Оценка экологического риска для речной экосистемы с применением методов биотестирования и биоиндикации на основе анализа критических нагрузок
На правах рукописи
Рева Екатерина Владимировна ОЦЕНКА ЭКОЛОГИЧЕСКОГО РИСКА ДЛЯ РЕЧНОЙ ЭКОСИСТЕМЫ С ПРИМЕНЕНИЕМ МЕТОДОВ БИОТЕСТИРОВАНИЯ И БИОИНДИКАЦИИ НА ОСНОВЕ АНАЛИЗА КРИТИЧЕСКИХ НАГРУЗОК Специальность 03.02.08 – экология (биология)
АВТОРЕФЕРАТ
диссертации на соискание ученой степени кандидата биологических наук
Владимир 2011 Диссертация выполнена на кафедре экологии Обнинского института атомной энергетики Национального исследовательского ядерного университета «МИФИ».
Научный руководитель – доктор биологических наук, профессор Сынзыныс Борис Иванович Научный консультант – кандидат технических наук, доцент Мирзеабасов Олег Ахметбекович Официальные оппоненты – доктор химических наук, профессор Амелин Василий Григорьевич, кандидат биологических наук, доктор педагогических наук, профессор Наумова Наталья Николаевна Ведущая организация – Институт проблем мониторинга окружающей среды НПО « Тайфун»
Защита диссертации состоится 9 декабря 2011 года в 14–00 часов на заседании диссертационного совета ДМ 212.025.07 при Государственном образовательном учреждении высшего профессионального образования «Владимирский государственный университет имени Александра Григорьевича и Николая Григорьевича Столетовых (ВлГУ)» по адресу:
600000, г. Владимир, ул. Горького, 87, ВлГУ, факультет химии и экологии, диссертационный совет ДМ 212.025.07.
С диссертацией можно ознакомиться в библиотеке ВлГУ.
Отзывы на автореферат в двух экземплярах, заверенные печатью, можно присылать по адресу: 600000, г. Владимир, ул. Горького, 87, ВлГУ, кафедра экологии.
Автореферат разослан _ 2011 года
Ученый секретарь диссертационного совета, кандидат биологических наук Мищенко Н.В.
ОБЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА РАБОТЫ
Актуальность темы исследования Решение проблем, связанных с изучением антропогенных трансформаций и нахождением предельных нормативов для экосистем, обозначается термином «экологическое нормирование».
Нормирование водоема по санитарно-гигиеническим показателям (ПДК, ПДУ) оказалось неэффективным в целях защиты экосистемы реки (Сынзыныс Б.И. с соавт., 2005). Поэтому все более актуальными и востребованными становятся методы, основанные на использовании нормативов экологических. В рамках экологического нормирования экологический риск является инструментом для нахождения предельных нагрузок на экосистему.
Экологический риск – вероятность возникновения отрицательных изменений в окружающей природной среде, или отдалнных неблагоприятных последствий этих изменений, возникающих вследствие отрицательного воздействия на окружающую среду (ГОСТ.., 2005). А любое отрицательное воздействие, в свою очередь, приводит к нарушению устойчивости экосистемы.
Одним из показателей устойчивости среды к воздействию антропогенных факторов являются величины критических нагрузок, рассчитываемые для различных поллютантов (Башкин В.Н., 2007).
На сегодняшний день методы экологического нормирования на основе оценки рисков для водных экосистем малых рек разработаны недостаточно, что и определяет актуальность темы данного исследования.
Цель работы – оценка экологического риска в зоне функционирования станции водоочистки на основе анализа критических нагрузок на водную экосистему.
Основные задачи исследования:
1. Выбор приоритетных загрязнителей по результатам физико-химического анализа речной воды.
2. Оценка токсичности сбрасываемых стоков и речной воды в районе сброса очистных сооружений по показателям объектов биотестирования.
3. Выявление среди видов высших растений и беспозвоночных кандидатов на роль референтных видов на основе данных биоиндикационных исследований.
4. Моделирование процессов, происходящих в водной среде, с помощью изучения раздельного и сочетанного действия тяжелых металлов на биологические виды.
5. Оценка экологического риска для экосистемы р. Протва на основе анализа критических нагрузок приоритетных загрязнителей.
6. Оценка риска для здоровья человека, связанного с потреблением питьевой воды из водозаборов, находящихся вблизи загрязненного водного объекта.
Положения, выносимые на защиту:
1. Концепция выбора референтных видов из представителей флоры и фауны применительно к оценке экологического риска для экосистемы реки.
2. Количественная оценка экологического риска, связанного со сбросами очистных сооружений, на основе величин критических нагрузок поллютантов.
Научная новизна Впервые разработаны и апробированы новые методические подходы к нормированию экосистем на основе концепции референтных видов, а также на основе количественной оценки экологического риска, развивающей положения методологии критических нагрузок поллютантов. Впервые выполнен расчет величин критических нагрузок тяжелых металлов и соединений азотной группы веществ и их превышений для водной экосистемы реки (в границах зоны техногенного воздействия очистных сооружений).
Практическая значимость Результаты работы могут быть использованы для последующих исследований и решений конкретных задач биомониторинга на станциях водоочистки на малых реках.
