Глава 1. Эвтрофирование озер и водохранилищ 4 страница
Результаты статистического сопоставления рассчитанных значений ИК с показателями трофического состояния, для которых существуют количественные критерии типов трофности, представлены на рис. 1.4.
Рис. 1.4. Связи показателя ИК с характеристиками трофности водоемов.
Полученные тесные связи между рассматриваемыми характеристиками трофического состояния водоемов показывают эффективность использования результатов наблюдений за кислородным режимом водоемов для характеристики процессов эвтрофирования. По графикам связи определялись значения кислородного индекса соответствующие переходным критериям выбранной классификации трофности по каждому из рассматриваемых показателей. Затем путем простого арифметического осреднения полученных значений ИК устанавливались критерии по кислородному индексу. Полученные критерии кислородного индекса представлены в табл. 1.8.
Таблица 1.8 Градации кислородного индекса для различных типов трофности водоемов умеренной зоны.
Примером применения кислородного индекса могут служить результаты гидроэкологических съемок 2000г. москворецких водохранилищ. Результаты расчетов значений кислородного индекса представлены в таблице 1.9.
Таблица 1.9 Значения кислородного индекса в москворецких водохранилищах летом 2000г.
Критерием перехода от мезотрофного к эвтрофному (через промежуточное мезоэвтрофное) состоянию по нашим расчетам служит значение индекса, равное 2.1. Как видим из этих данных, летом 2000г. Можайское и Рузское водохранилища по этому индексу близки даже к олиготрофно-мезотрофной стадии и лишь к концу лета приближаются к мезотрофноэвтрофному состоянию, которое соответствует оценкам по индексу Р.Карлсона при использовании осредненных многолетних данных. Повышается ко второй половине лета ИК и для Истринского и Озернинского водохранилищ, в целом характеризующихся более высоким уровнем трофии, чем Можайское и Рузское. Расчеты ИК, проведенные по результатам разовых обследованиям водоемов, отражает ситуацию на подмосковных водохранилищах известную, как «фаза чистой воды». В июне месяце вследствие интенсивного пресса зоопланктона в воде водохранилищ биомассы фитопланктона крайне малы. Прозрачность вод водохранилищ в этот период очень высока, поскольку минеральные взвеси, поступившие в водохранилище в период половодья, уже осели на дно, кислородный режим еще вполне благоприятный. «Несъедобные» для зоопланктона колониальные виды синезеленых или динофитовых водорослей начинают развиваться только с середины июля. Результаты наблюдений по съемкам, выполненным в конце июля и начале августа, показывают сезонный рост трофического состояния водоемов водоемов. В оценках по среднемноголетним данным используются средневегетационные величины показателей трофического состояния, которые близки к мезотрофно-эвтрофным или слабоэвтрофным условиям для Можайского и Рузского и эвтрофным условиям для Озернинского и Истринского водохранилищ. Кислородный индекс, по нашему мнению, может быть рекомендован для экспрессной оценки состояния экосистемы, как в случае разовых обследований, так и при осреднении за отдельные периоды при систематических наблюдениях. В случае эпизодических обследований расчеты по индексу дают более адекватные оценки, т.к. кислород, как показатель экологического состояния более инертен, чем, например, содержание хлорофилла-"а" и не зависит от минеральных взвесей, как прозрачность. Средневегетационная величина индекса интегрально отражает уровень продукционно-деструкционных процессов в экосистеме и позволяет анализировать особенности развития цветения в отдельные годы. Непременным условием для получения надежной информации при расчете индекса является наличие приборов для инструментального зондирования содержания кислорода в воде водоемов. Приведенные классификации разработаны на основе обобщения данных в основном по озерам умеренного пояса, более полно изученных на момент их составления. По результатам исследований, выполненных в рамках Международной биологической программы, показано закономерное возрастание первичной продукции планктона от северных к южным водоемов территории России [Бульон, 1983]. С появлением данных о продуктивности водоемов тропического и экваториального пояса Земли возник вопрос о правомерности применения классификаций для оценки трофности этих водоемов. По материалам гидробиологических исследований водоемов различных континентов М.Брылински и К.