CC BY
59
ГЕОГРАФИЯ И ЭКОЛОГИЯ
УДК 632.95:627.1
Р.В. Галиулин, В.Н. Башкин
ОЦЕНКА ЭКОЛОГИЧЕСКОГО РИСКА ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОВЕРХНОСТНЫХ ВОД СТОЙКИМИ ХЛОРОРГАНИЧЕСКИМИ ПЕСТИЦИДАМИ1
Введение. К числу стойких хлорорганических пестицидов (СХП), которые в прошлом широко применялись для борьбы с вредителями посевов сельскохозяйственных культур и многолетних насаждений, а также с переносчиками инфекционных болезней, относятся ДДТ (дихлордифенилтрихлорметилметан) и ГХЦГ (гексахлорциклогексан) [7]. Серьезным экологическим последствием использования СХП стало глобальное и устойчивое загрязнение ими окружающей среды, что связано с очень большими масштабами их применения в прошлом: примерно за 50 лет только ДДТ было внесено свыше 5 млн т [12], причем эти пестициды характеризуются необычайно высокой персистентностью. Исследование проблемы загрязнения окружающей среды подобными пестицидами сохраняет свою актуальность и в настоящее время, так как продолжается использование СХП в некоторых регионах мира из-за их эффективности и низкой стоимости. Поэтому необходим мониторинг их остаточных количеств в окружающей среде, а также в организме человека, куда они поступают с пищей и питьевой водой [8, 21, 22].
В связи с этим важное значение имеет оценка экологического риска от современного загрязнения СХП поверхностных вод, когда происходит перенос остаточных количеств данных ксенобиотиков на большие расстояния от мест загрязнения; кроме того, острое токсическое действие СХП на чувствительные водные организмы проявляется при чрезвычайно малых концентрациях (до Ю-12 г/л) [3].
Задача исследований состояла в разработке и обосновании концепции методологии оценки экологического риска современного загрязнения поверхностных вод регионов СХП.
Суть концепции методологии оценки экологического риска современного загрязнения поверхностных вод регионов СХП заключается в идентификации источников поступления СХП в поверхностные воды отдельных регионов путем анализа содержания ксенобиотиков в их почвенном покрове и поверхностных водах; сопоставлении полученных результатов с санитарно-гигиеническими нормативами с целью установления уровней их загрязнения; анализе содержания СХП в донных отложениях как факторе вторичного загрязнения поверхностных вод ксенобиотиками; определении количеств поверхностно ак-
тивных веществ (ПАВ) и нефтепродуктов в поверхностных водах как факторах, усиливающих загрязнение и миграцию СХП; оценке экологических последствий загрязнения поверхностных вод регионов СХП путем анализа их содержания в рыбной продукции; реализации системы профилактических мер по снижению загрязнения СХП поверхностных вод при критической экотоксикологической ситуации.
Источники поступления СХП в поверхностные воды. Изучаемые СХП характеризуются тем, что их часть (до 2—18%), находящаяся в почве, выносится с поверхностным стоком, что обусловливает попадание ксенобиотиков в водотоки или водоемы [6]. Особенно большое количество пестицидов поступает в воды в условиях эрозии земель, когда поверхностным стоком увлекаются частицы почвы, сорбировавшие эти ксенобиотики [5]. Отметим, что в условиях орошаемого земледелия при дренировании площадей происходит более интенсивное вымывание остаточных количеств пестицидов, поэтому их содержание в дренажной воде бывает выше, чем в поверхностном стоке. Так, на примере Мугано-Сальянского земельного массива (Азербайджан) было установлено, что в воде коллекторов остаточного ДДТ и различных изомеров ГХЦГ было в 2—3 раза больше, чем в воде рек Араке и Кура, используемой для орошения хлопчатника на данной территории, табл. 1 [18].
В настоящее время основными путями поступления остаточных количеств ДДТ в виде самого ДДТ и его метаболитов ДДЭ (дихлордифенилдихлорэтилен) и ДДД (дихлордифенилдихлорметилметан), а также ГХЦГ в основном в виде а-, 0-, у-, 5-изомеров в поверхностные воды является их смыв или выщелачивание из загрязненных почв регионов, где в прошлом эти пестициды повсеместно применялись и сохранились вследствие их высокой персистентности и особенностей почвенно-климатических условий [2]. Эти пестициды образовали так называемые региональные педогеохимические аномалии, характеризующиеся их повышенным содержанием по сравнению с фоновыми количествами. Расчеты показали, что время практически полного исчезновения (Г99) остаточных количеств ДДТ и ГХЦГ из почв вышеупомянутого Мугано-Сальянского массива в зависимости от почвенных условий колеблется от 14 до 142 лет (табл. 2) [18]. Другой путь поступления СХП в поверх-
1 Работа выполнена при финансовой поддержке РФФИ (грант № 06-05-64109).