Разработанные методические подходы, описанные в методическом пособии для студентов и аспирантов «Оценка экологического риска с помощью анализа критических нагрузок на экосистемы», используются для преподавания дисциплины «Техногенные системы и экологический риск» в ОГТУ ИАТЭ и позволяют выполнять количественную оценку воздействий на экосистемы, связанных с деятельностью производственных объектов, строительство и эксплуатация которых сопровождается поступлением в окружающую среду соединений веществ азотной группы и тяжелых металлов.
Апробация работы Материалы диссертационной работы были представлены на конференциях «Экология человека: концепция факторов риска, экологической безопасности и управления рисками», Пенза, 2008 г.;
«Мониторинг природных экосистем», Пенза, 2008;
3-ем Съезде токсикологов России, Москва, 2008;
Международной научно-практической конференции «Водные и лесные ресурсы России: проблемы и перспективы использования, социальная значимость», Пенза, 2009 г.;
Региональных научных конференциях «Техногенные системы и экологический риск – 2009, 2010, 2011», Обнинск, 2009, 2010;
Международной конференции «Биологические эффекты малых доз ионизирующей радиации и радиоактивное загрязнение среды», Сыктывкар, 2009 г;
Научно-практической конференции «Современные проблемы контроля качества природной и техногенной сред», Тамбов, 2010 г., Научной сессии МИФИ, Москва, 2011 г.
Публикации. По теме диссертации опубликовано 17 работ, из них 4 статьи в журналах, рекомендованных ВАК Минобрнауки РФ.
Объем и структура диссертации. Диссертация состоит из введения, 3 глав, выводов, списка литературы и приложения.
Работа изложена на 146 страницах машинописного текста, включает 44 таблицы и 34 рисунка. Библиографический список содержит 158 отечественных и 47 зарубежных источников.
Искреннюю благодарность и глубокую признательность автор выражает Б.И.
Сынзынысу, д.б.н., профессору кафедры экологии ИАТЭ НИЯУ МИФИ за ценные идеи и методическую поддержку.
Автор признателен к.б.н. М.М. Рассказовой за предоставление некоторых результатов полевых исследований;
к.т.н. Мирзеабасову О.А., к.б.н. Рогуленко А.В.
за помощь в обработке данных исследования.
КРАТКОЕ СОДЕРЖАНИЕ РАБОТЫ
Во введении обоснована актуальность темы диссертационной работы, изложены цель и задачи исследования, сформулированы защищаемые положения, обоснованы научная новизна и практическая значимость полученных результатов, отражена степень их апробации на научных мероприятиях и в публикациях.
Глава 1 посвящена обзору литературных данных о современном состоянии проблемы нормирования водных экосистем, а также рассмотрены основные принципы и методы оценки экологических рисков, связанных с загрязнением экосистемы реки в процессе эксплуатации станции водоочистки.
В главе 2 дана характеристика объекта исследования, методические аспекты химических и биологических методов оценки токсичности речной экосистемы, а также подходы к оценке экологического риска с помощью анализа критических нагрузок на экосистемы и риска для здоровья человека, с вязанного с употреблением воды, загрязненной сточными водами.
В качестве объекта исследования выступал участок реки Протва (Калужская область) в районе функционирования очистных сооружений (ОС) города Обнинска и окрестностей (городские ОС, ОС ГНУ ВНИИСХРАЭ, п. Трубино в районе сброса ОС г. Жукова).
Оценка генотоксических эффектов в сточных и природных водах методами биотестирования Цитогенетический анализ проводили по стандартной методике (Паушева З.В., 1974), при этом учитывались два показателя, а именно:
митотический индекс (МИ), представляющий собой отношение делящихся клеток к общему числу клеток, выраженное в процентах и частота аберрантных клеток (ЧАК). Количественный учет аберраций хромосом проводили в анафазе и ранней телофазе первого деления, выражая в процентах (соотношение числа измененных анателофаз к общему числу просмотренных).
Гидробиологическая оценка состояния реки Протва Для определения состояния водоема были использованы методы Ф. Вудивиса и флуктуирующей асимметрии листьев растений и др.
В методе Ф. Вудивиса учитывалось индикаторное значение отдельных видов (таксонов) и изменения разнообразия фауны в условиях загрязнения. Принцип метода состоял в том, что определение биотического индекса по системе Ф.
Вудивиса велось по рабочей шкале, в которой использована наиболее часто встречаемая последовательность исчезновения индикаторных организмов зообентоса по мере увеличения загрязнения (Мелехова О.П с соавт., 2007).
Принцип метода флуктуирующей асимметрии основывался на выявлении нарушений симметрии развития листовой пластины водных и околоводных растений под действием антропогенных факторов (Рассказова М.М., 2009, Стрельцов А.Б., 2003).
Анализ критических нагрузок по зависимости «доза-эффект» В русле данного подхода (Воробейчик Е.Л., 2004), предельная нагрузка представляет собой особую критическую область (точку) на кривой доза-эффект, связывающей входные (нагрузки) и выходные (отклики экосистемы) параметры.
При этом в реакции экосистемы на антропогенное воздействие характерна ярко выраженная пороговость, соответствующая переходам системы на разные уровни развития – от стабильного к импактному. Критические точки в данном случае – это точки перехода системы на данные уровни.
