CC BY
34
УДК 574+639.2
О ПРОБЛЕМАХ МОНИТОРИНГА В ПРИБРЕЖНЫХ РАЙОНАХ
В.А. Березовская (КамчатГТУ)
Рассматриваются проблемы проведения мониторинга. Показано, что достоверную оценку их экологического состояния можно получить только с использованием совокупных данных гидрохимических и гидробиологических исследований.
The article deals with the problem of monitoring. It shows that precise data on ecological condition of coastal territories can be obtained only with the help of both hydromechanical and hydro-biological research.
Морские прибрежные экосистемы подвергаются все более сильному антропогенному воздействию. Воздействие загрязняющих веществ ведет к изменению качества воды, которая является средой существования всех гидробионтов. Водные организмы по сравнению с наземными характеризуются большей зависимостью от факторов внешней среды. Это во многом связано с тем, что в водоемах распространение загрязняющих веществ происходит значительно более интенсивно. Особенно пагубно действует загрязнение на прибрежные экосистемы холодоумеренных морей, обладающих низкой самоочищающей способностью.
Для сохранения среды в этих районах первостепенное значение имеет слежение за их состоянием при помощи надежных методов. Загрязнение оказывает воздействие как на абиотические, так и на биотические составляющие экосистемы, но в первом случае изменения проявляются значительно быстрее, чем во втором. Поэтому в настоящее время оценка состояния и уровня загрязнения морских водоемов дается в основном по абиотическим показателям на основе количественного анализа отдельных загрязняющих веществ путем их сравнения с предельно допустимыми концентрациями (ПДК).
ПДК загрязняющих веществ устанавливается с учетом нескольких признаков вредности, один из которых является лимитирующим. При этом для каждого вещества лимитирующий признак индивидуален [1]. Для определения уровня загрязнения рыбохозяйственных водоемов по отдельным ингредиентам существующая система оценки использует традиционные ПДК и такое весьма аморфное понятие, как «качество воды», опирающееся в токсикологическом отношении на те же критерии ПДК.
Подавляющее большинство из них установлены экспериментальным путем для пресноводных водоемов средней широты и не могут механически переноситься на морские водоемы. Морские организмы характеризуются иным спектром адаптивных реакций на токсическое воздействие среды, поэтому для них необходимо определение других величин ПДК. Помимо этого, в морской среде процессы рассеивания, накопления и трансформации загрязняющих веществ имеют свои особенности. В 1984 г. для небольшого количества загрязняющих веществ были определены ПДК для морских вод [2]. В настоящее время разработано более 1 200 рыбохозяйственных ПДК, из которых только 74 - морские [3].
Ситуация усложняется еще и тем, что морские акватории почти всегда испытывают комплексное воздействие загрязняющих веществ и интегральная токсичность среды может существенно отличаться от показателей, устанавливаемых по формальным критериям, которые соответствуют уровням ПДК. Не так давно для совершенствования системы оценки качества вод была предложена классификация водных систем по уровням комплексной токсической загрязненности (УТЗ). Она была разработана на основе использования рыбохозяйственных ПДК, опирающихся на результаты токсикологических исследований гидробионтов [4].
В зависимости от химической природы загрязняющих веществ используют разные классификации оценок. Степень загрязнения водоема органическими веществами оценивается по предложенной в 1908 г. Р. Кольквитцем и М. Марссоном шкале сапробности, установленной по индикационным видам. Согласно ей водоемы или их зоны в зависимости от загрязнения органическими веществами подразделяются на полисапробные (очень сильное загрязнение), а-мезосапробные и Р-мезосапробные (среднее загрязнение), олигосапробные (чистые).
Для оценки загрязнения водоема токсичными веществами используют термин «таксоб-ность». В зависимости от уровня загрязнения соответственно различают политаксобные (очень сильно загрязненные), мезотаксобные (слабозагрязненные) и олиготаксобные (чистые) воды. В принципе все классификации сопоставимы друг с другом, что видно при сравнении схем токсичных и сапробных загрязнений (табл. 1).
