CC BY
19УДК: 504.064 DOI: 10.35567/19994508_2022_4_7
О неопределенности результатов применения величин ПДК при оценке состояния водного объекта
А.Н. Попов
ФГБУ «Российский научно-исследовательский институт комплексного использования и охраны водных ресурсов», г. Екатеринбург, Россия
АННОТАЦИЯ
Актуальность. Реализация положений экосистемного подхода к водохозяйственной деятельности в конкретные действия по экологическому нормированию для обеспечения устойчивого функционирования экосистем, сохранения биологического разнообразия и предотвращения негативного воздействия на водные объекты предполагает использование методики интегральной оценки фактического состояния водотока или водоема. Экологическое нормирование должно базироваться, в первую очередь, на комплексных показателях, наиболее адекватно отражающих фактическое состояние экосистемы водного объекта при воздействии множества факторов. В России в настоящее время оценка состояния и, следовательно, нормирование влияния хозяйственной деятельности на водные объекты основано на единой системе ПДК химических веществ в воде водоисточников. По сути, экологическое нормирование отсутствует. Опора же только на перечень ПДК при оценке состояния водного объекта в последующем (при экологическом нормировании) приводит зачастую к результатам, не поддающимся анализу, с точки зрения здравого смысла (например, предлагается сбрасывать сточные воды в водотоки с концентрациями, гораздо более низкими, чем сами ПДК). В связи с этим возникает вопрос о правомерности и эффективности системы ПДК для оценки состояния водных объектов при планировании хозяйственной деятельности. Методы. Проведен анализ литературы по вопросам оценки объективности величин ПДК по отношению к оценке состояния водных экосистем, результатов собственных исследований соответствия аналитических (концентрационных) показателей ингредиентов фактическому состоянию в поверхностных водных объектах. Результаты. В целом можно сделать вывод, что разработанные в России величины ПДК ингредиентов не отражают фактического состояния и свойств химических компонентов в воде поверхностных водоисточников, не охватывают воздействие всего спектра поступающих в реки и водоемы веществ и не характеризуют состояние биотической составляющей водных экосистем, в связи с чем их использование как единого критерия при оценке состояния водного объекта неправомерно.
КЛЮЧЕВЫЕ СЛОВА: экосистема, ПДК, экологическое нормирование, состояние ингредиентов, комплексная оценка, водные объекты.
Для цитирования: Попов А.Н. О неопределенности результатов применения величин ПДК при оценке состояния водного объекта // Водное хозяйство России: проблемы, технологии, управление. 2022. № 4. С. 103-126. DOI: 10.35567/19994508_2022_4_7.
Дата поступления 01.03.2022.
© Попов А.Н., 2022
About uncertainness of results in case of application of MPC values for assessment of a water body status Aleksandr N. Popov ISI
Russian Research Institute for Integrated Water Management and Protection, Ekaterinburg, Russia ABSTRACT
Relevance. Implementation of the provisions of ecosystem approaches to water-related activities and specific actions concerning ecological norms setting for provision sustainable functioning of ecosystems, preservation of biological diversity and prevention of negative impact upon water bodies contemplates the use of the methods of integral assessment of actual status of a watercourse or a water body. Ecological normalization should be based, first, on integrated indicators that the most adequately reflect actual status of a water body ecosystem in case many factors' influence. Nowadays, in Russia the status assessment and, consequently, normalization of economic activities' impact upon water bodies is based on the system of chemical substances MPC in the water bodies' water that is valid for the whole territory of the country. In fact, there is no ecological normalization. Considering the MPC list the only base for assessment of a water body status often leads in consequences (in the process of ecological normalizing) to the outcomes that could be hardly analyzed in terms of common sense (in particular, for instance, it is proposed to discharge waste waters to watercourses with concentrations considerably lower than MPCs themselves). In this connection, a question of expediency and effectiveness of the MPC system practice applied in Russia for assessment of the water bodies' status in the process of economic activities arises. Methods. Analysis of the relevant literature sources has been conducted in respect of assessment of the corresponding of analytical (concentration) indicators of ingredients to the actual status of surface water bodies. Results. On the whole, it is possible to conclude that the values of the ingredients' MPC developed in Russia do not reflect actual state and properties of chemical components in the surface water sources water, and do not embrace impact of the whole spectrum of substances entering rivers and reservoirs and do not characterize the aquatic ecosystems biotic components. Due to the above, their use as a single criterion in the assessment of water bodies' status is wrongfully.
Keywords: ecosystem, MPC (maximal permissible concentration), setting of ecological norms, ingredients state, integrated assessment, water bodies.
For citation: Popov A.N. About uncertainness of results in case of application of MPC values for assessment of a water body status. Water Sector of Russia: Problems, Technologies, Management. 2022. No. 4. P. 103-126. DOI: 10.35567/19994508_2022_4_7.
Received 01.03.2022.
ВВЕДЕНИЕ
Экосистемный подход, на положениях которого строится экологическое нормирование хозяйственной деятельности на водотоках и водоемах, требует рассматривать как единое целое водный объект, его водосбор, воздушное пространство над ним и деятельность по планированию, исследованию и рациональному использованию ресурсов водного объекта с учетом возможности поддержания устойчивого состояния окружающей среды в целом1.
1 Руководящие принципы экосистемного подхода к водохозяйственной деятельности. ЕЭК ООН. Режим доступа: www.unece.org/.../sem.4/mp.wat.sem.4.2004.4r.pdf. (дата обращения 12.09.2020).
Реализация положений по экологическому нормированию строится на воззрениях, отражающих современное понимание роли водных объектов в формировании среды обитания:
- водный объект является элементом окружающей его природной среды и составляет с ней единую природную систему «водосбор - водный объект»;
- водная экосистема представляет единство связанных между собой абиотических и биотических компонентов;
- состояние водной экосистемы, независимо от вида хозяйственного использования водного объекта, интегрально характеризуется ее биопродуктивностью2;
- начальное (естественное) состояние водного объекта характеризует его природный потенциал, т. е. внешнюю нагрузку при естественном состоянии водосборного бассейна [1].
При хозяйственном использовании водного объекта, в соответствии с ФЗ «Об охране окружающей среды»3, должно выполняться следующее положение: «...нормативы допустимого воздействия на водные объекты разрабатываются и утверждаются по водному объекту или его участку ... для обеспечения устойчивого функционирования экосистем, сохранения биологического разнообразия и предотвращения негативного воздействия на водные ресурсы, сохранения и улучшения состояния экосистемы в пределах водных объектов, . обеспечения устойчивого и безопасного водопользования». Соблюдение этого требования предполагает использование интегральной оценки фактического состояния водного объекта, сочетающей определение степени комплектности (состояния) экосистемы и показателей ее функционирования при установленных гидрохимических характеристиках и воздействии множества факторов. Только на основе объективно определенного исходного состояния водного объекта можно определять возможные дополнительные нагрузки, позволяющие не выходить за рамки допустимых экосистемных изменений.
В настоящее время в России процедура интегральной оценки функционирования экосистемы водного объекта заменена на оценку его состояния, опирающуюся лишь на единую для всей территории систему рыбохозяйственных ПДК химических веществ в воде, что при дальнейшем использовании в качестве базового показателя приводит к парадоксальным и порой не соответствующим здравому смыслу результатам.
МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ
Проведен анализ работ отечественных ученых по вопросам возможности применения и объективности величин ПДК при оценке состояния водных экосистем, результатов собственных исследований о соответствии используемых аналитических (концентрационных) показателей ингредиентов их состоянию в поверхностных водных объектах и, следовательно, фактическому воздействию на гидробионтов.
2 Директива Совета Европейского Союза 96/61/ЕС от 24 сентября 1996 г. о комплексном предотвращении и контроле загрязнений. Режим доступа: law.edu.ru/norm/norm.asp?normID=1375085 (дата обращения 01.10.2020).
3 Федеральный закон «Об охране окружающей среды» от 10.01.2002 № 7-ФЗ.
РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ
Несостоятельность применения величин каких-либо ПДК, в т. ч. и рыбохо-зяйственных, для комплексной оценки состояния водных объектов вследствие ряда системных и концептуальных недостатков, характеризующих нормативы ПДК как экологически неэффективные и не отвечающие целям экологического контроля водной среды, показана в работе [2]. В частности, отмечены перечисленные ниже системные, концептуальные недостатки, доказывающие что нормативы ПДК не отвечают целям экологического контроля водной среды (в кавычках - цитирование):
- «Неправомерность экстраполяции нормативов ПДК на реальные природные объекты...»;
- «ПДК установлены на фоне постоянства условий эксперимента...»;
- «Применение ПДК как единого норматива для огромных административных территорий.»;
- «Несоизмеримость темпов синтеза новых веществ с темпами нормирования их воздействия.»;
- «Существующие списки нормативов ПДК не содержат многие вещества: канцерогены, мутагены ..., контроль которых возможен в лабораторных условиях, но фактически не ведется.»;
- «В существующей методологии определения ПДК возможна ошибочная оценка опасности загрязнения в отношении высококумулятивных веществ из-за ориентации ПДК на развитие смертельного эффекта при кратковременном воздействии.»;
- «При обосновании ПДК не учитывается трофический статус экосистем, сезонные особенности природных факторов, на фоне которых проявляется токсичность загрязняющих веществ.»;
- «При определении ПДК не принимаются в расчет процессы аккумуляции веществ в биологических объектах и донных отложениях .»;
- «При определении ПДК не учитывается многообразие форм химических компонентов в природных водах.»;
- «Обнаруженные при лабораторном биотестировании значения ПДК определенного вещества, вероятно, могут измениться при химическом взаимодействии с другими химическими компонентами .»;
- «Существующие методы определения ПДК предусматривают расчет лишь максимально допустимых нагрузок на испытуемые популяции .»;
- «Токсическое воздействие многих веществ существенно меняется в зависимости от таких параметров, как жесткость воды, рН и температуры. В действующих перечнях это не учтено.»;
- «В действующей системе ПДК смешиваются понятия нормирования качества воды и нормирования сброса.»;
- «Не более 10 % от общего числа нормированных по ПДК веществ обеспечено методами определения на уровне ПДК .».
К вышеприведенному можно добавить, что ПДК нередко установлены ниже естественной фоновой концентрации ингредиентов, при их определении не
учитываются процессы синергизма и антагонизма. При определении ПДК также не учитывается естественная резистентность и существование границ толерантности природных водных экосистем. Есть примеры, показывающие, что при концентрациях ионов металлов, значительно превосходящих величины ПДКрх, успешно функционирует полнокомплектная экосистема с высшим звеном пищевой цепи - ихтиофауной (для рыб семейства лососевых, используемых в лабораторных экспериментах в качестве модельных).
В работе [2] также представлены и проанализированы распространенные в России интегральные индексы, используемые для совокупной оценки и сопоставления степени загрязнения водных объектов или их участков, основанные на определяемых в лабораторных условиях величинах ПДК. А именно: ИЗВ; Индекс суммы отношений концентраций; ПХЗ-10; КИЗВ - комбинаторный индекс загрязнения; удельный КИЗВ - УКИЗВ; методика НИИ гигиены им. Ф.Ф. Эрисмана; методика классификации вод по В.П. Емельяновой; экоток-сикологический критерий Т.И. Моисеенко; методика оценки условного (относительного) риска; комплексная оценка загрязненности вод по Г.Т. Фрумину и Л.В. Баркану. Отмечены недостатки и представлены критические замечания, сводящиеся к выводу о несостоятельности каждого из индексов по разным причинам, но имеющим в своей основе базисом ПДК, которые по основным показателям, определяющим фундамент качества воды по своей сути разбросаны по образцам от I до IV класса качества. Таким образом, уже сам по себе факт разработки множества индексов оценки состояния водных объектов с опорой на превышение концентрационного разбавления относительно ПДК говорит о неудовлетворенности и научного сообщества, и практиков результатами их применения и, зачастую, несоответствию получаемых результатов здравому смыслу.
Необходимо коснуться сущности ПДК. «Предельно допустимая концентрация вещества (ПДК) - концентрация вещества в воде, выше которой вода не пригодна для одного или нескольких видов водопользования. Для одного и того же вещества в зависимости от видов водопользования могут устанавливаться различные ПДК. Наиболее высокие требования предъявляет санитарно-бытовое и рыбохозяйственное водопользование.» [3]. Есть и другие определения ПДК4 [4], но основной смысл, изложенный в «Гидрохимическом словаре», неизменен.
Исторически сложилось так, что изначально было введено санитарно-гигиеническое нормирование путем установления ПДК для питьевого водопользования. В дальнейшем эту систему распространили и для рыбохозяй-ственного водопользования для каждого индивидуального компонента без учета возможных физико-химических взаимодействий в системе, а также закономерностей накопления стойких загрязнений в пищевых цепях.
ПДК химического вещества в воде водных объектов хозяйственно-питьевого и культурно-бытового водопользования - норматив гигиениче-
4 ГН 2.1.5.1315-03 Предельно допустимые концентрации (ПДК) химических веществ в воде водных объектов хозяйственно-питьевого и культурно-бытового водопользования
ский, т. е. имеющий отношение к оценке влияния воды водного объекта на организм человека, а не на экосистему водного объекта. По сути, этот показатель является характеристикой допустимых потребительских свойств воды, используемой для хозяйственно- питьевого и культурно-бытового водопользования, причем по каждому индивидуальному компоненту, а не по их совокупности, что не согласуется с понятием «комплексная оценка» состояния водного объекта.
Согласно определению [3], «...Рыбохозяйственные ПДК должны удовлетворять ряду условий, при которых не должны наблюдаться: 1) гибель рыб и кормовых организмов для рыб; 2) постепенное исчезновение рыб и кормовых организмов; 3) ухудшение товарных качеств обитающей в водном объекте рыбы; 4) условия, способные привести к гибели рыб или замене ценных видов на малоценные». Но как интерпретировать состояние водного объекта на основе ПДКрх отдельных ингредиентов в условиях их комбинированного воздействия? Казалось бы, поскольку рыба является высшим звеном в пищевой цепи водного объекта, то сравнение фактических гидрохимических данных с ПДКрх должно в какой-то степени отражать состояние водной экосистемы. Однако доказанные в работе [2] системные, концептуальные недостатки, характеризующие нормативы ПДК как экологически неэффективные и не отвечающие целям экологического контроля состояния водного объекта, анализ методологии определения ПДКрх выявляют ряд неопределенностей, выход из которых на основании декларируемых в документах величинах ПДК, не очевиден.
Например, в работе [5] в разделе «Методы определения дозы воздействия» при условии загрязнения водоема веществами с единым токсикологическим показателем вредности, показано, что при определении интегрального индекса загрязнения вод суммирование превышения концентраций к их пороговым значениям более корректно, чем к их ПДК. Однако пороговое действие веществ в естественных условиях мало исследовано. «Принимается, что комплекс токсичных веществ оказывает аддитивное действие, возможно вводить коэффициенты на явление синергизма или антагонизма, если таковые данные имеются».
Или другой пример: ПДКрх для минерального фосфора дифференцированы в зависимости от трофического статуса водоема: 0,05 мг/дм3 - для оли-готрофного водоема, 0,15 мг/дм3 - для мезотрофного и 0,2 мг/дм3 - для эв-трофного. Но трофность водоема определяется не концентрацией фосфора, а удельной фосфорной нагрузкой в г/м2год, средней глубиной и проточностью [6-9]. В связи с этим есть основание утверждать, что при концентрации биогена, равной ПДКрх, водоемы разной морфометрии и проточности будут иметь разный трофический статус - от олиготрофного до гипертрофного, что подразумевает различное состояние не только экосистемы, но и гидрохимических показателей. Более того, трофность водоема зависит от удельной годовой нагрузки не минеральным фосфором, а общим [6-9], ПДК по которому в России вообще не разработаны. Возникает вопрос: какие ПДК для данного
биогена назначать для водотоков, на которых формируются водохранилища или которые впадают в озера? Очевидна масса неопределенностей, из-за которых практически невозможно оценивать состояние водоема и определять допустимые биогенные нагрузки на основании современных представлений о системе ПДКрх.
Вопросы возникают и при анализе величин ПДКрх и ряда других ингредиентов. В частности, в одном из последних исследований экосистемного воздействия взвешенных наносов на речные ихтиоценозы авторы [10], рассматривая химически нейтральные взвешенные вещества (ВВ), аналогичные по своему составу естественно формирующимся в фоновом створе, получили дифференцированную параметрическую шкалу результатов продолжительного воздействия (месяцы-годы) мутности на разные группы рыб (табл. 1).