Входные нагрузки (концентрации загрязняющих веществ Ci) были представлены в виде агрегационных индексов, рассчитанных по формуле:
I = C1 / ПДК1 + C2 / ПДК2 +….Cn / ПДКn. (3) При расчете агрегационных индексов для тяжелых металлов также учитывались коэффициенты пересчета концентрации металлов, учитывающие часть металла, находящегося в несвязанной ионной, токсичной для биоты форме (согласно данным Моисеенко Т.И., 2006).
В качестве экосистемных параметров использовались биотический индекс Ф.
Вудивиса, а также коэффициент флуктуирующей асимметрии референтного вида Nuphar lutea.
В качестве аппроксимирующего зависимость доза-эффект уравнения регрессии во всех случаях использовалась логистическая функция вида:
A – a y = ------------ + a0 (4) 1+e+x где у - оценка параметра (эффекта), х - оценка нагрузки,, коэффициенты, ао – минимальный уровень у, А – максимальный уровень у.
Коэффициенты логистического уравнения определяли традиционным методом наименьших квадратов. После линеаризации уравнения с помощью логарифмирования логистическое уравнение преобразовывалось в уравнение прямой, коэффициенты которой (, ) находились с помощью компьютерной программы R (R Development…, 2010).
Для нахождения координат критических точек функции необходимо приравнять нулю ее производные разных порядков и решить полученные уравнения относительно х. Если ограничиться анализом второй и третьей производных, то выделяются три критические точки - «верхняя», «средняя» и «нижняя» (хв, хс и хн ). Их координаты легко находятся аналитически через значения коэффициентов:
хв = (-+ln(2-3))/ ;
yн = (A – a0)/ (3-3)+a0, (5) хс = - / ;
yн = ( A – a0)+ a0, (6) хн = (-+ln(2+3))/ ;
y н = (A – a0)/ (3+3)+a0. (7) Верхняя критическая точка - это «начало», а нижняя - «конец» быстрых изменений в экосистеме под воздействием различных негативных факторов.
Средняя точка представляет собой величину, аналогичную полулетальной дозе или полулетальной концентрации (LD50, LC50).
Анализ критических нагрузок расчетным способом Соединения азотной группы Для азота массовый баланс в водоеме выражается следующим образом (Manual.., 2004):
Nrunoff = Nin + Nret, (8) где Nrunoff – критическое вымывание азота;
Nin – полное количество азота, поступившее в водоеме;
Nret – количество азота, удерживаемое в водоеме.
Удержание азота принимается пропорциональным поступлению иона в реку:
Nret = N Nin, (9) где N – безразмерный коэффициент удержания, 0 N Таким образом, массовый баланс азота становится:
Nrunoff = (1- N) Nin. (10) Коэффициент удержания для азота моделируется кинетическим уравнением(Manual.., 2004):
N = sN / (sN+ Q/r), (11) где sN – коэффициент чистого массового переноса, по расчетным данным (Manual.., 2004) составляет 2-8 м/год.
Критическое вымывание азота можно рассчитать по следующей формуле:
Nrunoff = Q[Ncrit], (12) где Q – расход воды в реке, м3/год;
[Ncrit] – критическая концентрация азота в воде или ПДКр.х., мг/м В итоге получаем уравнение для расчета критической нагрузки питательного азота (то есть азота, оказывающего влияние на питательный статус экосистем):
CL(N)= Q[Ncrit] / (1- N). (13) Тяжелые металлы (Cu, Zn, Ni) Упрощенная модель массового баланса тяжелых металлов для реки выглядит следующим образом(Manual.., 2004):
CL(M) = Mu + Mlo. (14) Чистое поглощение металла биомассой растений на водосборе и в реке:
Mu = Yha + [M] ha, (15) где Yha – урожайность биомассы (кг/га в год);
[M] ha – содержание металла в биомассе (г/кг с.в.) Вынос металла с латеральным стоком воды:
Mlo = Qlo*[M] tot,sw, (16) где Qlo – расход воды с площади водосбора, годовой сток (м 3/год);
[M] tot,sw – критический предел полной концентрации или, согласно Башкину В.Н. (2003), ПДКр.х. (мг/м3).
Расчет и оценка экологического риска Превышение величины критических нагрузок представляет собой разность между величиной экспозиции и безопасным уровнем воздействия (Х):
Ех (Х) = Хdep- CL(X). (17) Величина воздействия на экосистемы оценивалась в виде отношения площади рецепторных участков с превышениями КН к общей площади участков каждой группы. Таким образом выявлялся ареал с превышением КН.
На основании значений Ех(Х) рассчитывают вероятность превышения значений КН в виде:
Pi (Ex(X)) 0. (18) Площади рецепторных участков вычислялись с помощью ГИС-технологий.
Для каждой группы рецепторных участков вычислялась функция экологического риска (Rx), которая представляет собой распределение:
Rx = F(M) =P(px M), (19) где Р – вероятность;
px – случайная величина, которая характеризует относительную площадь ареала превышения КН (М (Е х(Х)) 0).
