между экономическим развитием и сохранением экологически приемлемой среды обитания. Невозможно развивать экономику без сохранения природных ресурсов, и сохранить среду своего обитания, не развиваясь экономически. Благосостояние людей должно обеспечиваться в пределах емкости биосферы, превышение которой антропогенными нагрузками приведет к глобальной деградации природной среды. Например, в концепции перехода РФ к устойчивому развитию так и записано: «нагрузка от хозяйственной деятельности не должна превышать емкости естественных экосистем». Иными словами, антропогенные воздействия на любые природные объекты не должны превышать их возможности компенсировать эти нагрузки и самовосстанавливаться.
Все сказанной в полной мере относится к объектам гидросферы и, прежде всего, к поверхностным пресным водам.
Исходя из главного принципа «устойчивого развития» о том, что технический прогресс должен обеспечиваться в пределах экологической емкости естественных экосистем, были сформулированы основная цель и направления настоящих исследований.
Цель работы - на основе теоретического анализа, экспериментальных и натурных исследований разработать концепцию и научно-методологические подходы к оценке экологического резерва водных объектов и экологически допустимых нагрузок биогенных веществ для научного обоснования инженерно-технических мероприятий по предотвращению антропогенного эвтро-фирования и сохранению ресурсной ценности поверхностных вод.
В ходе исследований были решены следующие задачи:
выполнен теоретический анализ истории развития различных систем оценки и нормирования качества поверхностных вод в странах Балтийского региона и Европейского Союза;
исследованы и проанализированы причины, механизмы и последствия процессов антропогенного эвтрофирования водоемов;
рассмотрены основные источники формирования внешних нагрузок биогенных веществ;
предложен новый метод расчета внутренних нагрузок биогенных веществ, поступающих от донных отложений;
разработаны принципиально новые, теоретически обоснованные, подтвержденные данными экспериментальных и натурных исследований, доступные для инженерных расчетов интегральные показатели трофического состояния водных объектов;
выполнен аналитический обзор инженерно-технических мероприятий и строительных систем по предотвращению антропогенного эвтрофирования и рекультивации водных объектов;
на основе разработанных интегральных показателей создана статистическая модель, пригодная для расчетов экологически допустимых концентраций (ЭДК) биогенных веществ и прогнозов процессов эвтрофирования;
- предложены не имеющие аналогов методы инженерных расчетов эко
логически допустимых нагрузок (ЭДН) биогенных веществ, посту-
пающих из разных источников, на основе оценок экологического резерва (ЭР) водного объекта. Работа выполнена на основе многолетних исследований, в которых автор, начиная с 1980-х годов принимала участие, будучи студенткой, аспиранткой и сотрудником кафедры канализации СПбГАСУ. С 1995 г. исследования проводятся в рамках российско-польских договоров между СПбГАСУ, Политехническими университетами гг. Ченстохова и Жешов (Польша) и Высшей педагогической школой г. Ченстохова, которые входят в государственную программу российско-польского научно-технического сотрудничества. В 2002-2003 гг. исследования проводились также в составе госбюджетных фундаментальных научных исследований Министерства образования РФ по теме: «Теория и методология оценки антропогенного влияния на экологическое состояние водного и воздушного бассейнов крупных городов».
Автор приносит глубокую благодарность ректору СПбГАСУ Панибра-тову Ю.П., научному консультанту проф. Алексееву М.И., проф. Мишукову Б.Г., проф. Курганову A.M., всем сотрудникам кафедры водоотведения и экологии СПбГАСУ и Высшей Педагогической школы г. Ченстохова за помощь в работе, полезные советы и критические замечания.
Оценка качества поверхностных вод
Комитет экспертов ВОЗ по борьбе с загрязнением воды (Женева, 1965) указал на то, что необходимо знать, какая степень загрязнения воды делает невозможным ее использование для тех или иных целей: коммунального или промышленного водоснабжения, рыбного хозяйства, рекреационного использования, орошения и т.д. Иными словами, необходима информация о фактическом санитарном состоянии водных объектов, позволяющая оценить степень их загрязненности, и возможность использования человеком как водного ресурса для тех или иных целей.