Таблица 1
Диапазон наблюдаемых концентраций стойких хлорорганических пестицидов (СХП) в воде водотоков Мугано-Сальянского массива Азербайджана, и к г/л [18]
Остаточные количества СХП В воде рек Араке и Кура В воде коллекторов
а-ГХЦГ 0,09-0,18 0,08-0,29
р-гхцг 0,04-0,13 0,02-0,15
у-ГХЦГ 0,06-0,13 0,03-0,15
5-ГХЦГ 0,06 0,03-0,11
X изомеров ГХЦГ 0,14-0,40 0,16-0,61
ДДТ 0,14-0,21 0,10-0,66
ностные воды — смыв или выщелачивание их остаточных количеств из локальных педогеохимических аномалий, т.е. из зоны действовавшего в прошлом предприятия по производству препаратов ДДТ и ГХЦГ, мест их аварийных разливов или выбросов, а также с территорий их складирования или захоронения (могильников).
Современное загрязнение поверхностных вод СХП. Обнаружение в настоящее время в поверхностных водах только ДДТ, без его метаболитов, свидетельствует в основном о его смыве или выщелачивании из локальных педогеохимических аномалий. Так, по данным [16], в поверхностных водах Приморского края ДДТ обнаруживался в количестве до 4,9 ПДК, в Тюменской области (р. Обь) — 36 ПДК, в Омской области (р. Омь) — 66 ПДК. Если в водах кроме самого ДДТ идентифицируются его метаболиты (ДДЭ или ДДД), это свидетельствует о смыве или выщелачивании ксенобиотиков из давно образованных региональных педогеохимических аномалий, где с течением времени пестицид подвергался микробиологической трансформации, приводящей к образованию его метаболитов. Таким примером служат данные анализа поверхностных вод Самарской области (р. Чапаевка), где ДДЭ был обнаружен в количестве 10 ПДК [14].
Определение в поверхностных водах относительно высокого — по сравнению с другими изомерами — содержания ^^и у-изомера ГХЦГ свидетельствует о смыве или выщелачивании соответственно остаточных количеств его технического препарата, состоящего примерно на 70% из а-изомера, или линдана, содержащего не менее 99% у-изомера, из локальных педогеохимических аномалий. Так, по данным [15, 16], в поверхностных водах Самарской области (р. Чапаевка) а- и у-изомеры ГХЦГ обнаруживались в количествах 8,8 и 8,2 ПДК соответственно, в Тюменской области (р. Обь) — 7 и 18 ПДК. Как видно из приведенных данных, содержание СХП в поверхностных водах различных регионов в некоторых случаях оказалось на порядок выше, чем по санитарно-гигиеническим нормативам. Между тем для воды рыбохозяйствен-ных водоемов и водотоков предусматривается полное отсутствие остаточных количеств ДДТ и ГХЦГ.
Вторичное загрязнение поверхностных вод СХП. При замедленном течении воды, когда начинают формироваться обширные зоны заиления, а движение водных масс по фарватеру реки тормозится или прекращается, остаточные количества пестицидов, находящиеся в состоянии адгезии на взвешенных частицах, выводятся из толщи воды и вследствие седиментации оседают на дно водотока, где и накапливаются [10]. Процессы обмена между потоком воды и донными отложениями происходят практически всегда, и в результате десорбции СХП из илов, когда соотношение содержания пестицидов в донных отложениях и воде больше единицы, идет вторичное загрязнение ими поверхностных вод.
Так, данное соотношение для рек Араке и Кура, в зависимости от места отбора проб ила и воды, было на 2—3 порядка больше 1, т.е. для ДДТ — в пределах 102—241, для а-, 0- и у-изомеров ГХЦГ — 54—74, 55—73 и 55—84 соответственно, что свидетельствует о процессе вторичного загрязнения речной воды остаточными количествами СХП из донных отложений [18]. Наиболее интенсивное загрязнение водной массы происходит в период всплывания (вспучивания) донных отложений под влиянием накопившихся газов. Десорбция в воду поглощенных остаточных количеств СХП из илов не исключается и при резком изменении рН или смене температуры, что происходит при попадании в водотоки или водоемы промышленных сточных вод с экстремальными значениями рН (кислотное или щелочное загрязнение) или температуры (тепловое загрязнение).