Манн подтвердили, что продуктивность водоемов существенно зависит от географической широты и значительно более высока в теплых слабо стратифицированных водоемах тропического пояса [Brylinsky, Mann, 1973]. Для разработки методов оценки эвтрофирования в тропических водоемах Латинской Америки и Карибского бассейна была реализована специальная программа наблюдений на 40 типичных озерах, характеризующихся минимальной годовой температурой воды выше 150С. По результатам этого исследования были установлены границы эвтрофных, мезотрофных и олиготрофных водоемов по содержанию общего фосфора, которые оказались существенно выше, чем приведенные в классификации ОЕРК [Salas, Martino, 1991]. Примерно такие же границы содержания фосфора при оценке трофности были получены при исследовании многочисленных озер Флориды [Baker et al., 1981]. Специальные исследования для определения трофической классификации тропических водоемов выполнены К.Торнтоном по данным наблюдений на африканских водоемах, Дж.Тундизи, обобщившим данные по тропическим озерам, C.Ортисом и Р.Мартинесом по водохранилищам Испании [Tundisi, 1990, Thornton, 1987, Ortiz, Martinez, 1984]. Критерии трофности по содержанию хлорофилла-а в тропических водоемах по этим исследованим также имеют более высокие значения, чем в классификациях водоемов умеренного пояса. Таким образом, очевидно, что классификация ОЕРК должна быть ограничена применением для оценки трофности только водоемов умеренного пояса.
1.6. Связь эвтрофирования с качеством воды
С водохозяйственной точки зрения, интерес к явлению эвтрофирования водоемов обусловлен тесной его связью с формированием и трансформацией качества воды в водоемах источниках водоснабжения. Актуальность этого вопроса заметно возросла в последнее время в связи с расширяющимся использованием регулирования поверхностного стока для водоснабжения крупных городов и урбанизированных территорий. Во многих странах для водоснабжения крупных городов созданы специальные системы относительно небольших взаимосвязанных водоемов (чаще всего водохранилищ или подпруженных озер), обеспечивающих гарантированную водоотдачу для питания водопроводных станций [Bernhardt, 1995]. Практически во всех случаях особое беспокойство вызывает прогрессирующее эвтрофирование водохранилищ, входящих в эти системы. Наметилась тенденция роста тесного контакта лимнологов, активно исследующих возможности целенаправленного управления процессами в экосистемах водоемов, со специалистами в области водоснабжения. Исследования причин и особенностей развития эвтрофирования водоемов-источников водоснабжения должны быть направлены на разработку предложений по регулированию этого процесса. По мнению одного из крупнейших современных лимнологов М.Страшкрабы, принципы управления экологическими процессами в водоемах необходимо разрабатывать на основе глубокого понимания механизмов функционирования экосистем в рамках специального направления лимнологии, названного им Экотехнологией [Straskraba, 1993]. Для решения задач экотехнологии интенсивно разрабатываются модели экологических процессов, происходящих в водоемах, и на основе диагностических расчетов (отвечающих на вопрос "Что произойдет, если…") делаются попытки обосновать методы направленного воздействия на экосистему с целью сохранения условий ее равновесного состояния. Под качеством воды в общем случае понимается комплекс показателей, характеризующих степень пригодности воды для того или иного вида хозяйственного использования.Физические, химические и биологические (в том числе бактериологические) характеристики качества воды у водозаборов, расположенных на водоеме, формируются в результате различных процессов трансформации состава воды за время ее пребывания в водоеме, в той или иной мере связанных с круговоротом вещества и энергии в экосистеме.Поэтому изменение трофического состояния экосистемы и характера ее функционирования, происходящее при эвтрофировании водоема, влияет на направленность и интенсивность этой трансформации, изменяя качество воды у водозаборов. Она проявляется в увеличении первичной продукции органического вещества, т.е. синтеза органического вещества, его окисления, в газообмене водоема с атмосферой, в биоседиментации, азотфиксации и денитификации, соосаждении сорбирующихся загрязняющих веществ, а также в интенсивности выноса веществ из донных отложений, т.