В разных странах существует множество подходов к оценке состояния водных объектов и их классификации по степени загрязнения, отличающихся количеством выделяемых классов, перечнем используемых показателей качества воды, нормативными значениями этих показателей, их группировкой, методами интерпретации результатов мониторинга и т.д. Самые ранние классификации степени загрязнения водных объектов (например, разработанная Королевской комиссией в Великобритании в 1912 г.) оценивали качество вод по показателям, которые позволяли судить о влиянии на водоемы и водотоки основного в то время источника загрязнения - бытовых сточных вод. По этому же принципу, по существу, была создана в начале века Р. Кольквитцем и М. Марсоном известная классификация пресных вод по степени сапробности (гр. sapros - гнилой), характеризующая загрязненность вод органическими веществами (использованы индикаторные виды гидробионтов) [270].
Следовательно, предельные значения отдельных показателей даже для водных объектов, используемых в качестве источников хозяйственно-питьевого водоснабжения, несмотря на длительную историю и глубину изучения вопроса, существенно отличаются в различных нормативных документах, что свидетельствует о крайней сложности проблемы нормирования качества поверхностных вод в различных регионах. Особенно трудно установить допустимые значения биологических характеристик, что обусловлено их значительной естественной изменчивостью и существенным отставанием в разработках методов их определения, унификации и стандартизации. Поскольку даже естественный химический состав вод по отдельным показателям часто не соответствует нормативным требованиям, для оценки фактического состояния водных объектов разработано множество классификаций их по степени загрязнения, включающих многие, как химические, так и биологические показатели. Чрезвычайно разнообразны количество и набор ингредиентов, по которым оценивается качество воды водного объекта. Используются показатели, характеризующие органолептические свойства поверхностных вод (температура, цвет, цветность, запах, привкус, мутность и др.); физико-химические свойства (рН, электропроводность, содержание солей и отдельных ионов, жесткость и т.д.); содержание веществ, потребляющих кислород (ХПК, БПК, перманганатная окисляемость и др.); содержание биогенных веществ (NH/, N02 , N03-, Р043" и др.); содержание растворенных газов (02, С02, H2S и др.); содержание вредных и токсических веществ (ионы тяжелых металлов, мик-рополлютанты и др.). В последнее время расширился набор санитарно-бактериологических показателей (общее число бактерий, число сапрофитных бактерий, термотолерантные и общие колиформные бактерии, сальмонеллы, колифаги, вирусы и др.). В связи с развитием экосистемного подхода резко увеличился и набор гидробиологических показателей (индексы сапробности и видового разнообразия, численность и биомасса различных форм планктона и бентоса, показатели эвтрофирования вод и мн. др.).
Наблюдаемое санитарное состояние водных объектов редко соответствует гигиеническим требованиям. Поэтому в качестве критерия при классификации их по степени загрязнения чаще всего используют степень превышения значений показателей качества воды их нормативных значений. Оценка качества воды предполагает одновременно оценку возможности ее использования для конкретного вида водопользования и необходимость той или иной степени очистки или обработки воды источника водопользования. Англия. С начала 90-х годов в Англии введены две системы: 1) классификация качества воды с позиций водопользования; 2) классификация фактического состояния водных объектов. Классификация по видам водопользования выделяет пять основных категорий: 1) питьевое водоснабжение; 2) промышленное и сельскохозяйственное водопользование; 3) водный спорт; 4) рыбоводство; 5) охраняемые водные экосистемы.
Используемые показатели качества воды характеризуют загрязнение водотока в основном бытовыми сточными водами и поверхностными стоками с сельскохозяйственных угодий. Поскольку большинство рек в Англии находится под антропогенным влиянием именно такого типа, то упомянутые показатели приняты за оптимальные.
Оценка степени загрязнения по биологическим показателям осуществляется на основании индикаторных беспозвоночных донных организмов (бентоса), которая позволяет выявить долговременные последствия загрязнения водоемов.