К факторам, усиливающим загрязнение поверхностных вод СХП, а следовательно, и их токсический эффект, относится взаимодействие ксенобиотиков с попавшими в водную среду ПАВ из стоков производ-
Табл и ца 2
Средние значения времени исчезновения остаточных количеств стойких
хлорорганических пестицидов (ДДТ и ГХЦГ) в почвенных районах Мугано-Сальянского массива Азербайджана [18]
Почвенные районы Типы почвы Время исчезновения, годы*
Т 'за Т 195 Т 199 Т ■'пдк
Северо-Муган-ский и Восточно-Прикуринский Сероземно-луговые 5-21 23-92 35-142 23-91
Южно-Муган-ский Каштановые восточно-закавказские; лугово-каштановые; сероземно-луговые и др. 2 9 14 13
П риакушинский Сероземно-луговые 5 21 33 22
* Т50, Т95, и 7}1дК — время исчезновения веществ на 50, 95 и 99% соответственно и достижения их ПДК.
ства моющих средств, иестицидных препаратов, нефтеперерабатывающей, нефтехимической и химической промышленности, а также с нефтепродуктами (топливо, нефтяные масла и растворители, осветительные керосины и т.д.). Загрязняющие водную среду пестициды перераспределяются из-за присутствия в ней ПАВ, которые формируют на поверхности воды пленку микроскопической толщины, обладающую адсорбционной способностью и поэтому концентрирующую ксенобиотики [9]. Наиболее эффективно адсорбируются поверхностным слоем практически нерастворимые в воде пестициды, присутствующие в растворе в форме тонкодисперсных твердых частиц. Так, ГХЦГ с растворимостью 1—10 мг/л концентрируется в адсорбционном слое в количестве 19,7-104 ПДК. Так как растворимость ДДТ в воде составляет ~0,001 мг/л, то уровень его транслокации в поверхностную пленку будет несравненно выше, чем ГХЦГ.
Несомненно, токсическое действие на водные организмы концентратов СХП, "буксируемых" по водотокам с помощью ПАВ, гораздо сильнее формы, распределенной в объеме воды. Кроме того, "буксирная" функция ПАВ в значительной степени способствует проникновению концентратов СХП через барьеры водоочистных сооружений и попаданию в питьевую воду, представляя тем самым угрозу для здоровья человека [9]. Не случайным является факт обнаружения значительных концентраций ПАВ и ДДТ в районе Северного Каспия, что свидетельствует о поступлении пестицида с речным стоком в море в концентрированном состоянии, в составе поверхностной пленки, сформированной благодаря присутствию в воде ПАВ [11]. СХП, мигрирующие в воде в виде взвешенных частиц, растворяются в нефтепродуктах, что усиливает их токсический эффект на водные организмы. Следует также отметить, что некоторые нефтепродукты сами обладают эффектом пести-цидного действия.
Экологические последствия загрязнения поверхностных вод регионов СХП. Пестициды, загрязняя поверхностные воды, накапливаются в илах, водных растениях, фито- и зоопланктоне, бентосных организмах и рыбе, что чревато, в частности для последних, тяжелыми последствиями. Так, гистологические исследования показали, что обнаруженные в органах рыб СХП обладают политропным действием, поражая центральную нервную систему, печень, жабры, почки, селезенку и пищеварительный тракт [17].
Изменения в органах рыб проявлялись в виде незначительных расстройств кровообращения и дистрофических изменений до очагов некробиоза и некроза. Накапливаясь в гонадах, пестициды поражают не только родительские, но и последующие поколения. Это способствует появлению летальных мутаций, уродств, останавливает процессы индивидуального развития и провоцирует смертность на ранних этапах развития икры, приводит к рождению нежизнеспособной молоди или молоди, дающей малочис-
ленное, плохо размножающееся, биологически неполноценное потомство [3].
Так, наблюдения [4] показали, что в печени полосатой камбалы (Pleuronectes pinnifasciatus), обитающей в Амурском заливе, обнаружены остаточные количества как ДДТ (ДДТ, ДДД, ДДЭ), так и ГХЦГ (а-, Р" и у-изомеры), a гистопатологические изменения в этом органе рыбы (вакуолизация гепатоцитов, воспалительная реакция и др.) свидетельствовали о неудовлетворительном состоянии ее здоровья. Из исследований [20] следует, что преобладающими ксенобиотиками (по сравнению с ГХЦГ, гексахлорбензолом, дилдрином и другими СХП) в мышечной ткани осетровых Каспийского моря были ДДТ и его метаболиты. Самые высокие концентрации СХП обнаружены в белуге (Huso huso), в осетрах (Acipensergueldenstaedtii, A. stellatus, A. persicus и A. nudiventris) его меньше. Примечательно, что наибольшее количество СХП выявлено в осетрах, выловленных в прибрежных водах Азербайджана. В работе [1] приводятся результаты длительного мониторинга за состоянием скелетной мускулатуры некоторых видов рыб Каспийского бассейна.