е. во вторичном загрязнении водной экосистемы. Таким образом, чисто практические проблемы расчета и прогнозирования режима качества воды в водоемах почти всегда требуют решения вопросов, связанных с изучением круговорота веществ в экосистеме водоема. Исключением могут быть расчеты распространения загрязнений при аварийных сбросах в водоем близких к консервативным (или неконсервативных, но с хорошо известной кинетикой самоочищения) токсических загрязняющих веществ, когда доминирующими методами решения проблемы становятся гидродинамические методы расчета переноса примесей. Но и в этом случае последствия токсического воздействия загрязнений на экосистему, не принимающиеся во внимание при расчетах, могут проявляться в течение длительных периодов времени с негативными для качества воды результатами. Процесса эвтрофирования рассматривается как следствие нарушения устойчивости водных экосистем, что принципиально отличает его от понятия загрязнения. Тем не менее, антропогенный характер причин эвтрофирования нередко подчеркивается в специальной литературе в виде определения этого процесса как "биологическое загрязнение" или "особый аспект химического загрязнения" [Буяновская, 1977, Klapper, 1991]. Такая негативная оценка эвтрофирования связана, прежде всего, с тем, что прямым следствием роста трофического уровня водоемов выступает резкое ухудшение ряда важнейших показателей качества воды, в частности увеличение численности фитопланктона, увеличение общего содержания органического вещества в воде за счет, так называемого, альгогенного органического вещества, мутности, интенсивности запаха и т.д. Вместе с тем при этом часто недооцениваются некоторые положительные аспекты процесса эвтрофирования (помимо роста рыбопродуктивности, который, как уже было отмечено, не всегда компенсирует смену видового состава ихтиофауны). При антропогенном загрязнении водоемов загрязняющие вещества, нередко остро токсичные для водных организмов, оказывают заметное воздействие на экосистему, в отдельных случаях вызывая ее глубокую перестройку со многими известными негативными последствиями для качества воды. С другой стороны, при неизбежном вовлечении загрязнений в трофический круговорот проявляются способности водных экосистем к самоочищению, т.е. разложению загрязнений при длительном времени пребывания воды в водоемах. Способности водной экосистемы к самоочищению в значительной мере определяются энергетической напряженностью процессов метаболизма, или "биологической активностью" экосистемы, которая, как уже было отмечено, возрастает по мере роста ее трофии. Это означает, что эвтофные водоемы обладают более высоким потенциалом к самоочищению, чем олиготрофные.По сути дела, здесь проявляются хорошо известные и многократно описанные механизмы и принципы систем биологической очистки сточных вод, используемые в прудах биологической очистки, хотя и нельзя проводить полную параллель между естественными экосистемам, характеризующимися сложными и хрупкими биотическими взаимодействиями, с искусственно регулируемыми технологическими системами. Эффектный пример для иллюстрации самоочистительной способности крупных естественных озер представляют результаты американских лимнологов, исследовавших распространение в трофических цепях высокотоксичных полихлорбифенилов (ПХБ) в олиготрофном оз.Онтарио и эвтрофном оз.Эри. Во все годы наблюдений (1972-1982) содержание ПХБ в тканях рыб в оз.Онтарио было в десятки раз выше, чем в оз.Эри, объясняемое авторами более интенсивными процессами самоочищения (седиментацией, биохимическим разложением, распределением по биомассе) в эвтрофном озере по сравнению с олиготрофным [Bird, Rapport, 1986]. Доминирующая роль биологических процессов в самоочищении воды в водоемах продемонстрирована детальными исследованиями участков Рыбинского и Иваньковского водохранилищ, принимающих сточные воды соответственно городов Череповец и Конаково [Ривьер, Литвинов, 1996]. Интенсивное самоочищение наблюдается при этом не только для загрязнений органической природы. Специальные исследования показали, что фитопланктон, как живой, так и отмерший, активно способствует переходу меди и никеля из ионных форм в связанные, значительно понижая токсичность этих металлов [Васюков и др., 1994]. Необходимо отметить, что высокая самоочистительная способность хорошо проявляется в слабоэвтрофных, т.е. остающихся сбалансированным в продукционно-деструкционном и трофическом отношении водоемах. При потере устойчивости экосистемы на стадии гипертрофии ее способность к самоочищению резко снижается. Этому вопросу до сих пор лимнологи уделяли сравнительно мало внимания, хотя еще в 1963 году М.А.