В Англии существуют тысячи стоячих водоемов, которые подвергаются антропогенному эвтрофированию, что приводит к их обмелению, увеличению рН, солесодержания и ухудшению качества воды. Оценка экологического состояния таких водоемов основана на сравнении его состояния до и после эвтрофирования по следующим двенадцати показателям: объем водных масс; глубина; электропроводность; прозрачность; рН; щелочность; содержание Са+; N06iu; N03 ; хлорофилл «а»; высшая водная растительность; состав популяций рыб. Состояние водоема до начала процесса эвтрофирования принимается за нормативное и устанавливается на основе базы данных многолетнего мониторинга и моделирования с помощью уравнений регрессии. В данном случае критерием служат не гигиенические нормативы, а естественное экологическое состояние экосистемы.
Последствия антропогенного эвтрофирования
Антропогенное эвтрофирование оказывает огромное влияние на формирование качества поверхностных вод. Водоросли играют двоякую роль: с одной стороны, являются активными агентами самоочищения, а с другой - при массовом развитии - причиной загрязнения воды и возникновения помех при различных видах водопользования, и прежде всего, в водоснабжении.
Массовое развитие микроскопических, особенно синезеленых водорослей до степени «цветения» ухудшает качество воды: изменяются органолеп-тические свойства (появляются запахи, привкусы, мутность, цветность, снижается прозрачность); увеличиваются БПК, ХПК, перманганатная окисляе-мость, рН, щелочность; появляются токсины и др. При ветровых скоплениях на некоторых участках акватории вода приобретает вид сметанообразной массы. Образующиеся при разложении водорослей гуматы (до 15 % от исходного количества водорослей) придают воде цветность, трудно устраняемую на водопроводах. Вода может приобретать и другие оттенки и окраску: зеленую, ржавую, красную, синезеленую и др. Возникновению неприятных привкусов и запахов при «цветении» воды посвящены многочисленные работы [8, 33, 35, 47, 129, 139]. При гибели си-незеленых водорослей появляются затхлые, землистые, плесневые и рыбные запахи [23]. Водоросли влияют и на многие другие показатели качества воды. Вспышка развития водорослей вначале увеличивает содержание в воде кислорода, при концентрации водорослей до 10 мг/л. Но, будучи продуцентами кислорода, водоросли являются и его потребителями. Так, синезеленая водо-росль Oscillatoria sp выделяет при фотосинтезе 8-14 г/м сут О2, а потребляет - 1,Ъ-\2,9 г/м сут. В ночные часы идет усиленное потребления кислорода на дыхание и окисление органического вещества. В водоемах иногда даже летом может отмечаться дефицит кислорода, что является причиной заморов рыб. В условиях дефицита кислорода и высокого содержания закисных форм железа происходит выпадение гидроокиси железа в водопроводной сети [291]. Следовательно, в период интенсивного развития водоросли из фактора самоочищения превращаются в фактор вторичного загрязнения. При цветении существенно увеличивается БПК воды, намного выше гигиенических нормативов. Отмечен также рост бикроматной и перманганат-ной окисляемости воды в период развития и отмирания водорослей [139]. Резко изменяется величина рН воды: в летнее время повышается до рН=9-11, а при отмирании и распаде водорослей происходит сдвиг в кислую сторону. В периоды «цветения» увеличивается щелочность, а содержание биогенов и железа снижается, но при отмирании фитопланктона содержание этих ингредиентов вновь увеличивается. В массовых скоплениях идут процессы брожения, при которых выделяются бутиловый спирт, уксусная, молочная и масляные кислоты и др.
В целом при разложении водорослей в пятнах «цветения» концентрация аммиака повышается примерно в 100 раз, ХПК - в 20—40 раз, содержание органического азота - в 30-150 раз, а фенолы в десятки раз превышают санитарные нормы. Если учесть, что при этом оптимизируются условия для развития кишечной патогенной микрофлоры, то понятно, что влияние антропогенного эвтрофирования на качество воды очень велико, которое при концентрации водорослей более 500 мг/л становится резко негативным. Следовательно, регулирование процессов эвтрофирования должно поддерживать развитие водорослей на оптимальном уровне, при котором они выполняют очистительные функции.