Таблица 1. Дифференцированная параметрическая шкала результатов продолжительного воздействия мутности на разные группы рыб, характерных для рек России [10]
Table 1. Differentiated parametric scale of results of the prolonged turbidity impact upon different fish groups typical for rivers of Russia [10]
Мутность, мг/л Концентрация ВВ, мг/л Семейства
Лососевые, хариусовые Сиговые Окуневые Карповые Сомовые Осетровые
< 10 < 5,8
10 - 25 5,8 - 14,4
25 - 100 14,4 - 58
100 - 250 58 - 144
250 - 500 144 - 290
500 - l000 290 - 580
1000 - 5000 580 - 2900
5000 -10000 2900 - 5800
10000 - 25000 5800 - 14400
25000 - 100000 14400 - 58000
>100000 > 58000
Примечание: белый цвет - нормальное состояние, серый - поведенческие последствия, темно-серый - летальные эффекты. Коэффициент пересчета мутности в содержание взвешенных веществ - 0,58 (ГОСТ 3351).
Опираясь на представленные в табл. 1 данные, водные объекты можно разбить на категории, корреспондируемые с семействами аборигенных семейств рыб, в них обитающих, и показать соответствующие предельные концентрации нейтральных взвешенных веществ, не вызывающих поведенческих последствий (табл. 2).
Таблица 2. Виды водоемов, корреспондируемые с семействами обитающих в них рыб, и предельные концентрации нейтральных взвешенных веществ, не вызывающих поведенческих последствий
Table 2. Types of water bodies corresponding to the inhabited fish families and maximal permissible concentrations of neutral suspended substances that do not cause behavioural consequences
Водные объекты, соответствующие семействам обитающих в них рыб ПДК нейтральных ВВ, мг/дм3
Лососевые, хариусовые < 5,8
Сиговые 14,4
Окуневые 58,0
Осетровые 14,4 - 580
Карповые 144
Сомовые 290
Основываясь на данных табл. 2, можно говорить о том, что высшее звено речных биоценозов (рыбы разных семейств) способно существовать без поведенческих последствий именно в указанных конкретных условиях, которым соответствуют сформировавшиеся экосистемы.
Наблюдения, проведенные для аборигенных видов рыб, на которых основывается информация в табл. 1, многолетние. Это доказывает, что их кормовая база способна существовать без поведенческих последствий в таких же условиях. Авторы работы на основе длительных наблюдений предложили проводить регламентацию сброса, исходя из воздействия взвешенных веществ на семейство рыб, т. е. используя, по существу, данные табл. 2, а не ПДКрх. Вытекающая из этих исследований неопределенность: какими ПДКрх для нейтральных взвешенных веществ пользоваться при оценке состояния водного объекта или при назначении их допустимого привнесения? Понятно, что для водоемов с совокупностью семейств рыб - норма для наиболее чувствительного. А для водоемов с разнящимися семействами рыб?
Следует заметить, что эта неопределенность возникла при анализе состояния вопроса, связанного с определением ПДКрх для нейтральных взвешенных веществ. Но под термином «взвешенные вещества» в гидрохимии понимается весь совокупный состав взвеси, находящейся в водной массе: органические ингредиенты различной этиологии, неорганические составляющие, подверженные трансформации под воздействием внутриводоемных процессов. Помимо этого, взвешенные вещества могут выступать и в качестве переносчика сорбированных на них поллютантов, в т. ч. и высокотоксичных. В связи с этим совокупность ингредиентов, объединяемых общим термином «взвешенные вещества», может не только оказывать механическое воздействие на гидроби-онтов и физические свойства воды, но и вызывать токсикологические эффекты вследствие различия их химического и дисперсионного состава, являться поглотителями кислорода из воды, источниками вторичного загрязнения ин-
гредиентами - продуктами трансформации присутствующих в составе взвешенных веществ компонентов. Зачастую эти продукты отличаются по своим свойствам от поступающих в водные объекты в результате хозяйственной деятельности.
Хозяйственно-бытовые сточные воды содержат взвеси, состоящие в среднем на 58 % из органических веществ и на 42 % из минеральных. Как токсикологические, так и химические свойства входящих в их состав компонентов весьма разнообразны. Так, взвешенные вещества ливневого стока с территории городов содержат (в сорбированном виде) до 2-3 % нефтепродуктов, которые практически полностью аккумулируются в руслах рек, прудах, водохранилищах в виде донных отложений. В сточных водах крупных предприятий черной металлургии взвешенные вещества содержат БЮ2 -12 %, Бе203- 64,5 %, соединения Са (2+) -12,3 % и Mg (2+) - 1,2 %, сульфиты - 1,08 %, нефтепродукты 2-3 %. В сточных водах предприятий цветной металлургии в составе взвеси присутствуют сульфидные минералы, окисляющиеся до сульфатов, оксиды металлов, компоненты, применяемые при обогащении руд, и пр. Взвеси сточных вод химических производств насыщены органическими ингредиентами - нефтью, нефтепродуктами, нафтеновыми кислотами, фенолами, эфирорастворимыми веществами и пр. Весьма разнообразен спектр органических веществ во взвешенных веществах сточных вод предприятий пищевой промышленности.
Более того, необходимо знать природу образования взвешенных частиц, поскольку взвешенные вещества, допускаемые к привнесению в водные объекты, могут находиться в водной толще в зависимости от их крупности от двух дней до четырех лет. Все это время они участвуют в круговороте ингредиентов, в одних условиях их сорбируя, в других - десорбируя, трансформируются, влияют на газовый режим, продукционно-деструкционные процессы и пр. Например, казалось бы, инертные взвеси в виде кварцевого песка являются достаточно активными сорбентами в одних условиях, десорбируя накопленные ингредиенты в других.
Анализ сложившейся ситуации показывает, что в настоящее время совокупной оценки влияния взвешенных веществ на состояние водных объектов практически не существует. Применяется дифференцированная [10] оценка влияния одного класса взвешенных веществ (химически нейтральных), что абсолютно не ссответствует сложившейся ситуации.
Что касается величин ПДК для ионов металлов (например, ионов железа, цинка, меди, алюминия и пр.), то незначительные вариации лишь одного показателя качества воды, например, величины рН, ведут к изменению форм их существования в водной системе, и, следовательно, к изменению влияния на модельный организм. Только за счет процессов гидролиза в пределах рН от 6 до 8, например, железо(3+) существует в двух формах: Бе(0И)2+ и Бе(0И)3; железо(2+) в этих же пределах рН - в двух формах: Бе2+ и Бе(ОИ) +; цинк(2+)-в двух формах: 7п2+ и 7п(0И)+; медь(2+) - в одной форме Си(0И)2; никель(2+) -в двух формах: М2+ и М(0И)2; свинец(2+) - в двух формах: РЬ2+ и РЬ(0И)+.
В подверженных антропогенному воздействию природных водах определенная часть ионов металлов существует и в виде комплексных соединений -сульфатных, бикарбонатных, нитратных, хлоридных, аммиакатных, малонат-ных, ацетатных, оксалатных, гуматных, фульватных, с аланином, с глицином, кислотными остатками карбоновых и оксикислот и пр. [11]. В работе [5] показана способность природного растворенного органического вещества инакти-вировать ионы различных металлов при загрязнении водоема значительной группой металлов, поступающих в результате антропогенного воздействия на водную, воздушную и наземную экосистемы. Все эти соединения металлов воздействуют на звенья водной экосистемы совершенно иным образом, нежели ионы этих же элементов в чистом лабораторном эксперименте. Однако использовать уравнение (4) работы [5] для поверхностных вод, подверженных антропогенному воздействию, представляется недостаточно корректным, поскольку количество лигандов в такой воде значительно выше числа природного растворенного органического вещества.
В природных водах, не подверженных влиянию хозяйственной деятельности, в результате внутриводоемных процессов присутствуют практически все комплексообразователи. Количество их заметно ниже, чем в водных объектах, находящихся под влиянием хозяйственной деятельности, но свои свойства как комплексообразователя они проявляют всецело, внося поправки в концентрации свободных или гидратированных ионов металлов. На примере меди ниже показано процентное содержание ее ионов в комплексных соединениях в природных водах: СиБ04 - 5,4; СиС1+ - 4,88; СиЫИ32+ -17,65; СиМа1 - 1; СиАс* - 0,3; СиОх - 9,2; СиА1ап+ - 11,27; СиС1+ - 11,3; СиСГ - 31,6. В свободном состоянии находится 7,4 % ионов меди. В природных водах, формирующихся на залесенных или заболоченных водосборах, содержащих гуминовые вещества, присутствует не более 10 % свободных ионов меди [11].