При расчете риска в данной работе был принят единый критерий приемлемости величины техногенного воздействия – 95% защищенность экосистем (площадь ареала превышений КН не должна занимать более 5% от общей площади групп рецепторных участков).
Оценка риска для здоровья человека При расчете потенциального канцерогенного риска (Risk) использовался подход Американского агентства по охране окружающей среды (EPA US) (Онищенко и др., 2002, Сынзыныс Б.И. с соавт., 2005):
Risk=URADD (20) где UR – единица риска, определяемая как фактор пропорции роста риска в зависимости от величины действующей концентрации (дозы);
ADD – среднесуточная доза.
(21) ADD=(CCREDEF)/(BWAT365), где C – концентрация вещества, мг/л;
СR – скорость поступления (среднее количество потребляемой питьевой воды в сутки, 3 л/сут);
EF – частота воздействия, сут/г (при расчетах EF=365);
ED – продолжительность воздействия, год;
BW – масса тела человека, 70 кг;
АТ – период усреднения экспозиции, лет (при расчетах AT=ЕD, год);
365 – число дней в году.
Оценка потенциального неканцерогенного риска проводилась через вычисление коэффициента опасности для неканцерогенных эффектов (НQ, чем больше величина НQ превосходит единицу, тем более значительную опасность может представлять анализируемое воздействие):
HQ=ADD/RFD, (22) где RFD – референтная (базовая) доза, при действии которой на человеческую популяцию, включая ее чувствительные подгруппы, не создается риск развития каких-либо уловимых вредных эффектов в течение всего периода жизни человека;
В главе 3 представлены результаты апробации предлагаемых подходов к оценке рисков.
Выбор приоритетных загрязнителей на основе оценки экологического состояния реки Для объективного анализа состояния р. Протва в районе г. Обнинска и окрестностях автором были изучены данные Росгидромета, некоторые литературные источники (напр., Силин И.И., 2003), собственные исследования, а также отчетная документация очистных сооружений г. Обнинска, г. Жукова и химико-бактериологической лаборатории станции водоочистки ГНУ ВНИИСХРАЭ с 1940 по 2010 гг.
Анализ данных дает основание предполагать о серьезном загрязнении водоема на рассматриваемом участке. Так, в последние 10 лет отмечаются стабильные превышения допустимых уровней биологического потребления кислорода (БПК5), ионов аммония, нитратов, железа общего, фосфатов, тяжелых металлов (меди, цинка, никеля). В некоторых точках имеются превышения концентраций нефтепродуктов и АПАВ (в районе сброса ОС г. Обнинска).
Отмечено, что на протяжении всего исследуемого участка наблюдается пространственная неоднородность параметров качества воды, а также сезонная флуктуация состава вод.
По результатам анализа токсичности воды были выбраны приоритетные загрязнители. Многолетние наблюдения за состоянием р. Протва (с 1940 по 2009 гг.
(см. Приложение)) показывают, что таковыми являются тяжелые металлы (Zn, Cu, Ni), которые еще и оказывают сильное токсическое действие на биоту и обладают способностью к биоаккумуляции;
а также вещества азотной группы – ионы аммония, нитраты и нитриты.
Кроме того, данные вещества удовлетворяют критериям «приоритетности» (по Демидовой О.А., 2007):
• представляют потенциальную опасность для биоты, которая определяется их острым токсическим действием и способностью к биоаккумуляции (для металлов);
• природная обстановка, а именно, наличие в водоеме других, представляющих потенциальную опасность, поллютантов, усиливает токсическое действие приоритетных загрязнителей;
• имеют высокие концентрации в водоеме реки Протва относительно стандартов качества окружающей среды (в данном случае, ПДКр.х.).
В ряду приоритетных загрязнителей также могут быть использованы такие показатели, как железо, фосфаты и биологическое поглощение кислорода (БПК5), по концентрациям которых имеются превышения на протяжении всего периода исследований. Однако автором эти показатели не использовались в силу объективных причин. Так, по данным достоверных источников (Силин И.И., 2003) по железу имеются многолетние фоновые превышения на всем протяжении р. Протва, что затрудняет адекватную оценку качества вод и экологического и гигиенического риска. Данная аномалия, вероятно, связана с тем, что на загрязнение поверхностных вод оказывают влияние локальные тектонические структуры и возникновение на их стыках зон повышенной проводимости, которые обеспечивают гидравлическую связь поверхностных вод с подземными. Последние, в свою очередь, формируются также за счет восходящей фильтрации минерализованных вод из нижележащих горизонтов и интенсивного выщелачивания различных элементов, в том числе и железа, из водоносных пород.
Наряду с аммиаком и нитратами фосфаты также являются биогенными элементами, но использование последних менее целесообразно в силу того, что по многолетним наблюдениям превышения по азотной группе веществ более значительно.
Оценка генотоксических эффектов в сточных и природных водах методами биотестирования В ходе оценки установлено подавление деления клеток корневой меристемы лука: на протяжении всего исследования МИ достоверно уменьшался в неочищенной сточной и речной воде после сброса очистных сооружений по сравнению с контролем (рис. 1).
Возможным механизмом подавления деления клеток является образование различных структурных аберраций хромосом – хроматидных, хромосомных и геномных. Показано, что ЧАК достоверно увеличивалась по сравнению с контролем (рис.2). Особенно резкое увеличение доли аберрантных клеток отмечено в наиболее загрязненной сточной воде до очистки.