Сравнительная схема существующих классификаций токсичных и сапробных загрязнений
(по Брагинскому, 1985)
Класс (балл) Сапробность Таксобность Качество воды по В.Н. Журин-скому и др. Качество воды по классификатору Госкомгид-ромета Токсичность веществ для рыб УТЗ
0 Катаробность Нет обозначения Предельно чистая Очень чистая Нетоксичные Нетоксичность
I Олигосапроб- ность Олиготаксоб- ность Чистая Чистая Очень слабо токсичные Олиготоксич- ность
II Р- мезосапробность в- мезотаксобность Удовлетворительной чистоты Умеренно загрязненная Слаботоксичные в- мезотоксичность
III а- мезосапробность а- мезотаксобность Загрязненная Загрязненная Умеренно токсичные а- мезотоксичность
IV Полисапроб- ность Политаксоб- ность Грязная Грязная Сильнотоксич- ные Политоксич- ность
V Гиперсапроб- ность Гипертаксоб- ность Весьма (предельно) грязная Очень грязная Высокотоксич- ные Гипертоксич- ность
Практика использования различных классификаций для определения состояния загрязнения среды показывает, что все они достаточно условны и с их помощью не всегда возможно получить объективную картину экологического состояния водоема. Для получения такой картины стали применять индекс загрязненности воды (ИЗВ). Он дает совокупную оценку качества вод и определяется по 4 загрязняющим веществам, содержание которых наиболее велико [5]. Кроме этого, при чрезвычайных экологических ситуациях предлагается применять суммарный показатель химического загрязнения (ПХЗ-10) по 10 загрязняющим веществам, содержание которых превышает ПДК [6].
Контроль за состоянием морских вод верхних отделов шельфа является еще более сложной задачей, потому что прибрежные воды отличаются чрезвычайно высокой изменчивостью химического состава. Этому способствуют приливно-отливные течения, волновое перемешивание, сток пресных вод, выпадение осадков и некоторые другие природные явления. Их совместное действие часто приводит к тому, что в прибрежной зоне в одном и том же месте в разное время суток концентрации поллютантов могут значительно различаться [7].
Поэтому оценка экологического состояния водоемов с использованием только ПДК не отражает реального состояния водной экосистемы [8-11 и др.]. Для получения более полной информации исследователи предлагают использовать другие критерии. Так, В.Л. Лебедев [12] предлагает использовать обобщающие показатели качества воды. Л.П. Брагинский с соавторами [8] предлагают использовать не ПДК, а КДА и КБА - коэффициенты донной и бентической аккумуляции, а для более объективной оценки - использовать весь комплекс определяемых параметров, объединяемых в систему оценки уровней загрязнения водных экосистем.
В.И. Лукьяненко [13] предложил концепцию экологических ПДК как предельно допустимых колебаний экологических факторов водной среды абиотической и биотической природы. Такую же идею высказывал и М.М Камшилов [14]. По их мнению, экологические ПДК должны характеризовать условия экологической нормы, или оптимума, и ограничивать диапазон изменений каждого из основных физико-химических параметров водной среды. Экологические ПДК должны дополняться токсикологическими и служить основой регламентации антропогенных нагрузок на водоем.
Некоторые исследователи считают, что нормирование воздействия загрязняющих веществ на водные экосистемы должно проводиться по-разному - в зависимости от механизма их действия [15].
В то же время получение даже самых точных данных по содержанию в прибрежных водах загрязняющих веществ часто не дает объективного представления об экологическом состоянии водоема. С.А. Патин указывает, что антропогенное воздействие на морские экосистемы следует трактовать как совокупное проявление деятельности, которое приводит к явным или скрытым нарушениям природной структуры и функций водных сообществ, а также состава, свойств их биотопов и т. д. [16]. Характеристика экосистемы, основанная только на ее абиотической составляющей, не позволяет выявить изменения исходной структуры, уменьшения биологического разнообразия и упрощения биоценозов [11, 17-19 и др.].
Каждая экосистема характеризуется определенной способностью адаптации к загрязнению. В конкретных условиях она имеет определенный экологический резерв, или «экологическую емкость», поэтому после снятия антропогенной нагрузки она не всегда возвращается к своему исходному состоянию [20].
В результате адаптации к неблагоприятным факторам среды наиболее чувствительные виды вымирают, биологическое разнообразие уменьшается, происходит изменение функциональных и структурных характеристик природных сообществ и популяций [21]. Поэтому контроль за состоянием экосистемы, особенно в районах сильного антропогенного загрязнения, должен базироваться на критериях, учитывающих взаимосвязанность всех процессов. В связи с этим, по мнению Л. А. Виноградовой с соавторами [10], нормирование антропогенних нагрузок нужно осуществлять не по меркам существующих ПДК, а с учетом допустимых экологических нагрузок для всей экосистемы.