Фортунатов указывал, что "познание круговорота веществ является основой учения о процессах самоочищения водоемов" [Фортунатов, 1963, стр. 18]. Лишь в последнее десятилетие связь трофии водоемов с трансформацией токсичных загрязнений нашла отражение в ряде специальных исследований [Canale, Chapra, 1998, Chapra et al., 1997, Chapra, 1991]. Важным следствием эвтрофирования, также относительно редко обсуждаемым, выступает изменение окислительно-восстановительной обстановки водной среды при интенсивном фотосинтезе, которая определяет направленность химических реакций и, следовательно, характер трансформации химических веществ в водоеме. В большинстве случаев это оказывает отрицательное влияние на формирование качества воды, поскольку значительное отклонение рН среды от нейтральных значений приводят к сдвигам химических реакций с неблагоприятными последствиями для качества воды. Таким образом, изменение трофического состояния экосистемы водоема тесно связано с изменением комплекса показателей, определяющих качество воды, что особенно ярко проявляется при использовании водоемов в качестве источников питьевого водоснабжения. Наиболее важные показатели качества воды источников водоснабжения следующие: Численность и биомасса фитопланктона. Этот показатель представляется прямым следствием роста первичной продуктивности водоемов. Именно с ним в большинстве случаев связана негативная оценка явления эвтрофирования в водоемах, использующихся для питьевого водоснабжения. Достаточно хорошо известно, что резкое увеличение количества водорослей в воде водоема создает значительные трудности в очистке воды на водопроводных станциях [Костоусова, 1974, Clare, Hopson, 1975]. Запах воды. Многие водоросли способны продуцировать специфические и трудноустранимые в процессе очистки запахи. Известны работы по идентификации запахов, продуцируемых отдельными видами водорослей и даже составлены таблицы типов запахов. Однако практически отсутствуют работы по количественным оценкам связи биомассы с интенсивностью запахов. Можно отметить лишь интересный цикл работ японских лимнологов [Negoro et al., 1988, Yagi et.al, 1983], посвященных фитопланктонным источникам запахов в оз.Бива – одном из крупнейших эвтрофных озер Японии, служащим источником водоснабжения г.Киото. В результате этих аналитических исследований в некоторых доминирующих видах синезеленых водорослей были выделены летучие органические соединения – источники жасминового и затхлоземлистого запахов. Специальные исследования летучих веществ, природного происхождения проведены в источниках водоснабжения г.Москвы [Калашникова и др., 2001]. Особенно интенсивные запахи воды характерны для разлагающейся массы скоплений водорослей в условиях гипертрофии экосистемы водоема. Мутность воды. Мутность - один из основных показателей качества воды, использующейся для водоснабжения. В периоды интенсивного развития фитопланктона мутность воды возрастает. При колониальных формах развития водорослей это возрастание легко определяется визуально. Существенное влияние на мутность оказывает также образование большого количества детрита в воде эвтрофных водоемов в период вегетации. Токсические вещества. На поздних стадиях антропогенного эвтрофирования при цветении водоема в воде обнаруживаются токсины, выделяемые синезелеными водорослями. В воде водоемов во время цветения метаболиты синезеленых водорослей могут содержаться в концентрациях вполне достаточных для проявления биологической активности по отношению к теплокровным животным и человеку. Этой проблеме была посвящена довольно обширная медицинская литература еще в середине ХХ столетия [Schwinner, 1955]. Наиболее детально описана гаффская болезнь, возникающая при употреблении воды для питья из эвтрофных водоемов [Биргер и др., 1973, Горюнова, Демина, 1974]. Неоднократно отмечались и желудочно-кишечные поражения домашних животных токсинами водорослей. При разложении синезеленых водорослей, богатых белковыми веществами, образуются вторичные амины. Последние легко взаимодействуют с нитритами и нитратами с образованием высококанцерогенных нитрозаминов, способствующих увеличению мутагенной активности среды [Станкевич, 1983]. Как показали исследования, по показателям острой токсичности, видовой чувствительности, величинам коэффициента аккумуляции альготоксины синезеленых водорослей следует отнести к высокотоксичным соединениям [Кирпенко и др., 1975, Сиренко, Гавриленко, 1978]. Степень токсического влияния водорослей колеблется в зависимости от альгологического состава и жизнеспособности клеток фитоценоза. Окислительно-восстановительные