Следует отметить значительное усиление генотоксических эффектов в мае июне и сентябре-октябре, что показывает чувствительность тест-объекта к повышению концентраций токсичных веществ в реке в период после весеннего и осеннего паводка.
КОНТРОЛ 14 Ь Митотический индекс, % 10 Речн. ДО СБРОСА Речн.
4 ПОСЛЕ СБРОСА апр май июнь июль авг сент окт нояб дек Рис. 1. Митотический индекс корневой меристемы Allium cepa в речной воде до и после сброса сточных вод ГНУ ВНИИСХРАЭ (2008 г.) 2, КОНТРОЛЬ Частота аберрантных клеток, % Речн. ДО 1, СБРОСА Речн.
0, ПОСЛЕ СБРОСА апр май июнь июль авг сент окт нояб дек Рис. 2. Частота аберрантных клеток корневой меристемы Allium cera в речной воде до и после сброса сточных вод ГНУ ВНИИСХРАЭ (2008 г.) Говоря о подходе к оценке риска с применением концепции референтной биоты, следует отметить, что существенным недостатком для Allium cepa, при выборе его в качестве референтного, является то, что данные виды не относятся к биоте водоема, а, соответственно, исследования, проведенные in vitro, не в полной мере отражают степень антропогенной нагрузки на экосистему реки.
Гидробиологическая оценка состояния реки Протва методами биоиндикации В летний и осенний сезоны 2008-2009 гг. было проведено гидробиологическое исследование участка реки Протва с целью выделить кандидатов на роль референтных видов для последующей оценки экологического риска.
На протяжении всего изучаемого участка был определен референтный показатель – биотический индекс Ф. Вудивиса, необходимый для расчетов критических нагрузок.
В ходе анализа видового разнообразия зообентоса в районе очистных сооружений ГНУ ВНИИСХРАЭ установлено, что класс качества воды не изменяется до и после сброса сточных вод. После сброса исчезали некоторые представители как 3 – умеренно загрязненная (личинка поденки Potamanthus luteus), так и 4 классов – загрязненная (горошина речная Pisidium amnicum, пиявка улитковая Glossiphonia complanata). Тем не менее, по суммарному коэффициенту вода до сброса оказалась немного чище, чем после сброса.
По результатам исследования была выделена группа видов, относящихся к биоте реки Протва, которые предположительно могут рассматриваться в качестве референтных. К ним относятся: шаровка роговая Sphaerium corneum, малая ложноконская пиявка Heprobdella octoculata, битиния щупальцевая Bitinia tentoculata.
Выбор коснулся именно этих видов, так как они соответствуют большинству критериев, предъявляемых к референтным видам, а именно: являются типичными представителями фауны рассматриваемой географической области (средняя полоса России) и конкретной экосистемы (река Протва);
имеют высокую частоту встречаемости;
служат индикаторами рассматриваемого загрязнения;
являются многочисленными видами, обладают расширенным географическим ареалом;
легко доступны при отборе проб;
легко идентифицируются.
В ходе исследований водоема по оценке стабильности развития водных и прибрежных растений (показателю флуктуирующей асимметрии) были получены следующие результаты. Коэффициенты флуктуирующей асимметрии всех выбранных для исследования видов согласованно изменялись в ответ на загрязнение природной среды: в точках с предполагаемо высокой антропогенной нагрузкой (места сбросов очистных сооружений) значения коэффициентов достоверно увеличивались (табл.1). Наиболее значительно данный показатель увеличивался в районе сброса очистных сооружений Жуковского района Калужской области (п. Трубино) — в 3,2 раза (для Nuphar lutea, 2009 г.).
На всех рассмотренных участках реки и мезофиты Echinocystis lobata и Humulus lupulus, и гидрофиты Nuphar lutea и Potamageton lusens чувствительны к загрязнению реки. Однако следует предположить, что у гидрофитов чувствительность выше, так как эти растения постоянно контактируют с водой, что требуется для их нормального жизненного цикла. На растения же, обитающие в прибрежной зоне, воздействует не только химическое загрязнение водоема, но и рекреационная нагрузка в местах отдыха.
Признаком неблагоприятного состояния водоема может также являться отсутствие Рotamageton lusens ниже сбросов всех рассматриваемых очистных сооружений, и отсутствие Humulus Lupulus в районе очистных сооружений г.
Обнинска.
Таблица 1. Коэффициенты флуктуирующей асимметрии в точках пробоотбора, август Станция Potamogeton Nuphar lutea Humulus Echinocystis lusens lupulus lobata «Лужки» 0,018±0,002 0,047±0,002 не 0,052± 0, (перед Обнинском) встречается Обнинск, до очистных 0,014±0,001 0,046±0,002 не 0,037±0, сооружений встречается Обнинск, после очистных не не не 0,025±0, сооружений встречается встречается встречается ГНУ ВНИИСХРАЭ до очистных 0,032±0,0035 0,022±0,004 не 0,033±0, встречается ГНУ ВНИИСХРАЭ после не 0,027±0,005 не 0,038±0, очистных встречается встречается Трубино, до очистных 0,037± 0,007 0,013 ± 0,004 0,037±0,007 0,031±0, сооружений г. Жукова Трубино, после очистных не 0,042±0,006 0,039±0,006 0,039±0, сооружений г. Жукова встречается 1 км ниже с. Ильинское -* 0,010±0,003 - Троицкое 0,034± 0,013 0,030± 0,006 0,038 ± 0,006 0,035 ± 0, * - данные отсутствуют.