Так, наибольшая степень поражения (расслоения) поперечнополосатой мышечной ткани осетровых (A. gueldenstaedtii, Huso huso, A. stellatus), в частности осетра (A. gueldenstaedtii), отмечается у западных побережий Среднего и Южного Каспия и на предустьевых пространствах рек Терек и Кура, что приурочено к нефтяному и пестицидному загрязнению этих регионов. Результаты опытов по хроническому воздействию нефтепродуктов и ГХЦГ, по отдельности и вместе взятых, на молодь осетровых обнаружили максимальную степень поражения мышечной ткани и печени осетра и белуги в вариантах совместного использования ксенобиотиков. Это подтвердило вероятность синергического токсического эффекта комплекса нефтепродукты+СХП.
Профилактические меры по снижению загрязнения СХП поверхностных вод. Для территорий с региональными и локальными педогеохимическими аномалиями СХП важное значение приобретает реализация системы апробированных профилактических мер, направленных на снижение загрязнения ксенобиотиками поверхностных вод. Среди этих мер отметим следующие: 1) интенсификация микробиологического самоочищения почв от СХП путем внесения (не менее 1%) легкодоступного энергетического материала (измельченная биомасса люцерны, навоз крупного рогатого скота и др.) и поддержание загрязненных почв в затопленном или водонасыщенном состоянии в течение летних месяцев [19]; 2) обвалование, одернование и обсаживание кустарником участков полей рядом с водоемами и водотоками, а также обустройство водоотводящих каналов для поверхностного стока [5]; 3) исключение использования для повторного орошения дренажных вод при наличии в них СХП в количестве, превышающем ПДК [5]; 4) экскавация донных отложений, загрязненных
СХП, из водоемов и водотоков; 5) использование самоочищающей способности водных экосистем от СХП путем отвода загрязненных дренажных вод через водотоки, заросшие высшими водными растениями, с замедленной скоростью течения воды на пути к крупным водным объектам [13]; 6) постоянный санитарно-гигиенический контроль за содержанием СХП в водоемах и водотоках, особенно при питьевом водопользовании и рыбоводстве.
Заключение. Итак, ключевыми моментами концепции методологии, способствующей корректной и целенаправленной оценке экологического риска от современного загрязнения поверхностных вод стой-
СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ
1. Ллтуфьев Ю.В., Гераскин П.П. Мониторинг морфо-функционального состояния мышечной ткани осетровых и костистых рыб Каспия // Проблемы региональной экологии. 2003. № 6. С. 111-124.
2. Богданова М.Д., Герасимова М.И. Опасность загрязнения пахотных почв России пестицидами: опыт интерпретации свойств и режимов почв // Вестн. Моск. ун-та. Сер. 17. Почвоведение. 1995. № 3. С. 33-40.
3. Брагинский Л.П. Пестициды и жизнь водоемов. Киев: Наукова думка, 1972.
4. Ващенко М.А., Сясина И. Г., Жадан П.М. ДДТ и гек-сахлорциклогексан в донных осадках и печени камбалы Pleuronectes pinnifasciafus из Амурского залива (залив Петра Великого, Японское море) // Экология. 2005. № 1. С. 64— 68.
5. Врочинский К.К., Маковский В.Н. Применение пестицидов и охрана окружающей среды. Киев: Вища школа, 1979.
6. Гапонюк Э.И. Остаточное содержание пестицидов в объектах внешней среды и их биологическое значение // Загрязнение атмосферы и почвы. М.: Гидрометеоиздат, 1977. С. 65-88 (Тр. ИЭМ; вып. 7(76)).
7. Захаренко В.А., Мельников H.H. Пестициды в современном мире //Агрохимия. 1996. № 1. С. 100—108.
8. Иванов A.B., Васильев В.В. Состояние здоровья населения на территориях интенсивного применения пестицидов // Гигиена и санитария. 2005. N° 2. С. 24—27.
9. Ильин И.Е. Гигиенические основы перераспределения химических и биологических загрязнителей в водной среде // Там же. 1985. № 3. С. 7-11.