Теорию биологического мониторинга в нашей стране начал разрабатывать в 70-х гг. прошлого века В.Д. Федоров [22-24], но до сих пор она далека от совершенства. Это связано с недостаточностью фундаментальных знаний о структуре и функционировании биологических сообществ, несовершенством методов биоиндикации и отсутствием единой концепции его проведения. До сих пор ни в нашей стране, ни за рубежом нет единой универсальной системы оценки качества морской водной среды, хотя для пресных вод методологические требования к биомониторингу уже сформулированы [25, 26].
Для гидробиологического анализа качества вод могут использоваться разные группы организмов, населяющих водоем и обладающих выраженными физиологическими реакциями на воздействие загрязнения [27-32 и др.]. Каждая из них, выступая в роли биологического индикатора среды, имеет свои преимущества и недостатки, которые и определяют границы их использования [33].
Важнейшее место среди гидробиологических показателей занимает характеристика видового состава и структуры сообществ. Для ведения постоянных наблюдений за состоянием окружающей среды важна информация о биологических видах. При их выборе важно иметь в виду, что совокупность взаимоотношений между ними должна определять структуру всей системы, поэтому проведение мониторинга предполагает слежение за динамикой основных элементов сообществ [19, 34, 35 и др.]. Редкие и тем более случайно занесенные элементы сообщества для ведения биомониторинга представляют меньший интерес, хотя изменение степени их встречаемости и поведенческих реакций тоже может сигнализировать об изменении состояния среды.
Слагаясь из отдельных организмов, популяции как биологические системы характеризуются новыми качествами, не свойственными отдельным индивидам. На ухудшение условий среды обитания популяция отвечает перестройками размерной и возрастной структур, плотности распределения, численности, биомассы, изменением стратегии размножения, воспроизводства и т. д.
Поскольку под воздействием антропогенных факторов происходят изменения биоценозов, то биомониторинг можно проводить и на этом уровне организации сообществ. Более того, Л.П. Брагинский считает, что при его проведении существенное значение имеют не индивидуальные реакции гидробионтов, а массовые биологические процессы, приводящие к преобразованиям структуры популяций и биоценозов и ведущие к нарушению равновесия в водных экосистемах [4]. Он придает большое значение процессам надорганизменного уровня, но при этом отмечает: для того чтобы правильно их интерпретировать, необходимо четко разделять такие понятия, как «норма» и «патология», на данном уровне организации живого.
Существенным моментом в проведении исследований на всех уровнях организации биоты, особенно на надорганизменных, является ясное осознание того, что наблюдаемые изменения структуры и функций изучаемого предмета могут лежать в пределах нормальной изменчивости или естественных перестроек и изменений, вызванных изменяющимися естественными природными факторами. Поэтому в интерпретации данных наблюдений наряду с описательной, констатирующей частью должен иметь место глубокий анализ причинно-следственных связей между всеми обнаруженными явлениями.
Оценка состояния экосистемы по биотическим составляющим очень сложна, поэтому чаще всего при проведении исследований переходят на уровень отдельных биотических компонентов (видов, популяций и т. д.). Некоторые исследователи [11, 36 и др.] считают, что более надежной основой для ведения мониторинга может служить сукцессионная система различного пространственно-иерархического уровня.
В то же время использование всего биологического разнообразия для проведения постоянных наблюдений по многим причинам невозможно и едва ли необходимо. В настоящее время в реальной практике ведения мониторинга осуществляется иной подход к его организации: выбирается группа организмов, наиболее адекватно отражающая состояние среды обитания, и за ней устанавливается постоянное наблюдение.
Для определения уровня загрязнения в морской среде используются в качестве биомониторов морские организмы, обладающие выраженной физиологической реакцией на воздействие загрязнителей [27, 29, 30, 32, 37]. Такой подход лежит в основе стандартных методов оценки потенциально опасных загрязнителей и прогнозирования их влияния на морские организмы [38]. Под воздействием загрязнения происходит изменение видового состава и численности организмов, что дает возможность на основе этих изменений оценивать загрязнение среды [30, 32, 39, 40 и др.].