Среди рассматриваемых видов растений в роли референтного предпочтительнее рассматривать Nuphar lutea, основываясь на его индикаторных свойствах и достаточной устойчивости к действию поллютантов. Echinocystis lobata и Humulus lupulus также отвечают данным требованиям, однако ареал их распространения (на берегу, а не внутри водоема) вносит ряд неопределенностей в идентификацию источников загрязнения. Potamageton lusens обладает ярко выраженными индикаторными свойствами, однако его исчезновение в точках повышенного загрязнения делает затруднительным возможность оценить степень экологического риска.
Таким образом из всех рассмотренных видов в данной работе был выбран Nuphar lutea в силу его особенностей, описанных выше, а также из-за удобства интерпретации результатов воздействия загрязнений среды (безразмерный коэффициент флуктуирующей асимметрии).
Оценка экологического риска с помощью критических нагрузок на основе построения дозовой зависимости Анализ дозовых зависимостей (рис. 3, табл. 2) показал, что имеет место выраженная «ступенчатость», то есть реакция экосистемы на загрязнение не линейна, а имеет пороговый характер. Критические точки на данных кривых – это начало и конец быстрых изменений экосистемы и выхода ее на новое плато (перехода системы в иное, метастабильное, состояние).
Следует отметить, что имеется значительный разброс величин доли площади превышений КН в зависимости от выбора точки начала или точки конца «быстрых» изменений в экосистеме (табл. 2). При этом более адекватным истиному положению вещей получается риск, рассчитанный по КН конца «быстрых» изменений, характеризующих предел толерантности экосистемы.
Рис. 3. Зависимости «доза-эффект» для реакции биотического сообщества на разных участках реки Протва. Вертикальные линии здесь соответствуют КН на экосистему, мелкий пунктир – начало, крупный – конец «быстрых» изменений в экосистеме.
Таблица 2. Результаты анализа зависимости доза-эффект для различных параметров экосистемы реки Протва, 2008 г.
Критические нагрузки Доверительные Доверительные - точки начала / конца Параметры интервалы* интервалы* «быстрых» изменений в экосистеме, ед. ИТ ИТ (металлы) - Биотич. индекс -2,42 [-5,34;
-1,07] 6,60 [3,60;
16,71] 1,18 / 1, Ф.Вудивиса ИТ (азот) - Биотич. индекс -3,54 [-5,21;
-2,20] 2,54 [1,63;
3,62] 2,40 /6, Ф.Вудивиса ИТ (металлы) – Коэфф. флукт.
1,40 [0,03;
2,78] -0,44 [-0,78;
- 0,10] 0,87 /5, асимметрии ИТ (азот) – Коэфф. флукт.
2,07 [0,93;
3,21] -0,31 [0,44;
0,17] 3,34 /10, асимметрии Если опираться на классическое определение КН, как максимально недействующей нагрузки, точку конца «быстрых» изменений нецелесообразно использовать для определения экологического риска. Однако если предположить, что в начале резкого скачка значений параметров экосистема реки еще способна к самовосстановлению, а необратимые изменения начинаются после прохождения точки конца «быстрых» изменений, которые представляют собой переход в метастабильное состояние, уместней будет использовать последнее для определения экологического риска.
Таким образом, экологический риск для экосистемы р. Протва на рассматриваемом участке неприемлем вследствие превышения критерия приемлемости техногенного воздействия на 22% и более. Это позволяет спрогнозировать необратимые изменения в экосистеме на ближайшие годы, влекущие за собой нарушение баланса экосистемы, а именно: изменение численности живых организмов вплоть до сокращения, нарушение трофических связей и другие отклонения экосистемных параметров от нормального развития.
Анализ расчетных критических нагрузок Альтернативным способом нахождения критических нагрузок является расчетный метод, учитывающий статистические параметры экосистем, а также предельно допустимые концентрации поллютантов. Точные и оценочные исходные данные для расчета взяты их литературных источников (Силин И.И., 2005;
Власов Б.П. и др., 2002) (табл. 3).
Таблица 3. Исходные данные для расчета и критические нагрузки металлов (CLM) и азота (CLN).
Среднее Годовой Коэффи- содержание Площадь Расход прирост CLN, Участок реки циент металла в CLM, водозабора, воды Q, кг/га/го Nuphar Протва 9 удержания водных г/га/год тыс. км м /год10 д 2 lutea, растениях, N кг/га/год мг/кг Район ОС г.