Особые опасения вызывает способность водорослей (особенно синезеле-ных) выделять токсические вещества. Появление так называемых «токсичных вод» в водоемах разного типа известно с древнейших времен. В литературе описано множество фактов гибели животных в результате отравления их сине-зелеными водорослями во время водопоя. При действии таких широко распространенных водорослей, как Microcystis, Anabaena, Nostoc, Aphanizomenon, Os-cillatoria на желудочно-кишечный тракт крупного рогатого скота, овец, лошадей, собак, уток и даже чаек, ветеринары отмечали сильную слабость, тошноту, рвоту. Действие этих же водорослей на нервно-мышечные ткани вызывало судороги, мигание глаз, частичный или общий паралич, летаргию, резкое понижение температуры и другие патологические симптомы.
Многие врачи связывают массовое развитие синезеленых в пресных водоемах с распространением холеры и полимиэлита. Это объясняется тем, что холерный вибрион и возбудитель полимиэлита предпочитают сильно щелочную среду, непригодную для других патогенных бактерий. Во время «цветения» рН воды поднимается до 10-12, что создает благоприятные условия для холерного вибриона. При обработке воды на водопроводных станциях активированным углем можно достичь лишь некоторого снижения токсичности. Коагулянты же на токсичность не влияют и даже при самой тщательной обработке на водопроводных станциях альготоксины могут обнаруживаться в питьевой воде. Следовательно, существует возможность попадания их в организм человека с питьевой водой.
Таким образом, «цветение» воды микроскопическими водорослями влияет не только на качество воды в водоемах, но и представляет собой серьезные помехи при водоснабжении. Многие авторы отмечают, что фильтрование, хлорирование или обработка воды коагулянтом не влияет на токсические свойства водорослей [139]. Качественный и количественный состав микронаселения в питьевой воде зависят прежде всего от санитарного состояния источника водоснабжения, а затем от технологии очистки и состояния очистных сооружений.
Во время нормальной работы водопроводных станций масса водорослей - не более 0,08 мг/л, а в периоды «цветения» она достигает 2,1 мг/л. После очистки количество водорослей снижается максимум на 70 %, а до 6 % клеток проскакивают в резервуары чистой воды.
Некоторые водоросли при коагулировании образуют очень мелкие и плохо оседающие хлопья, и большая часть планктона выносится на фильтры. Медленные фильтры более полно устраняют водоросли, чем скорые. Однако забиваются водорослями как медленные, так и скорые фильтры, что требует значительно больших затрат на очистку. При увеличении скорости фильтрования увеличивается проскок водорослей. Если скорость увеличить с 3 до 10 м /час, то проскок водорослей возрастает в 2 раза. Количество задержанных клеток зависит также от времени фильтрования: через 40 мин. проходит 25 %, через 6-8 часов - 52 %, через 20 часов - 58 %, а через 45-50 часов - 67 %. При большом количестве водорослей поры фильтров забиваются так быстро, что фильтрованной воды едва хватает на промывание установок и фильтры выходят из строя. Резкая потеря напора в таких случаях приводит к уменьшению фильтроцикла и увеличению числа промываний. Например, на одной из станций Донбасса в период «цветения» фильтры приходилось промывать 43 раза в сутки, расход промывной воды достигал 15 % от производительности станции, а длительность фильтрации снижалась до 45 мин. [139]. Для работы фильтров большое значение имеет также величина клеток водорослей, т.е. видовой состав фитоценоза.
Кроме чисто механических помех большие трудности вызывают труд-ноустраняемые запахи и привкусы, вызываемые гниющей растительностью. Водоросли, осевшие на фильтрах и попавшие в сборный резервуар, кроме того, могут быть хорошим субстратом для бактерий. Борьба с привкусами и запахами также связана с дополнительными затратами и замедлением очистки водопроводной воды.
Большое количество водорослей ухудшает не только физико-химические показатели качества воды, но может сделать ее неблагополучной и в эпидемиологическом отношении. Это объясняется тем, что оседающая в водопроводных сетях и сооружениях биомасса водорослей является хорошей средой для бактерий, даже после прохождения всех очистных сооружений и после хлорирования, а в слизистых оболочках синезеленых сохраняются жизнеспособные кишечные патогенные бактерии, вирусы и сальмонелла.