На основании вышеизложенного можно констатировать, что морские экосистемы в зависимости от поставленных задач изучают различными методами. Однако наиболее достоверную оценку экологического состояния прибрежных районов шельфа можно получить, только используя совокупные данные гидрохимических и гидробиологических исследований, которые проводятся на разных уровнях организации биоты.
Литература
1. Зенин А.А., БелоусоваН.В. Гидрохимический словарь. - Л.: Гидрометеоиздат, 1988. - 240 с.
2. Правила охраны от загрязнения прибрежных вод морей. - М.: ЦБНТИ Минводхоза СССР, 1984. - 109 с.
3. Перечень предельно допустимых концентраций и ориентировочно безопасных уровней воздействия вредных веществ для воды рыбохозяйственных водоемов. - М.: Роскомрыболовст-во: Мединор, 1999. - 220 с.
4. Брагинский Л.П. Некоторые принципы классификации пресноводных экосистем по уровням токсического загрязнения // Гидробиологический журн. - 1985. - С. 65-73.
5. Методические указания по формализованной комплексной оценке качества поверхностных и морских вод по гидрохимическим показателям. - М.: Гидрометеоиздат, 1988. - 287 с.
6. Критерии оценки экологической обстановки // Зеленый мир. - 1994. - № 11. С. 7-11; № 12. С. 8-11; № 13. С. 12-14; № 14. С. 6-9.
7. Жирмунский А.В., Христофорова Н.К. О некоторых биологических методах оценки загрязнения морской среды // Комплексный глобальный мониторинг Мирового океана: Тр. I меж-дунар. симпоз., Таллин, 1983. - Л.: Гидрометеоиздат, 1985. - С. 113-121.
8. Эколого-токсикологическая ситуация в водной среде. Основные принципы оценки и прогнозирования / Л.П. Брагинский, Ф.Я. Комаровский, Э.Р. Щербань и др. // Гидробиологический журн. - 1989. - Т. 25. - № 6. - С. 91-101.
9. Охрана окружающей среды / А.М. Владимиров, Ю.И. Ляхин, Л.Т. Матвеев, В.Г. Орлов. -Л.: Гидрометеоиздат, 1991. - 424 с.
10. Функционирование экосистемы мелководной зоны северо-западной части Черного моря в районах дампинга грунтов / Л.А. Виноградова, В.Н. Васильева, Н.В. Дерезюк, Л.Е. Рязанова // Экологические исследования состояния морской среды и приводной атмосферы: Тр. ГОИ. - М.: Гидрометеоиздат, 1992. - Вып. 203. - С. 113-130.
11. Малышев Ю.С., Полюшкин Ю.В. Оценка состояния экосистем - ключевое звено экологического мониторинга // География и природные ресурсы. - 1998. - № 1. - С. 35-42.
12. Лебедев В.Л. Граничные поверхности в океане. - М.: МГУ, 1986. - 193 с.
13. Лукьяненко В.И. Экологические ПДК - предельно допустимые колебания естественных факторов водной среды // Экологическая физиология и биохимия рыб.: Тез. докл. VII Всесоюз. конф., Ярославль, май, 1989 г. - Ярославль, 1989. - Т. 2. - С. 15-16.
14. Камшилов М.М. Норма и патология в функционировании водных экосистем // Теоретические проблемы водной токсикологии. Норма и патология. - М.: Наука, 1983. - С. 22-25.
15. Авилова С.Д., Авилов В.И. Оценка экологического состояния водных объектов по биохимическим показателям: Метод. указания. - М.: Наука, 1997. - 35 с.
16. Патин С.А. Экологические проблемы освоения нефтегазовых ресурсов морского шельфа. - М.: ВНИРО, 1997. - 350 с.
Израэль Ю.А. Экология и контроль состояния природной среды. - М.: Гидрометеоиздат, 1984. - 560 с.
17. Изучение загрязнения окружающей природной среды и его влияния на биосферу / Под ред. Ю.А. Израэля. - Л.: Гидрометеоиздат, 1986. - 197 с.
18. Березовская В.А., Клочкова Н.Г. Биомониторинг и биоиндикация прибрежных экосистем: подходы, проблемы // Эколого-экономические проблемы рационального природопользования Камчатки: Тр. КамчатГТУ. - Петропавловск-Камчатский: КГТУ, 2001. - Вып. 12. - С. 36-42.