2 0,34 0,98 8,0 790, Обнинска Район ОС ГНУ Zn – 57,5;
Ni – 2, Cu – 8,5;
ВНИИСХРАЭ 1, 3,5 0,6 0,97 9,35 789, (Спас-Загорье) ОС г. Жукова 3,9 0,66 0,98 15,4 790, (Трубино) Характеристика экологического риска При сравнении критических нагрузок с фактическими величинами загрязнения показано, что на данном участке р. Протва отсутствуют площади с превышениями критических нагрузок, полученных расчетным путем. В случае расчета критических нагрузок на основе построения дозовой зависимости величины техногенной нагрузки превышают установленный критерий приемлемости на 22 и более % (рис. 6, рис. 7). Таким образом, второй метод является намного более чувствительными и адекватным истинному положению вещей, чем первый.
Рис. 4. Величины превышений критических нагрузок металлов, определенных по дозовой зависимости относительно биотического индекса Ф. Вудивиса, над фактическими на участке р. Протва, по данным 2008 г.
Рис. 5. Величины превышений расчетных критических нагрузок металлов над фактическими на участке р. Протва.
Построение эмпирических функций распределения загрязнения по площади, полученных по экспериментальным данным (рис. 6), позволило получить вероятность (риск) превышения критических нагрузок, соответствующих началу и концу «быстрых» изменений в речной экосистеме (табл. 4).
Рис. 6 Функции экологического риска. Вертикальные линии здесь соответствуют критическим нагрузкам на экосистему, мелкий пунктир – начало, крупный – конец «быстрых» изменений в экосистеме.
Таблица 4 Вероятности превышений критических нагрузок для участка р. Протва от г. Обнинска до с. Ильинского, по данным 2008 г.
Анализ критических нагрузок на основе построения Анализ дозовой зависимости расчетных КН Группа рецепторных участков «Металлы- «Азот- Металлы- Азот- Азот Металлы Вудивис» Вудивис» Асимметрия Асимметрия общий Вероятность превышения КН (точка начала «быстрых» 99,68 99,68 100 99, изменений в экосистеме), % 0 Вероятность превышения КН (точка конца «быстрых» 46,1 45,8 26,80 26, изменений в экосистеме), % Оценка индексов опасности и канцерогенных рисков для здоровья человека При расчете риска сделано предположение о том, что загрязняющие стоки вещества могут обнаруживаться в подземных водах в результате инфильтрации, а затем попадают в систему питьевого водоснабжения. В реальной ситуации, конечно, стоки будут разбавлены природными водами, концентрация поллютантов будет снижена, часть веществ будет аккумулировано водными организмами и депонирована в ил.
Показано, что индивидуальный пожизненный риск возникновения канцерогенных эффектов для никеля превышает приемлемый уровень риска 10 -6, рекомендованный в публикациях ВОЗ (Онищенко Г.Г. и др., 2002) (Табл. 5).
Таблица 5. Результаты расчета риска канцерогенных эффектов никеля (Risk) и индекса опасности комплексного воздействия ионов металлов и веществ азотной группы (HI).
Водозаборы Risk (Ni)10-3 HI Жуковский (район п. Трубино) 1,1 1, Карповский (район ВНИИСХРАЭ) 0,2 0, Центральный (район г. Обнинска) 1,2 0, Анализ вероятности возникновения не канцерогенных эффектов, обусловленных содержанием в воде ионов металлов и веществ азотной группы, показывает, что для Жуковского водозабора риск не приемлем, поскольку коэффициент опасности больше 1. В остальных случаях риск развития не канцерогенных эффектов не вызывает беспокойства.
ВЫВОДЫ 1. По результатам физико-химического анализа выбраны приоритетные загрязнители, каковыми явились ТМ (медь, цинк и никель) и группа азотсодержащих веществ (нитраты, нитриты и аммиак).
2. Оценка токсичности сбрасываемых стоков и речной воды в районе сброса, включающая анализ фитотоксических эффектов и определение генотоксичного действия поллютантов показала заметное угнетение жизнедеятельности тест-объектов.
3. Гидробиологическое исследование участка реки Протва в местах наибольшей антропогенной нагрузки позволило выявить кандидата на роль референтного вида Nuphar lutea, основываясь на его индикаторных свойствах чувствительности к действию поллютантов. Интегральным показателем степени загрязнения речной воды является индекс Вудивиса.
4. Моделирование процессов, происходящих в водной среде, посредством изучения раздельного и сочетанного действия тяжелых металлов на тест-объекты, показало, что присутствие в воде одновременно двух и трех тяжелых металлов на уровнях ПДК для рыбо-хозяйственного и культурно-бытового назначения способствует уменьшению негативного влияния на частоту хромосомных аберраций в клетках меристемы лука (эффект антагонизма).
5. Оценка экологического риска с помощью анализа критических нагрузок проведена по зависимости «доза-эффект» и расчетным путем. Согласно первому подходу, величины техногенной нагрузки превышают установленный 5%-ый критерий, и экологический риск можно интерпретировать как неприемлемый.
Согласно второму – на выбранном участке реки Протва отсутствуют площади ареалов с превышениями критических нагрузок, и риск, соответственно, приемлем, что маловероятно.
6. Оценка риска для здоровья человека, связанного с потреблением питьевой воды из водозаборов, находящихся вблизи загрязненного водного объекта, показала, что индивидуальный пожизненный риск возникновения канцерогенных эффектов для никеля превышает приемлемый уровень во всех случаях. Вероятность же возникновения неканцерогенных эффектов, превышена в районе Жуковского водозабора.