Если представить природную воду при всем многообразии присутствующих ингредиентов и формах металлов, становится понятным, что из общего содержания катиона какого-либо металла лишь его незначительная часть будет находится в свободном состоянии и оказывать воздействие на организм именно таким образом, как это проявляется в модельном эксперименте, в котором возникновение множества из указанных соединений металла просто невозможно из-за отсутствия необходимых для этого условий.
Комплексные соединения металлов обладают совершенно иными свойствами, нежели их свободные или гидратированные ионы, вследствие чего совокупный эффект воздействия первых будет иной. При определении концентрации ионов металлов в природных и сточных водах используемые методики химического анализа позволяют оценить их общее содержание, но не формы существования.
Поскольку в модельном эксперименте оценивается влияние иона металла в свободной форме существования, которой в природной воде значительно меньше, чем в связанном состоянии, фактические концентрации ионов металлов, которые окажут аналогичный определенному в модельном эксперименте
эффект, в природном водном объекте должны быть значительно выше. Замечено, например, что в жесткой воде даже в условиях модельного эксперимента воздействующие концентрации ионов меди и цинка заметно выше, чем в воде с нормальной и пониженной жесткостью. Установлено, что нарушение эмбрионального развития радужной форели под влиянием комбинации меди с цинком и кадмием наступает при 0,02 - 0,04 мг/л в мягкой воде и 0,08 мг/л - в жесткой, а карпа - в концентрациях выше 0,5 мг/л в мягкой воде [12].
Что касается эффекта синергизма и антагонизма, в модельном эксперименте показано, что при наличии в растворе ионов меди и никеля усиливается токсичность цинка [12]. Но в реальности существует множество вариантов сочетаний различных соединений, что в модельном эксперименте учесть практически невозможно. Присутствие в воде комплексообразующих агентов значительно снижает токсичность меди цинка и пр. Эти агенты образуются при разложении отмершей биомассы звеньев биоценоза, а также выделяются ими прижизненно.
Для понимания факторов, регулирующих концентрацию катиона металла в природных водах, их химическую реакционную способность, биологическую доступность и токсичность, необходимо знать не только валовое содержание, но и долю свободных и связанных форм металла. Переход ионов металлов в водной среде в металлокомплексную форму имеет три последствия:
1. Согласно теории равновесного состояния в водных системах, следует ожидать перехода иона металла в раствор из донных отложений, что приведет к увеличению в воде суммарной концентрации его ионов, в т. ч. и комплексных;
2. Мембранная проницаемость комплексных ионов может существенно отличаться от проницаемости гидратированных ионов;
3. Токсичность металла в результате комплексообразования может сильно измениться. Так, хелатные формы Си, Сё, Hg менее токсичны, чем свободные ионы. [13].
Напрашивается вывод: используемые в России в качестве допустимых нормативов состояния водного объекта ПДКрх являются ничем иным, как неопределенной степени приблизительности характеристикой допустимых потребительских свойств воды по содержанию различных индивидуальных компонентов для семейства рыб, используемых в модельных экспериментах, без учета влияния комплекса внутриводоемных процессов на их состояние. Они не имеют отношения к оценке состояния водной экосистемы и, вследствие этого, не могут быть использованы в качестве комплексной характеристики состояния водного объекта.
В модельных экспериментах используется озерная (речная) форель, рыба семейства лососевых, обитающая в горных реках и озерах Европы, Азии, Африки, Северной Америки. Главное условие существования - кристально чистая, холодная вода с оптимальной концентрацией кислорода и постоянным притоком. Форель - холодолюбивая рыба, поэтому она достаточно чувствительна к глобальным климатическим изменениям, особенно
к повышению температуры воды. Следует также отметить, что форель чувствительна и к качеству воды.
Логично возникает еще один вопрос: если дистиллированную воду насытить кислородом, смогут ли в ней длительное время жить рыбы, в частности, форель? По всем предельным максимальным характеристикам дистиллированная вода превосходит (по ПДК) воду, необходимую для проживания рыб модельного семейства. Но в ней практически отсутствуют необходимые для жизнедеятельности ингредиенты, рыбы физиологически не выживут в этой системе. Разумеется, в природных водных объектах подобного качества воды быть не может, но такой образец воды отвечает всем требованиям, предъявляемым к качеству воды рыбохозяйственных водоемов, основанным на ПДКрх. Как к этому факту относиться с точки зрения характеристики системы ПДК? Устанавливать две величины ПДК - минимальную и максимальную?
Назначение для всех типов водоисточников на громадной территории единых, определенных в модельных условиях ПДКрх (за исключением единичных компонентов), не отражающих фактического влияния ингредиентов на гидробионтов, следовательно, не имеющих отношения к оценке состояния водной экосистемы, делает невозможным достоверную оценку не только состояния водных объектов, но и допустимых потребительских свойств воды для рыб различных семейств.
Попытки учесть региональные условия формирования фоновых концентраций при назначении ПДК путем прибавления их величины к естественному фону, по сути, являются формальной теоретической процедурой, не имеющей практического подтверждения даже для одного ингредиента, поскольку каких-либо экспериментальных исследований не проводилось. С учетом возможных взаимодействий в достаточно сложной равновесной водной системе (см. выше) конечный результат данной процедуры представляет большую неопределенность.
Последовательно возникает еще один вопрос: как оценивать воду, пригодную для хозяйственно-питьевого и культурно-бытового водопользования, по отношению к рыбохозяйственным требованиям? Ответ - грязная, поскольку допускаемая концентрация некоторых ингредиентов в ней в разы выше ПДКрх. Например, предельно допустимое содержание солей, формирующих минерализацию, комфортно не для всякой водной экосистемы. Но у нас практически в 100 % таких водоемов функционируют полнокомплектные экосистемы. Еще одна неопределенность.
Как было отмечено ранее, уже сам по себе факт разработки множества индексов оценки состояния водных объектов с опорой на превышение концентрационного разбавления относительно ПДК говорит о неудовлетворенности и научного сообщества, и практиков результатами их применения в хозяйственной деятельности, Сравним результаты использования для оценки состояния водного объекта (р. Тура, длина 1030 км) некоторых российских и зарубежных методик. Названия створов отбора проб представлены в табл. 3.
Таблица 3. Створы отбора проб воды на р. Туре Table 3. Ranges of water sampling in the Tura River
№ створа Место расположения
l Исток р. Туры, ст. Азиатская
1б р. Тура, г. Верхняя Тура
2 р. Тура, нижний бьеф Нижне-Туринского водохранилища
4 р. Тура, 50 км ниже устья р. Выя
S р. Тура, 2,5 км выше устья р. Салды
7 р. Тура, 10 км ниже устья р. Салды, д. Меркушино
8 р. Тура, 1 км выше устья р. Тагил
10 р. Тура, 7 км ниже устья р. Тагил
11 р. Тура, выше г. Туринска
11а р. Тура, 500 м ниже сброса сточных вод Туринского ЦБЗ
11б р. Тура, д. Луговое
12 р. Тура, выше д. Туринская Слобода
14 р. Тура, 4,5 км ниже устья р. Ницы
15 р. Тура, г. Тюмень, Метелевский водозабор
15а р. Тура, 1,5 км ниже сброса сточных вод ЖКХ г. Тюмени
16 р. Тура, 45 км ниже г. Тюмени, д. Борки
18 р. Тура, ниже устья р. Пышмы, с. Покровское
Из российских методик использована оценка состояния р. Туры в соответствии с удельным комбинаторным индексом загрязненности воды (УКИЗВ). Обобщение полученных гидрохимических данных проводилось в соответствии с РД 52.24.643-20025. Для расчета УКИЗВ использованы следующие показатели: растворенный в воде кислород, органические вещества (по БПК5 и ХПК), солесодержание, нефтепродукты, железо общее, ионы нитритов, нитратов, аммония, фосфатов, меди, марганца, цинка, ртути и свинца. Результаты расчетов представлены в табл. 4.
Среди КПЗ чаще всего встречаются ионы Си2+, Мп2+, 7п2+ и железо общее. Класс качества воды, в соответствии с документом5 в контролируемых створах р. Туры достигает значений 4-5 и варьирует от «грязной» (створы 1-5, 11) до «экстремально грязной» (створы 11а, 11б и 16).
Для сравнения проведено определение класса качества воды по двум зарубежным методикам [14-18]. Одна из них - ИКВКМ (индекс качества воды Канадского министерства). Согласно этой методике, классы качества рассчитываются по формуле, учитывающей число показателей, не соответствующих целевым показателям и число случаев превышения. В табл. 5 представлена предложенная в методике классификация качества воды.