19. Израэль Ю.А., Цыбань А.В. Об ассимиляционной емкости Мирового океана // ДАН СССР. - 1983. - Т. 272. - № 3. - С. 702-705.
20. Reinecke A.J. The ecological relevance of chemical stress on the «health» of the biological environment // SA Tydskrif Naturwetenskap Tegnol. - 1998. - № 4. - P. 142-145.
21. Федоров В.Д. К стратегии биологического мониторинга // Науч. докл. высш. шк. Биологические науки. - М.: МГУ, 1974. - № 10. - С. 12-18.
22. Федоров В.Д. Устойчивость экологических систем и ее измерение // Изв. АН СССР. Сер. биологическая. - 1974. - № 3. - С. 402-405
23. Федоров В.Д. Биологический мониторинг: обоснование и опыт организации // Гидробиологический журн. - 1975. - Т. 11. - № 5. - С. 5-11.
24. Tsecos I., Haritonidis S., Diannelicis T. La resis tance du protoplasme d algues marines aux sels de met aux lourds // Rapp. et proc.-verb. reun. - 1974. - 142 p.
25. Руководство по гидробиологическому мониторингу пресноводных экосистем / Под ред.
B.А. Абакумова. - СПб.: Гидрометеоиздат, 1992. - С. 105-127.
26. Айверсон Р.Л. Использование биологических индикаторов для мониторинга загрязнения морской среды // Человек и биосфера. - 1979. - Вып. 3. - С. 75-84.
27. Бурдин К.С. Основы биологического мониторинга. - М.: МГУ, 1985. - 158 с.
28. Христофорова Н.К. Использование некоторых донных прибрежных организмов для биомониторинга // Экологические последствия загрязнения океана. - Л.: Гидрометеоиздат, 1985. -
C. 352.
29. Клочкова Н.Г., Березовская В.А. Макрофитобентос Авачинской губы и его антропогенная деструкция. - Владивосток: Дальнаука, 2001. - 208 с.
30. Березовская В.А. О возможности использования макрофитобентоса при оценке экологического состояния морских прибрежий // Водное хоз-во России. - 2003. - Т. 5. - № 2. -
С.117-126.
31. Березовская В.А., Клочкова Н.Г. Макрофитобентос как показатель изменения состояния среды // Экономические, социальные, правовые и экологические проблемы Охотского моря и пути их решения: Материалы региональной науч.-практ. конф., 23-25 нояб. 2004 г. - Петропав-ловск-Камчатский, КамчатГТУ, 2004. - С. 7-10.
32. Вислоух С.М. Биологический анализ воды // Руководство по теорет. и практ. микробиологии. Практ. медицина. - 1976. - № 7, 8. - С. 225-304.
33. Михайловский Г.Е., Лифшиц А.В. Основные принципы морского прибрежного биологического мониторинга // Биологический мониторинг прибрежных вод Белого моря. - М.: Гидрометеоиздат, 1990. - С. 5-10.
34. Клочкова Н.Г., Березовская В.А., Левин В. С. Особенности ведения мониторинга в загрязненных морских акваториях // Тез. докл. конф. «Пробл. сохранения и рационального использования биоресурсов Камчатки». - Петропавловск-Камчатский: Госкомэкология, 1999. - С. 61-62.
35. Ошурков В.В. Сукцессии и динамика эпибентосных сообществ верхней сублиторали бореальных вод. - Владивосток: Дальнаука, 2000. - 206 с.
36. Фрейдлинг А.В. К вопросу использования макрофитов в системе экологического мониторинга // Всесоюз. конф. «Биоиндикация и биотестирование природных вод». - Ростов-на-Дону: Гидрометеоиздат, 1986. - С. 43.
37. Goldberg E.D. Synthetic organohalides in the sea // Proc. R. Soc. - London, 1975. - Ser. B 189. - P. 277-289.
38. Woodwell G.M. Effects of pollution on the structure and physiology of ecosistems // Sci. -1970. - Vol. 168.
39. Патин C.А. Влияние загрязнения на биологические ресурсы и продуктивность Мирового океана. - М.: Пищепромиздат, 1979. - 304 с.
40. Березовская В.А. О надежности применения гидрохимических и гидробиологических методов для оценки экологического состояния прибрежных вод // Изв. высш. учеб. заведений (Северо-Кавказский регион). - Новочеркасск, 2004. - С. 102-107.