Основные публикации по теме диссертации:
В изданиях из списка ВАК:
1. Рева Е.В., Рассказова М.М., Сынзыныс Б.И. Выбор информативных критериев при оценке экологического риска // Проблемы региональной экологии. – 2009. – №3. – С.146-150.
2. Рева Е.В., Рассказова М.М., Сынзыныс Б.И. Выбор критериев при оценке экологического риска в районе функционирования станции водоочистки // Бюллетень московского общества испытателей природы (отдел биологический). – М., 2009. – Том 114, выпуск 3. – С. 306-312.
3. Рева Е.В., Мирзеабасов О.А., Лаврентьева Г.В., Рогуленко А.В., Сынзыныс Б.И. Оценка экологического риска с помощью анализа критических нагрузок на водные экосистемы // Экология урбанизированных территорий. – 2011. – №1. – С.
78-85.
4. Рева Е.В., Сынзыныс Б.И. Оценка экологического риска для экосистемы реки Протва в районе функционирования очистных сооружений // Вестник Российского университета дружбы народов. – Серия: Экология и безопасность жизнедеятельности. – 2011. - № 3. – С. 28- 5. Лаврентьева Г.В., Рева Е.В., Сынзыныс Б.И., Мирзеабасов О.А., Рогуленко А.В. Технология оценки экологического риска для малой реки // Вестник Российской академии естественных наук. – 2011 – №4. – С. 38-44.
В других изданиях:
6. Сынзыныс Б.И., Момот О.А., Полякова И.В., Рева Е.В., Крючкова Л.М., Козьмин Г.В. Риск для здоровья при употреблении подземных вод, содержащих токсичные металлы и тритий / Сборник статей V Всероссийской конференции «Экология человека: концепция факторов риска, экологической безопасности и управления рисками». – Пенза, 2008. – С.152-155.
7. Рева Е.В., Сынзыныс Б.И. Определение эффективности функционирования станции водоочистки в зимне-весенний период / Сборник статей Всероссийской научно-практической конференции «Мониторинг природных экосистем». – Пенза, 2008. – С.159-160.
8. Рева Е.В., Сынзыныс Б.И. Токсикология экосистемы реки в районе функционирования станции водоочистки: выбор критериев оценки риска // Тезисы докладов 3-его Съезда токсикологов России. – М., 2008. – С.233-236.
9. Рева Е.В., Рассказова М.М., Сынзыныс Б.И. Комплексный подход при оценке экологического риска для экосистемы реки Протва // Вода: технология и экология.
– 2008. – №4. – С.15-20.
10. Рева Е.В., Сынзыныс Б.И. Эффективность использования тест-систем при оценке экологического риска / Сборник статей научно-практической конференции «Водные и лесные ресурсы России: проблемы и перспективы использования, социальная значимость». – Пенза, 2009. – С. 40-43.
11. Сынзыныс Б.И., Амосова Н.В., Рева Е.В., Полякова Н.П., Симакова И.М., Нецвет Н.В. К 100-летию открытия закона совокупного действия экологических факторов Э.А. Митчерлиха: закономерности совместного действия эссенциальных и токсичных металлов и радиации на растения на цитогенетическом уровне // Сборник статей международной конференции «Биологические эффекты малых доз ионизирующей радиации и радиоактивное загрязнение среды». – Сыктывкар, 2009.
– С. 371-373.
12. Рева Е.В., Рассказова М.М., Пивоварова А.А., Сынзыныс Б.И. Токсикология экосистемы реки в районе функционирования станции водоочистки: выбор критериев оценки риска / Материалы доклада Всероссийской научно-практической конференции «Современные проблемы контроля качества природной и техногенной сред». – Тамбов, 2010. – С.135-142.
13. Рева Е.В. Биотестирование генотипов Allium cepa на устойчивость к тяжелым металлам при их совместном и раздельном действии / Материалы докладов VII региональной научной конференции «Техногенные системы и экологический риск». – Обнинск, 2010. – С.111-114.
14. Рева Е.В. Концепция выбора референтных видов применительно к оценке экологического риска для водных экосистем // Вода: технология и экология. – 2010.
– №4. – С. 60-71.
15. Рева Е.В., Мирзеабаов О.А., Рогуленко А.М., Сынзыныс Б.И. Анализ критических нагрузок – основа для анализа экологического риска / Аннотация докладов Научной сессии МИФИ-2011. – М., 2011. – Том 1. – С. 85.
16. Рева Е.В., Сынзыныс Б.И. Оценка экологического риска для водных экосистем в условиях техногенного загрязнения / Материалы докладов VIII региональной научной конференции «Техногенные системы и экологический риск». – Обнинск, 2011. – С. 215-218.
17. Рева Е.В., Мирзеабасов О.А. Оценка экологического риска на основе анализа критических нагрузок на экосистемы: Мет. пособие по курсу «Техногенные системы и экологический риск». – Обнинск: ИАТЭ НИЯУ МИФИ, 2011. – 28 с.
18. Рева Е.В., Сынзыныс Б.И. Особенности экологического нормирования пресноводного водоема на основе оценки экологического риска// Вода: технология и экология. – 2011. – №1,2. – С. 10-18.