5 Метод комплексной оценки степени загрязненности поверхностных вод по гидрохимическим показателям: РД 52.24.643-2002: Утв. и введ. Росгидрометом 03.12.02. Ростов-на-Дону, 2002.
Таблица 4. Рассчитанные значения УКИЗВ для створов р. Туры в период 2016-2017 гг.
Table 4. Calculated values of SCWPI (specific combinative water pollution index) for the Tura River ranges during the 2016-2017 period
Створ Значение УКИЗВ1 Число КПЗ2 Перечень КПЗ Класс и разряд Характеристика состояния воды
1 3,44 3 Си2+, Мп2+, железо общее 4 а грязная
1б 5,02 3 Си2+, Мп2+, НП 4 б грязная
2 4,37 2 Мп2+, Си2+ 4 а грязная
4 4,64 3 Си2+, Мп2+, железо общее 4 б грязная
5 4,68 3 ^2+, Си2+, Мп2+ 4 б грязная
7 5,26 4 Си2+, Мп2+, 7п2+, Бе общ. 4 в очень грязная
8 4,92 4 Си2+, Мп2+, Бе общ., 7п2+ 4 в очень грязная
10 4,89 4 Си2+, Мп2+, Бе общ., 7п2+ 4 в очень грязная
11 4,29 4 Мп2+, Си2+, Бе общ., 7п2+ 4 б грязная
11а 5,7 6 Мп2+, Си2+, Бе общ., 7п2+, ХПК, БПК 5 экстремально грязная
11б 7,15 4 Мп2+, Си2+, Бе общ., 7п2+ 5 экстремально грязная
12 6,19 4 Мп2+, Си2+, Бе общ., 7п2+ 4 г очень грязная
14 5,80 3 Мп2+, Си2+, железо общее 4 в очень грязная
15 6,14 3 Мп2+, Си2+, железо общее 4 в очень грязная
15а 5,91 3 Мп2+, Си2+, железо общее 4 в очень грязная
16 6,80 4 Мп2+, Си2+, Бе общ., азот нитритов 5 экстремально грязная
18 6,34 4 Мп2+, Си2+, Бе общ., 7п2+ 4 г очень грязная
Примечание: УКИЗВ - удельный комбинаторный индекс загрязненности воды; КПЗ - критический показатель загрязненности.
Таблица 5. Оценка качества воды Table 5. Water quality assessment
Численное значение
Качественная характеристика
ИКВКМ
95-100 превосходное качество воды
80-94 хорошее качество
60-79 неплохое качество
45-59 0-44 предельное качество плохое качество воды
Для расчетов использованы следующие показатели: взвешенные вещества, железо, марганец, фосфор общий, ХПК, азот аммония, рН, солесодержание или сухой остаток, азот нитратов, а также металлы - цинк, свинец, ртуть, медь. Значения целевых показателей приняты те же, что и для расчета показателя антропогенной нагрузки6. Полученные в соответсвие с ИКВКМ результаты показали преимущественно плохое качество воды (табл. 6).
Таблица 6. Индекс качества воды по створам р. Туры за 2016-2017 гг., рассчитанный по методике ИКВКМ
Table 6. Water quality index for the Tura River ranges over 2016-2017 calculated according to CMWQI (Canadian Ministry Water Quality Index) method
Створ ИКВ (балл) Характеристика (качество воды)
2016 г. 2017 г. 2016 г. 2017 г.
1 (фон) 90 47 хорошее предельное
1б S9 40 предельное плохое
2 43 4S плохое плохое
4 44 42 плохое плохое
S 48 42 предельное плохое
7 43 38 плохое плохое
8 41 39 плохое плохое
10 40 37 плохое плохое
11 40 38 плохое плохое
11а - 36 - плохое
11б 41 36 плохое плохое
12 37 36 плохое плохое
14 39 38 плохое плохое
1S 38 38 плохое плохое
15а - 37 - плохое
1б 36 3S плохое плохое
18 3S 3S плохое плохое
Следующая методика оценки состояния воды р. Туры в исследованных створах - ИКВНСЗ (индекс качества воды национального санитарного законодательства США) [14-18]. Предлагаемый в методике способ сравнения качества воды различных водных объектов основывается на девяти параметрах: температура, рН, мутность, фекальные колиформные бактерии, растворенный кислород, БПК, фосфор общий, нитрат-ион и взвешенные вещества. Каждый из этих параметров имеет свое значение весового коэффициента Q. Сумма значений весовых коэффициентов для всех показателей равна 1. В данном случае для расчета использовались восемь ингредиентов, не учитывались только фекальные колиформные бактерии. Признаком свежего фекального загрязнения
6 Единые критерии качества вод. Совещание руководителей водохозяйственных органов стран-членов СЭВ. М.: СЭВ, 1982.
является повышенное содержание в воде ионов аммония (более 0,5 мг/дм3). Из 105 проб только в 14 % содержание ионов аммония превышало 0,5 мг/дм3. Следовательно, в 86 % случаев показатель содержания колиформных фекальных бактерий не оказывал заметного влияния на конечный результат. По методу ИКВНСЗ оценка качества воды определялась с помощью данных табл. 7.
Таблица 7. Оценка качества воды по методике ИКВНСЗ Table 7. Water quality assessment according to USNSLWQI (US National Sanitary Legislation Water Quality Index) method
Численное значение индекса Качественная характеристика
ИКВНСЗ
91-100 превосходное качество воды
71-90 хорошее качество
51-70 среднее качество
26-50 плохое качество
0-25 очень плохое качество воды
В табл. 8 приведены полученные по расчетам баллы ИКВНСЗ и соответствующее им качество воды для всех исследуемых створов за сезоны 2017 г.
Таблица 8. Баллы и качество воды в створах р. Туры в соответствие с ИКВНСЗ, 2017 г.
Table 8. Scores and water quality in the Tura River ranges in accordance with USNSLWQI, 2017
ИКВНСЗ (балл)
Створ Зима Качество воды Весна Качество воды Лето Качество воды Осень Качество воды
Т. 1 85,8 хорошее 63,4 среднее 82,0 хорошее 52,5 среднее
Т. 1б 86,1 хорошее 64,4 среднее 81,4 хорошее 53,2 среднее
Т. 2 85,8 хорошее 75,2 хорошее 83,6 хорошее 60,8 среднее
Т. 4 81,2 хорошее 61,6 среднее 80,3 хорошее 55,4 среднее
Т. 5 81,3 хорошее 70,2 среднее 82,3 хорошее 55,7 среднее
Т. 7 82,8 хорошее 64,0 среднее 80,1 хорошее 50,0 плохое
Т. 8 78,5 хорошее - - 61,0 среднее - -
Т. 10 81,8 хорошее 60,9 среднее 75,9 хорошее 46,7 плохое
Т. 11 77,6 хорошее 55,6 среднее 65,5 среднее 43,9 плохое
Т. 11а 69,3 среднее 47,5 плохое 72,7 хорошее 42,4 плохое
Т. 11б 73,4 хорошее 54,9 среднее 76,4 хорошее 41,7 плохое
Т. 12 67,3 среднее 62,8 среднее 80,9 хорошее 45,0 плохое
Т. 14 81,9 хорошее 62,7 среднее 88,4 хорошее 48,5 плохое
Т. 15 81,6 хорошее 64,2 среднее 84,0 хорошее 55,4 среднее
Т. 15а 70,0 среднее 56,2 среднее 79,7 хорошее 44,9 плохое
Т. 16 76,7 хорошее 62,2 среднее 80,3 хорошее 53,4 среднее
Т. 18 81,4 хорошее 62,1 среднее 69,9 среднее 47,1 плохое
Примечание: данные за весну и осень в створе 8 отсутствуют.
Комплексные оценки, характеризующие качество воды одного и того же водотока, рассчитанные по трем разным методикам (УКИЗВ, ИКВКМ, ИКВНСЗ), в силу их несовпадения не дают возможности остановить выбор на какой-либо из них без риска получить ошибочные сведения при практическом применении.
Следует отметить, что по результатам проведенным по методикам УКИЗВ, ИКВКМ, ИКВНСЗ расчетов на протяжении всего течения р. Туры (более 1000 км) не происходит заметных изменений классов качества воды, выражаемых определениями «грязная, предельно грязная» (согласно УКИЗВ); «хорошее, среднее» (согласно ИКВНСЗ) и т. д. Следовательно, необходима методическая база, позволяющая корректно оценивать текущее состояние водного объекта с экосистемных позиций. Один из возможных подходов к решению этой задачи изложен в работе [19], в которой для оценки качества природных вод с экологических позиций предлагается комплексный базовый показатель антропогенной нагрузки (ПАНб). За основу расчета базовых показателей приняты 7 [19, 20]. Результаты расчета величин пороговых ПАН по классам качества воды с экосистемных позиций представлены в табл. 9.