Для удаления водорослей рекомендуется перед водозабором строить емкости для предварительной обработки воды альгицидами, активированным углем или коагулянтами. Для дезоодорирования рекомендуется также принудительная аэрация воды. На водопроводных станциях применяются специальные микрофильтры - микропроцеживатели перед фильтрами. На одной из водопроводных станций микрофильтры снизили число промываний фильтров с 1074 до 262, а продолжительность работы между промываниями увеличили с 14 до 52 часов [139].
Разработка новых интегральных показателей эвтрофирования на основе данных гидрохимического мониторинга
Как сказано выше, фундаментальной характеристикой любых природных систем является соотношение скоростей процессов образования (продукционных процессов) и разложения (деструкционных процессов) органических веществ. При образовании органических веществ в них аккумулируется солнечная энергия в виде потенциальной энергии химических связей (фотосинтез), а при их разложении накопленная энергия выделяется. Кинетический баланс продукции и деструкции отражает состояние биотического баланса, а, следовательно, и трофического состояния водных экосистем.
Следовательно, интегральный показатель трофического состояния водной экосистемы должен отражать итог продукционно-деструкционных процессов.
В свою очередь, изменение сбалансированности продукционно-деструкционных процессов приводит к изменению многих гидрохимических характеристик состава воды, измерение которых доступно и просто. В работе исследована возможность использования для оценки трофического состояния поверхностных вод трех показателей: характеристик окислительно-восстановительных условий «Eh» или «гН2»; предложенных автором комплексного показателя уровня трофности «LT» (Level of trophical) и интегрального показателя - индекса трофического состояния «ITS» (Index of trophical state).
Показатели окислительно-восстановительных условий в водоеме (редокс-потенциал Eh, гН2) привлекают внимание в связи с тем, что измеряются электрометрическими методами, легко поддающимися автоматизации. В то же время они могут отражать сбалансированность продукционно-деструкционных процессов, которые представляют собой сложную цепь окислительно-восстановительных реакций. Поэтому для оценки возможности использования Eh и гІІ2 в качестве индикаторов состояния биотического баланса были рассчитаны (по уравнению Нернста) величины Eh и гН2 в различных участках Невской губы.
В течение года в Невской губе Eh колебался от 0,159 В до 0,415 В, а гН2 - от 24 до 28,6, что свидетельствует о преобладании продукционных процессов (эвтрофировании) и подтверждается всеми другими данными. Однако, эти показатели недостаточно чувствительны, так как их значения определяются прежде всего взаимодействием окислителей и восстановителей, поступающих с загрязняющими веществами антропогенного происхождения.
Вся акватория Невской губы в целом характеризуется предложенным показателем как мезотрофный водоем, но с различной степенью развития процессов эвтрофирования в центральной транзитной части (куда сбрасываются сточные воды ЦСА) и в прибрежных зонах. В центральной части среднее значение LT=3,3; а в прибрежных зонах LT=3,7. В мелководном районе восточной части Финского залива состояние обследованной части акватории в среднем также приближается к эвтрофному (Г=3,7). При этом пляжные зоны являются опасными очагами эвтрофирования (ХГ=4,4), особенно пляжи Зеленогорска (LT=4,6).
Сделанные выводы полностью подтверждаются данными других исследователей, работавших традиционными методами [43, 48, 88 и др.]. Преимущество предложенного показателя в меньшей трудоемкости химического мониторинга, на основе которого он рассчитывается, по сравнению с гидробиологическими исследованиями. Показатель был использован также для оценки трофического состояния залива Залер и Нарвского залива Балтийского моря [137].