10. Комаровский Ф.Я., Маслова О.В., Пищолка Ю.К., Шебунина H.A. Накопление и миграция стойких пестицидов в условиях замедленного стока (дельта реки—водохранилище) // Химия в сельском хозяйстве. 1981. № 10. С. 45—47.
11. Кукса В.И. Влияние резкого повышения уровня Каспийского моря на его гидрофизический, гидрохимический и гидробиологический режимы // Водные ресурсы. 1996. № 3. С. 271-277.
12. Мельников H.H., Белан С.Р. Органические соединения хлора в окружающей среде // Агрохимия. 1998. № 10. С. 83-93.
кими хлорорганическими пестицидами, являются идентификация источников поступления этих ксенобиотиков в поверхностные воды, анализ содержания пестицидов в почвах, поверхностных водах, донных отложениях, рыбной продукции, а также определение количества ПАВ и нефтепродуктов в водной среде. В случае выявления критической экотоксикологичес-кой ситуации необходимо использовать систему апробированных профилактических мер по снижению загрязнения поверхностных вод хлорорганическими пестицидами, характеризующимися необычайной персистентностью в окружающей среде и высоким токсическим эффектом для водных организмов.
13. Морозов Н.В. Биотехнологические схемы обезвреживания природных вод от пестицидов // Водные ресурсы. 1988. № 5. С. 89-97.
14. Ованесянц A.M., Красильникова Т.А., Летников Б.С. О загрязнении природной среды и радиационной обстановке на территории Российской Федерации в августе 2004 г. // Метеорология и гидрология. 2004. N° 11. С. 107—111.
15. Ованесянц A.M., Красильникова Т.А., Летников Б.С. О загрязнении природной среды и радиационной обстановке на территории Российской Федерации в мае 2005 г. // Там же. 2005. № 8. С. 99-105.
16. Ованесянц A.M., Красильникова Т.А., Сегида И.Н. О загрязнении природной среды и радиационной обстановке на территории Российской Федерации в октябре 2005 г. // Метеорология и гидрология. 2006. N° 1. С. 114—119.
17. Щербаков Ю.А. Накопление и миграция хлорорга-нических соединений в экосистеме водоема // Химия в сельском хоз-ве. 1981. № 10. С. 47-48.
18. Galiulin R.V., Bashkin V.N., Galiulina R.A. Review: behavior of persistent oi^anic pollutants in the air-plant-soil system // Water, Air, a. Soil Pollution. 2002. Vol. 137. P. 179191.
19. Galiulina R.R., Galiulin R.V., Bashkin V.N., Birch P. Chemical pollution of the agrolandscapes of the Samarkand oasis (Uzbekistan) and the methods used in their reclamation // Land Contamination a. Reclamation. 1998. Vol. 6, N 10. P. 107-110.
20. Kajiwara N., Ueno D., Monirith I. et al. Contamination by oi^anochlorine compounds in stui^eons from Caspian Sea during 2001 and 2002 // Mar. Pollution Bull. 2003. Vol. 46. P. 741-747.
21. Suresh Babu G., Farooq M., Ray R.S. et al. DDT and HCH residues in Basmati rice (Oryza sativa) cultivated in De-hradun (India) // Water, Air, a. Soil Pollution. 2003. Vol. 144. P. 149-157.
22. Villa S., Finizio A., Diaz Diaz R-, Vighi M. Distribution of organochlorine pesticides in pine needles of an oceanic island: the case of Tenerife (Canary Islands, Spain) // Water, Air, a. Soil Pollution. 2003. Vol. 146. P. 335-349.
Институт фундаментальных проблем биологии РАН, кафедра геохимии ландшафтов и географии почв
Поступила в редакцию 11.04.2006
R.V. Galiulin, V.N. Bashkin
ASSESSMENT OF THE ENVIRONMENTAL RISK OF SURFACE WATER
POLLUTION WITH PERSISTENT ORGANOCHLORINE PESTICIDES
Principal methods of assessment of the environmental risk of current regional surface water pollution with residual persistent organochlorine pesticides (POP) have been developed and validated. They are based on the identification of POP sources by analyzing the concentrations of xenobiotics in soils and surface water of particular regions and the evaluation of pollution levels by correlating the results with sanitary-hygienic standards; the analysis of POP concentrations in bottom sediments as a factor of secondary pollution of surface water with xenobiotics; the estimation of concentrations of oil products and surface-active substances in surface water; the assessment of environmental effects of regional surface water pollution with POP by analyzing their concentrations in fish products; and the implementation of preventive measures aimed at the reduction of POP load in surface water under critical ecotoxicological situations.
4 BMY, reorpa(J)na, № 2