Для расчета ПАН для р. Туры использовался тот же перечень показателей, что и для расчета УКИЗВ. В табл. 10 представлены величины ПАН в створах р. Туры за наблюдаемые периоды 2017 г.
Помимо отбора проб на гидрохимический анализ в створах р. Туры проводилось определение индекса трофической комплектности, применяемого в практике ЕЭС как метод оценки состояния речных экосистем на основе изменений в трофической структуре донного сообщества, возникающих под влиянием внешних факторов. Определяли бельгийский биотический индекс с использованием метода BMWP (The biological monitoring working party).
Проведено сопоставление результатов оценки состояния по величине ПАН и трем биологическим индексам (табл. 11). Следует отметить достаточно близкое совпадение результатов оценки состояния водного объекта по биотическим индексам и величине ПАН, что является одним из доказательств того, что данная методика адекватно отражает общее состояние экосистемы, учитывая не только гидрохимические характеристики, но и состояние биоценоза водного объекта. Но и при использовании ПАН возникает ряд вопросов, связанных, например, с определением базовых показателей взвешенных веществ, сульфат-ионов, ионов металлов для водных объектов с различной аборигенной ихтиофауной и формирующим качество воды факторам (зале-сенность, заболоченность водосбора, климатическая зона и пр.). Тем не менее, представленная в табл. 11 информация показывает близкое совпадение результатов оценки состояния водного объекта по биотическим индексам и величине ПАН на всем протяжении реки. При этом необходимо отметить, что длина реки составляет 1030 км, водосбор изменяется от залесенного и степного до заболоченного, водоток принимает массу притоков, испытывающих
7 ГОСТ Р 58556 - 2019 «Оценка качества воды водных объектов с экологических позиций. М.: Стандартинформ, 2019.
Таблица 9. Значения пороговых ПАН по классам качества воды с экосистемных позиций
Table 9. Threshold ALI (anthropogenic load indicator) values according to water quality classes from the ecosystem point of view
Аналит, мг/дм3 Класс качества воды с экосистемных позиций ЦПэ-ндт Показатель антропогенной нагрузки
I II III IV V ПА№ ПАН II ПАН ш ПАН™ ПА^
Общие показатели, мг/дм3 мг/дм3 Величина ПАН
N (МИ/) 0,1 0,2 0,5 2 5 0,2 0,0 0,0 0,3 4,0 11,5
N (N0^) 0,002 0,005 0,02 0,05 0,1 0,02 0,0 0,0 0,0 1,5 4,0
N (N0;) 1 3 5 10 20 3 0,0 0,0 0,7 2,3 5,7
Р (РО/-) 0,008 0,065 0,163 0,326 0,652 0,1 0,0 0,0 0,6 2,3 5,5
ХПК, мг О2/дм3 15 25 50 70 100 10 0,5 1,5 4,0 6,0 9,0
БПК5, мг О2/дм3 2 4 8 15 25
Взв. в-ва 20 30 50 100 200 5 3,0 5,0 9,0 19,0 39,0
рН, ед. рН 6,5-8,5 6,5-8,5 6,5-8,5 6,0-8,5 6,0-9,0 0,0 0,0 0,0 5,0 5,0
Сух. ост. 300 500 800 1000 1200 500 0,0 0,0 3,0 5,0 7,0
Железо общ. 0,5 1 1 5 10 1 0,0 0,0 0,0 4,0 9,0
Марганец 0,05 0,1 0,3 0,8 1,5 0,1 0,0 0,0 2,0 7,0 14,0
ПАН, усл. м3/м3 3,5 6,5 19,5 56,1 109,7
Показатели экотоксичности, мг/дм3
Ртуть 0,0001 0,0002 0,0005 0,001 0,005 0,0002 0,0 0,0 1,5 4,0 24,0
Кадмий 0,003 0,005 0,01 0,02 0,03 0,005 0,0 0,0 1,0 3,0 5,0
Свинец 0,01 0,02 0,05 0,1 0,2 0,02 0,0 0,0 1,5 4,0 9,0
Мышьяк 0,01 0,02 0,05 0,1 0,2 0,02 0,0 0,0 1,5 4,0 9,0
Медь 0,02 0,05 0,1 0,2 0,5 0,05 0,0 0,0 1,0 3,0 9,0
Хром общ. 0,02 0,05 0,1 0,2 0,5 0,05 0,0 0,0 1,0 3,0 9,0
Кобальт 0,01 0,02 0,05 0,1 0,5 0,02 0,0 0,0 1,5 4,0 24,0
Никель 0,02 0,05 0,1 0,2 0,5 0,05 0,0 0,0 1,0 3,0 9,0
Цинк 0,2 1 2 5 10 1 0,0 0,0 1,0 4,0 9,0
ПАН, усл. м3/м3 3,5 6,5 29,5 88,1 216,7
Примечание: для алюминия3* и АОХ данные по экотоксичности отсутствуют; 1 класс качества воды - очень чистая; 2 класс качества воды - чистая; 3 класс - умеренно загрязненная; 4 класс - загрязненная; 5 класс качества воды - очень загрязненная.
Таблица 10. Значения величины ПАН в створах р. Туры за наблюдаемые периоды 2017 г.
Table 10. ALI (anthropogenic load indicator) values in the Tura River ranges during the periods of observation in 2017
Створ Зима 2017 г. Весна 2017 г. Лето 2017 г. Осень 2017 г. Загрязняющие вещества
1 0,б2 4,23 2,95 0,43 ВВ
1б 0,58 2,22 10,23 1,59 ХПК, ВВ
2 1,б5 1,18 4,29 0,9б ХПК, ВВ, Мп2+
4 2,93 7,81 4,19 2,04 ВВ, ^2+
S 1,97 3,83 8,04 2,74 ХПК, железо общее
7 7,28 б,03 11,13 7,5б ХПК, железо общее, 7п2+
8 5,91 - 15,20 - ХПК, железо общее
10 3,21 10,24 13,07 4,б2 ХПК, железо общее
11 3,53 11,б2 15,02 22,57 ХПК, ВВ, железо общее, Мп2+
11а 7,17 15,49 18,38 12,98 ХПК, железо общее, ВВ, СС
11б б,47 9,14 14,89 1б,33 ХПК, железо общее, ВВ, СС
12 17,б7 9,37 12,97 8,б5 ХПК, железо общее, ВВ, СС
14 11,11 8,39 11,40 14,0б ХПК, железо общее, Мп2+, ВВ
1S 13,82 7,58 13,б2 11,41 ХПК, железо общее, Мп2+, азот нитритов
15а 17,94 7,97 13,7б 14,08 ХПК, железо общее, ВВ, Мп2+, азот нитритов
1б 14,85 7,85 15,7б 10,23 ХПК, железо общее, Мп2+, азот нитритов
18 13,20 б,07 24,25 9,47 ХПК, железо общее, азот нитритов, Мп2+
Примечание: ячейки отмечены цветом, соответствующим классу качества воды: голубой -I класс качества, желтый - II класс качества, оранжевый - III класс качества, красный -IV класс качества; ПАН каждого из показателей составил меньше 1.
высокую антропогенную нагрузку, протекает в различных климатических условиях (горный Урал, Зауралье), наблюдается изменение видов ихтиофауны от истока к устью. Естественно, что возникающие вопросы формируют и направление необходимых дальнейших исследований.
Казалось бы, утвержденное Постановлением Правительства Российской Федерации от 13 февраля 2019 г. № 140 «Положение о разработке, установлении и пересмотре нормативов качества окружающей среды для химических и физических показателей состояния окружающей среды»8 (далее «Положение») должно узаконить применение методики интегральной оценки фактического состояния водного объекта при воздействии множества факторов. Однако на фоне написанного об эталонных участках (пункт 6 «Положения») читаем пункт 11 - «Нормативы качества вод поверхностных источников...»; пункт 12 - «Для вод поверхностных водных объектов, используемых для
8 «Положение о разработке, установлении и пересмотре нормативов качества окружающей среды для химических и физических показателей состояния окружающей среды». Утв. Постановлением Правительства Российской Федерации от 13 февраля 2019 г.» № 140.