Показатель трофического состояния - ITS (Index oftrophical state) основан на теоретическом положении о том, что нарушение продукционно-деструкционного баланса приводит прежде всего в любой экосистеме к изменению соотношений концентраций кислорода (() и углекислого газа (СО2). Когда скорости разложения (деструкции) опережают скорости образования (продукции) органических веществ, концентрация СО2 в окружающей среде возрастает, а концентрация Ог падает, и наоборот. Увеличение содержания СО2 в атмосфере на 0,002-0,003 %, например, может приводить к «парниковому эффекту», снижению ( в биосфере и изменению климата. Следовательно, соотношение концентраций СОг и Ог отражает соотношение скоростей процессов продукции и деструкции, т.е. состояние биотического баланса в экосистемах, что следует из схемы уравнения фотосинтеза.
При нарушении биотического баланса при эвтрофировании (увеличении скорости продукции органического вещества) концентрация СОг уменьшается или СОг вовсе исчезает, а рН превышает значение рН . При токсическом загрязнении или недостатке биогенных веществ картина может быть противоположной. То же происходит в зимний период (при отсутствии фотосинтеза), когда СОг накапливается, а рН воды понижается. Одновременно, при этих процессах соответственно увеличивается или уменьшается насыщение воды кислородом: при интенсивном фотосинтезе больше 100 %, а при его торможении меньше 100 %.
Ограничение поступления биогенных веществ из рассеянных источников
Проблема загрязнения водных объектов биогенными веществами, поступающими с рассеянным диффузным стоком, особенно с сельскохозяйственных водосборов, относится к наиболее трудно решаемой, так как при относительно низких концентрациях объемы поступления биогенов могут быть огромны и составлять львиную долю внешней нагрузки. В этих случаях все дорогостоящие мероприятия по оборотному водоснабжению, очистке и до-очистке сточных вод и др. не дадут желаемого эффекта.
Научным основам, методам и технологиям охраны водных ресурсов от потоков биогенных веществ с мелиорируемых и сельскохозяйственных водосборов посвящен ряд исследований, в том числе докторских диссертаций [83, 92,99,106, 107,112 и др.], разработаны многие рекомендации ЕС и Хелкома [110-120].
Сток биогенных веществ с водосборов сельскохозяйственных объектов в водоемы и водотоки возрастает с увеличением процента распаханно-сти земель, мелиоративного их освоения, применения удобрений, строительства животноводческих комплексов и др. [106].
В регионе Балтийского моря (по оценкам Хелкома) по количеству биогенов, поступающих от навозохранилищ,, использования навоза на полях, от вымывания азота и эмиссий фосфора с сельскохозяйственных угодий, от животноводческих ферм лидирующее положение занимает Польша [111-114]. В то время, как в поступлении биогенов от морских рыбоводческих ферм, например, виновата Финляндия [117].
Для оценки роли аграрного производства в биогенном загрязнении окружающей среды в первую очередь выясняются источники поступления и пути миграции питательных веществ. Объекты сельского хозяйства представляют собой рассредоточенные в пределах водосборного бассейна источники, которые также подразделяются на точечные (животноводческие фермы) и площадные - диффузные. Последние относятся к нестационарным, сезонным источникам биогенной нагрузки, действующим в основном в вегетационный период: от начала весеннего снеготаяния до прекращения стока в осенний период. Основные виды загрязняющих веществ: минеральные и органические удобрения, навоз и навозная жижа, торфокомпосты, сточные воды. Количество удобрений и концентрация в них биогенов различны, поэтому все характеристики приводят к единому показателю, удобному для дальнейших расчетов. Такими показателями в практике обычно являются количество действующего биогенного вещества в удобрениях и удельное количество их, вносимое ежегодно на 1 га (табл. 4.13).
В биотическом круговороте веществ агроландшафтов происходят естественные потери биогенных элементов: азота - в процессах денитрификации, выщелачивания и улетучивания; фосфора - только при выщелачивании. Потери элементов питания зависят от механического состава и типа почв, биологических особенностей засеваемых культур, влажности и других особенностей микроклимата.
Коэффициент использования растениями азота из органических удобрений составляет до 30 %, а из минеральных - до 50 % в год их внесения. Оставшийся азот теряется: улетучивается, выщелачивается и аккумулируется в микроорганизмах. Аммиачный азот вымывается меньше, чем его нитратные формы. Для Северо-Запада Российской Федерации этот составляет 10-20 кг/га.