условия среды. При интенсивном развитии фитопланктона увеличивается величина рН воды и растет содержание органических веществ в растворенной, коллоидной и взвешенной формах. Их перемещение из верхнего трофогенного слоя в глубинную трофолитическую толщу вод усиливает восстановительные условия среды, что оказывает негативное влияние на процессы формирования химического состава воды посредством изменения геохимических условий миграции большинства химических элементов в воде. В качестве примера достаточно указать на смещение равновесия между аммонийным азотом и свободным аммиаком при понижении значений рН в воде в сторону доминирования токсичного свободного аммиака. Патогенная микрофлора. Подщелачивание воды и накопление в ней органических веществ создают благоприятные условия для развития патогенной микрофлоры. Известно, например, что холерный вибрион в эвтрофных водоемах сохраняется особенно долго. Экспериментально доказано, что при добавлении в воду биогенных веществ выживаемость холерного вибриона существенно возрастает [Зияев, Валламатов, 1986]. Особенно опасны медико-биологические последствия эвтрофирования в тропических водоемах. В эвтрофных тропических водоемах известны факты появления и широкого распространения шистомонад [Сиренко, Гавриленко, 1978]. Содержание растворенного кислорода. Для олиготрофных водоемов осенью, зимой и весной характерна изооксигения, а летом обратная стратификация. В эвтрофных она наблюдается осенью и весной, а зимой и летом – прямая стратификация, выраженная тем сильнее, чем более высока трофность – с 1,5 – 2-кратным пересыщением в поверхностном слое воды и до полного исчезновения растворенного кислорода под слоем температурного скачка. Характерный для эвтрофных водоемов резкий дефицит кислорода в придонных слоях, вызывает заморные явления в водоеме, особенно в зимний период. С анаэробной зоной в придонных слоях связано появление в воде токсичных газов – сероводорода и метана. Это особенно важно для водохранилищ, в которых при наличии придонного сброса в периоды стагнации наблюдается резкое ухудшение качества воды в нижнем бьефе. Содержание органических веществ в воде. Поскольку проблема эвтрофирования – это проблема общего увеличения содержания органического вещества в водоемах, эвтрофные водоемы характеризуются повышенными значениями интегральных показателей концентрации органического вещества: перманганатной и бихроматной окисляемости, БПК, содержание общего органического углерода (ТОС). Некоторые из этих показателей нормируются в природных водах, поскольку серьезные последствия увеличения концентрации органического вещества в воде источника водоснабжения связаны с образованием токсических органических загрязнений при подготовке воды для питьевого водоснабжения. Кроме того, повышенные значения альгогенной органики могут существенно затруднять технологические процессы очистки воды, в частности процесс флокуляции [Bernhardt et al., 1986]. В исследованиях процесса эвтрофирования доказано наличие тесной корреляционной связи между главным фактором эвтрофирования – содержанием общего фосфора в водоеме и уровнем содержания общего органического углерода [Walker, 1983]. С последним, в свою очередь, коррелируют показатели, характеризующие потенциальную опасность образования токсичных тригалометанов при хлорировании воды на водопроводных станциях, например THMFP, рассматриваемые в работе [Chapra et al., 1996]. В этом исследовании, едва ли не единственном, посвященном прямой связи эвтрофирования с проблемами технологической обработки воды при водоснабжении, рассматривается THMFP, образующиеся в резервуарах водопроводной станции при интенсивно эвтрофирующемся источнике водоснабжения. В общей цепочке процессов при эвтрофировании можно провести параллельную линию, полностью относящуюся к проблемам питьевого водоснабжения, но связанную с главной причиной – избыточной нагрузкой водоема – источника водоснабжения биогенными веществами (рис. 1.5).
Рис. 1.5. Схема цепи связей в экосистеме при оценке влияния эвтрофирования водоема-источника на качество вод в системах водоснабжения [Chapra et al., 1997].
Важно отметить, что связь между ТОС и THMFP оказывается гораздо более тесной, чем связь общего органического углерода с содержанием общего фосфора в водоеме. Использование этих корреляционных связей и известные классификации водоемов по содержанию общего фосфора может, по мнению авторов этой работы, позволить установить уровни THMFP для водоемов различных трофических состояний.
|