Таблица 11. Классы качества воды в бассейне р. Туры по биотическим индексам, динамика изменений в 2016-2017 гг.
Table И. Water quality classes in the Tura River basin by biotic indices: changes dynamics in 2016-2017
Створ наблюдения Весна 2016 г. Лето 2016 г. Лето 2017 г.
ББИ BMWP итк Средний балл ПАН ББИ BMWP ИТК Средний балл ПАН ББИ BMWP ИТК Средний балл ИЛИ
1, р. Тура, ст. Азиатская 1 2 2 1,67 0,3 1 1 1 1,0 1Д 1 1 2 1,33 3,0
1а, р. Кушва 1 1 2 1,33 13,1
3, р. Выя, устье 1 2 3 2,0 4,1 1 1 2 1,33 0,8 1 1 1 1 4,0
4, р. Тура, после впадения р. Выи 2 2 3 2,33 3,4 1 1 2 1,33 1Д 1 1 2 1,33 4,2
6, р. Салда, устье 1 3 3 2,33 13,4 1 1 2 1,33 4,2 1 1 2 1,33 32,2
7, р. Тура, д. Меркушино 1 2 3 2,0 6,0 1 1 2 1,33 10,2 1 1 2 1,33 11,1
9, р. Тагил, устье 2 3 3 2,67 20,1 2 2 3 2,33 11,3 1 1 2 1,33 16,2
10, р. Тура, д. Санкино 1 2 2 1,67 8,7 2 2 2 2,0 6,5 1 2 2 1,67 13,1
11, р. Тура, выше г. Туринска 3 3 3 3,0 14,7 1 2 2 1,67 5,9 1 2 3 2 15,0
11а, р. Тура, ниже Туринского ЦБК 1 2 2 1,67 18,4
116, р. Тура, д. Луговая 5 5 5 5 14,9
13, р. Ница, устье 2 3 3 2,67 20,6 1 1 2 1,33 5,2 1 2 3 2 8,0
14, р. Тура, после впадения р. Ницы 2 3 3 2,67 14,8 1 2 1 1,33 7,1 3 4 4 3,67 11,4
15, р. Тура, п. Метелево 3 3 3 3,0 12,2 1 2 2 1,67 12,4 4 5 4 4,33 13,6
15а, р. Тура ниже очистных сооружений г. Тюмени 2 3 3 2,67 13,8
16, р. Тура, д. Борки 2 3 3 2,67 7,4 2 2 2 2,0 15,0 2 3 3 2,67 15,8
17, р. Пышма, устье 2 2 3 2,33 9,6 1 2 2 1,67 8,0 1 2 2 1,67 7,3
18, р. Тура, устье 2 2 3 2,33 8,8 2 3 3 2,67 17,4 2 3 2 2,33 24,3
Примечание: голубым цветом обозначено отличное состояние экосистемы, желтым - хорошее состояние экосистемы, оранжевым ■ ное умеренное антропогенное воздействие, красным - сильная деградация, фиолетовым - полная деградация экосистемы
целей хозяйственно-питьевого и... в других целях, за исключением водных объектов рыбохозяйственного значения, разрабатываются гигиенические нормативы.»; пункт 15 - «В случае, если природные фоновые концентрации химических веществ., сформировавшихся под влиянием природных факторов. превышают значения гигиенических или рыбохозяйственных нормативов, нормативы качества устанавливаются на уровне значений. природных фоновых концентраций. .»; пункт 16 - «Нормативы качества вод. предусмотренные п. 15 настоящего положения, за исключением водных объектов рыбохозяйственного значения, разрабатываются и устанавливаются МПРиЭ РФ»; пункт 17 - «Нормативы качества вод объектов рыбохозяйственного значения разрабатываются и утверждаются Министерством сельского хозяйства Российской Федерации.», т. е. в итоге практически для всех водотоков и водоемов России разрабатываются ПДК рыбохозяйственные, но не комплексные показатели состояния водных объектов
По сути, пункты 16, 17 свели на нет значение пункта 15. Круг замкнулся на ПДК, соблюдение которых не всегда означает благоприятную обстановку для жизнедеятельности водной экосистемы. Логика подсказывает, что в воде, содержащей все ингредиенты, ПДК по которым известны на уровне нормативов, может оказаться не учитываемый компонент, негативно влияющий на жизнедеятельность экосистемы. Дополнительные же нагрузки, позволяющие не выходить за рамки допустимых экосистемных изменений, можно установить на основе объективно определенного исходного состояния водного объекта (комплектность и показатель функционирования экосистемы при установленных гидрохимических характеристиках и воздействии множества факторов).
ЗАКЛЮЧЕНИЕ
В Российской Федерации для совокупной оценки и сопоставления степени загрязненности водных объектов или их участков используется ряд распространенных интегральных индексов (порядка 10), базирующихся на определяемых в модельных условиях величинах ПДКрх. Уже сам факт разработки множества индексов оценки состояния водных объектов с опорой на ПДК свидетельствует о неудовлетворенности как научного сообщества, так и практиков водохозяйственной отрасли результатами их использования. Анализ работ российских авторов и результатов собственных разработок позволил отметить системные, концептуальные недостатки, доказывающие что нормативы ПДК не отвечают целям экологического контроля водной среды.
Детальный анализ методологии определения ПДКрх, отмеченные и доказанные системные, концептуальные недостатки при их определении позволили выделить ряд неопределенностей, характеризующих декларируемые нормативы рыбохозяйственных ПДК. Показатели не отражают фактического состояния и свойств химических компонентов в воде поверхностных водоисточников, фактического влияния ингредиентов на ги-дробионты, не охватывают воздействие всего спектра поступающих в реки
и водоемы веществ и не характеризуют состояние биотической составляющей водных экосистем. Следовательно, опираясь на назначенные для всех типов водоисточников на громадной территории России единых, определенных в модельных условиях ПДКрх, невозможно достоверно провести не только комплексную оценку состояния водных объектов, но и адекватно определить характеристики допустимых потребительских свойств воды для рыб различных семейств.
Необходимо отметить, что согласно оценкам состояния водного объекта, проведенным по методикам УКИЗВ, ИКВКМ, ИКВНСЗ на протяжении всего течения р. Туры (более 1000 км) практически не происходит заметных изменений классов качества воды, выражаемых определениями «грязная, предельно грязная (согласно УКИЗВ), «хорошее, среднее качество воды» (согласно ИКВНСЗ)», «плохое (согласно ССМЕ ^О)».
Следовательно, необходима методическая база, позволяющая корректно оценивать текущее состояние водного объекта с экосистемных позиций. Одним из возможных подходов к решению этой задачи предлагается комплексный базовый показатель антропогенной нагрузки (ПАНб), отражающий качество природных вод с экологических позиций.
Сопоставление результатов оценки состояния р. Туры по всему течению по величине ПАН и трем биологическим индексам показало близкое совпадение результатов оценки состояния водного объекта по биотическим индексам и величине ПАН, что является одним из доказательств, что данная методика адекватно отражает общее состояние экосистемы, учитывая не только гидрохимические характеристики, но и состояние биоценоза водного объекта. Однако и при использовании показателя ПАН возникает ряд требующих ответа вопросов, связанных, например, с определением базовых показателей взвешенных веществ, сульфат-ионов, ионов металлов для водных объектов с различной аборигенной ихтиофауной и формирующими качество воды факторами (залесенность, заболоченность водосбора, различные климатические зоны и пр.)
Пункты 16 и 17 Постановления Правительства Российской Федерации от 13 февраля 2019 г. № 140 «Положение о разработке, установлении и пересмотре нормативов качества окружающей среды для химических и физических показателей состояния окружающей среды» по существу нейтрализовали директивы пункта 15: «В случае, если природные фоновые концентрации химических веществ., сформировавшихся под влиянием природных факторов. превышают значения гигиенических или рыбохозяйственных нормативов, нормативы качества устанавливаются на уровне значений. природных фоновых концентраций____», сведя определение нормативов качества вод практически всех водотоков и водоемов к величине рыбохозяйственной ПДК.
В целом можно сделать вывод, что в России в настоящее время отсутствует система комплексной оценки состояния водных объектов и, соответственно, система экологического нормирования водоохранных мероприятий.
СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ
1. Hakanson, L., Boulion, V. The Lake Foodweb Modelling Predation and Abiotic/Biotic Interactions, Leiden: Backhuys Publishers. 2002.