Потери фосфора в биотическом круговороте определяются степенью накопления его в почве и вымыванием из нее легкорастворимых соединений, поступающих в водные объекты (различные фосфаты, участвующие в равновесии между твердыми фазами и почвенным раствором). Вымывание фосфатов зависит от рН и агроструктуры ландшафта: для пашни — от 0,5 до 1,8 кг/га, для пастбищ - от 0,2 до 0,5 кг/га, для лесов - от 0,1 до 1,1 кг/га, для других земель - от 0,2 до 1,5 кг/га.
Вымываемые биогенные вещества мигрируют в пределах водосбора, основными факторами, влияющими на их миграцию, являются: 1) средневзвешенный поверхностный склоновый сток; 2) водность года; 3) удаленность угодья от уреза воды; 4) нарушение технологии использования удобрения.
Организационно-хозяйственные мероприятия включают, в основном, планирование сельскохозяйственных производств в водосборах водных бассейнов с обязательным учетом загрязнения водоемов и водотоков биогенными веществами. На стадии проектирования землеустройства должны соблюдаться соотношения: пашня - лес - луг и т.д. по отношению к водному объекту. Необходимо тщательное обоснование выбора мест для животноводческих комплексов с целью охраны водоемов от прямого поступления биогенных веществ, т.е. должны соблюдаться рекомендации, в первую очередь Хелкома, по проектированию систем хранения, удаления, переработки, обезвреживания, транспортирования и использования навоза [110-114, 118]. Важнейшим условием является повышение общего уровня сельскохозяйственного производства, соблюдения агротехнических правил и норм, снижение потерь всех видов удобрений в технологической цепи: производство -транспорт - хранение - внесение - заделка. Необходимо также снижать водную и ветровую эрозию почв, что возможно решить только комплексными гидротехническими, лесомелиоративными и агротехническими мероприятиями.
Гидротехнические и гидромелиоративные сооружения включают в себя строительство наряду с накопителями, полями орошения и фильтрации, буферными рыбоводческими прудами и др. также и очистных сооружений (рис. 4.17) [106].
Технологическая схема комплексных водоохранных мероприятий: I -свиноводческий комплекс; 2 - система очистных сооружений; 3 - завод торфокомпостов; 4 - накопитель осветленных стоков; 5 - смеситель; 6 -поля орошения; 7 - буферные пруды; 8 - рыбоводные пруды; 9 - озеро (водохранилище, река и др.)
Эффективным мероприятием является формирование разветвленной эко-технической искусственной гидрографической сети (ИГС), включающей различные по типоразмерам и функциональному назначению каналы открытой мелиоративной сети, канализационные водоприемники, пруды и водохранилища, системы ливневой канализации населенных пунктов, дорог и объектов инфраструктуры сельскохозяйственного производства. Канализованность территории в этом случае увеличивается в десятки раз, а хозяйственная деятельность оказывает влияние на водные объекты не более, чем в водоохранных зонах, где она строго регламентирована (рис. 4.18) [172].
1. Компактность размещения животных, что подразумевает соблюдение баланса между количеством животных, содержащихся на ферме, и размерами земельных участков, на которых разбрасывается навоз. Максимальное количество животных должно быть точно рассчитано исходя из содержания Р и N в навозе и потребностей в них зерновых культур. Минимальный объем навозохранилища должен обеспечивать его хранение в течение 6 месяцев, а навозная жижа должна быть обработана и закрыта, чтобы эмиссия NHj была минимальной.
2. Сточные воды должны собираться и направляться в хранилища или на очистные сооружения.
3. Органические удобрения (навоз, компосты и др.) не должны вноситься на замороженную, переувлажненную почву или снег. Удобрения следует вносить сразу после таяния снега для уменьшения потерь биогенов.
4. Нормы внесения биогенных веществ не должны превышать необходимые для получения хорошего урожая потребности зерновых культур и должны учитывать: состояние и тип почвы; содержание в них биогенных веществ; наклон рельефа; климатические условия и ирригацию; условия землепользования и севооборота; другие возможные источники поступления биогенных веществ.