2. Рисник Д.В., Беляев С.Д., Булгаков Н.Г., Левич А.П., Максимов В.Н., Мамихин С.В., Миль-ко Е.С., Фурсова П.В., Ростовцева Е.Л. Подходы к нормированию качества окружающей среды. Законодательные и научные основы существующих систем экологического нормирования // Успехи современной биологии. 2012. Т. 132. № 6. С. 531-550.
3. Зенин А.А., Белоусова Н.В. Гидрохимический словарь. Л: Гидрометеоиздат, 1988. 165 с.
4. Касьяненко А.А. Современные методы оценки рисков в экологии: уч. пособие. М: РУДН. 2008. 271 с.
5. Моисеенко Т.И. Оценка качества вод и «здоровья» экосистем с позиций экологической парадигмы // Водное хозяйство России: проблемы, технологии, управление. 2017. № 3. С. 104 - 124. DOI: 10.35567/1999-4508-2017-3-7.
6. Vollenweider R.A. Input-output models with special reference to the phosphorus loading concept in limnology. Schweiz. Z. Hudrol., 1975. Bd. 37. Р. 53-83.
7. Зацепин А.Н., Попов А.Н., Рыбина Е.Л. Временные рекомендации по выбору метода восстановления и мелиорации водоема. Свердловск, 1986. 25 с.
8. Хендерсон-Селерс Б., Маркленд Х.Р. Умирающие озера. Причины и контроль антропогенного эвтрофирования / пер. с англ. Л., 1990. 278 с.
9. Jones R.A., Lee G.F. Eutrophication Modeling for Water Quality Management: An Update of the Vollenweider-OECD Model. Department of Civil and Environmental Engineering New Jersey Institute of Technology Newark, New Jersey 07-102, USA. 1986.
10. Чалов С.Р., Есин Е.В., Леман В.Н Влияние взвешенных наносов на речные ихтиоценозы» // Известия ТИНРО. 2019. С. 179-192.
11. Попов А.Н. Прогноз и регулирование качества поверхностных вод (на примере региона Урала): автореф. дис... д-ра техн. наук. Екатеринбург, 1996. 262 с.
12. Вредные химические вещества. Неорганические соединения элементов 1-4, 5-8 групп / спр. изд-ние, под ред. В.А. Филова. Л.: Химия, 1999. Т. 1, 2.
13. Мур Дж.В., Рамамурти С. Тяжелые металлы в природных водах. М.:Мир, 1987.
14. Tyagi, S., Sharma, B., Singh, P., Dobhal, R. Water Quality Assesment in Terms of Water Quality Index // American Journal of Water Resources. 2013. Vol. 1, No. 3. P. 34-38.
15. Terrado, M., Barcelo, D., Tauler, R., Borrell, E., Campos, S. Surface-water-quality indices for the analysis of data generated by automated sampling networks // Trends Anal. Chem. 2010. Vol. 29. No. 1. P. 40-52.
16. Abbasi T., Abbasi S. Water quality indices. Amsterdam: Elsevier. 2012.
17. Mnisi L.N. Assessment of the state of the water quality of the Lusushwana River, Swaziland, using selected water quality indices / M. Sc. Thesis, University of Zimbabwe. Harare, 2010.
18. Wills M., Irvine K. Application of the national sanitation foundation water quality index in Cazenovia Creek // Pilot watershed management project. Mid. States Geograph. NY, 1996. P. 95-104.
19. Оболдина Г.А., Самбурский Г.А., Попов А.Н. Оценка экологического состояния водных объектов: унифицированные подходы для выполнения задач национального проекта «Экология» // Водное хозяйство России: проблемы, управление, технологии. 2019. № 4. С. 32-56. DOI: 10.35567/1999-4508-2019-4-2.
20. Руководство по гидробиологическому мониторингу поверхностных экосистем / под ред. В.А. Абакумова. СПб.: Гидрометеоиздат, 1992. 318 с.
REFERENCES
1. Hakanson, L., Boulion, V. The Lake Foodweb Modelling Predation and Abiotic/Biotic Interactions, Leiden: Backhuys Publishers. 2002.
2. Risnik D.V., Belayev S.D., Bulgakov N.G., Levich A.P., Maksimov V.N., Mamikhin S.V., Milko E.S., Fursova P.V., Rostovtseva E.L. Approaches to normalization of the quality of environment. Legislative and scientific foundations of the currently existing systems of ecological normali-
zation. Uspekhi sovremennoy biologiyi [Achievements of modern biology]. 2012. V. 132. No. 6. P. 531-550 (in Russ.).
3. Zenin A.A., Belousova N.V. Hydro/chemical vocabulary. L: Gidrometeoizdat, 1988. 165 p. (in Russ.).
4. Kasyanenko A.A. Contemporary methods of risk assessment in ecology: manual. M: RUDN. 2008. 271 p.
5. Moiseyenko T.I. Water quality and the ecosystems "health" assessment in respect of the ecological paradigm. Water Sector of Russia: Problems, Technologies, Management. 2017. № 3. С. 104-124. DOI: 10.35567/1999-4508-2017-3-7 (in Russ.).
6. Vollenweider R.A. Input-output models with special reference to the phosphorus loading concept in limnology. Schweiz. Z. Hudrol., 1975. Bd. 37. Р. 53-83.
7. Zatsepin A.N., Popov A.N., Rybina E.L. Provisional recommendations concerning the choice of a water body restoration and melioration method. Sverdlovsk, 1986. 25 p. (in Russ.).
8. Henderson-Sellers B., Markland H.R. Dying lakes. Causes and control of anthropogenic euthroph-ication. Translated from English. L., 1990. 278 p.
9. Jones R.A., Lee G.F. Eutrophication Modeling for Water Quality Management: An Update of the Vollenweider-OECD Model. Department of Civil and Environmental Engineering New Jersey Institute of Technology Newark, New Jersey 07-102, USA. 1986.
10. Chalov S.R., Yesin E.V., Leman V.N. Impact of suspended sediments upon river ichthyocenosis. Izvestia [Bulletin] TINRO. 2019. P. 179-192 (in Russ.).
11. Popov A.N. Forecast and regulating of surface waters' quality (The Ural Region as a study case): abstract of the thesis for the doctoral degree. Ekaterinburg, 1996. 262 p. (in Russ.).
12. Adverse chemical substances. Non-organic compounds of the 1-4, 5-8 groups elements. Reference book, editor V.A. Filov. L.: Khimiya [Chemistry], 1999. V. 1, 2. (in Russ.).
13. Moor J.V., Ramamurti S. Heavy metals in natural waters. M.: Mir, 1987.
14. Tyagi, S., Sharma, B., Singh, P., Dobhal, R. Water Quality Assesment in Terms of Water Quality Index. American Journal of Water Resources. 2013. Vol. 1. No. 3. P. 34-38.
15. Terrado, M., Barcelo, D., Tauler, R., Borrell, E., Campos, S. Surface-water-quality indices for the analysis of data generated by automated sampling networks. Trends Anal. Chem. 2010. Vol. 29. No. 1. P. 40-52.
16. Abbasi T., Abbasi S. Water quality indices. Amsterdam: Elsevier. 2012.
17. Mnisi L.N. Assessment of the state of the water quality of the Lusushwana River, Swaziland, using selected water quality indices / M. Sc. Thesis, University of Zimbabwe. Harare, 2010.
18. Wills M., Irvine K. Application of the national sanitation foundation water quality index in Cazen-ovia Creek // Pilot watershed management project. Mid. States Geograph. NY, 1996. P. 95-104.
19. Oboldina G.A., Samburskiy G.A., Popov A.N. Assessment of the water bodies ecological status: unified approach to solution of the "Ecology" National Project tasks. Water Sector of Russia: Problems, Technologies, Management. 2019. No. 4. P. 32-56. DOI: 10.35567/1999-4508-2019-4-2 (in Russ.).
20. Guidelines on hydro/biological monitoring of surface ecosystems. Edited by V. A. Abakumov. SPb.: Gidrometeoizdat, 1992. 318 p. (in Russ.).
Сведения об авторе:
Попов Александр Николаевич, д-р техн. наук, профессор, заведующий отделом научно-методического обеспечения восстановления и охраны водных объектов, ФГБУ «Российский научно-исследовательский институт комплексного использования и охраны водных ресурсов», Россия, 620049, г. Екатеринбург, ул. Мира 23; е-mail: [email protected]
About the author:
Aleksandr N. Popov, Professor, Doctor of Technical Sciences, Head, Department of scientific/methodical support of water bodies' restoration and protection, Russian Research Institute for Integrated Water Management and protection, ul. Mira, 23, Ekaterinburg, Russia; е-mail: [email protected]
