Поверхностные воды - это высокоорганизованные надорганизменные экосистемы, состоящие из живых (биоценозов) и неживых (биотопов) компонентов, функционирующих как единое целое. Состав и структура водных биоценозов зависят от климатических, географических, гидрологических, физико-химических и других особенностей биотопа и являются функцией качества воды. С другой стороны - нормальное функционирование биоценозов определяет природный состав и свойства воды. При нарушении экологического равновесия экосистемы изменяется и качество воды а, следовательно, и условия водопользования. В то же время, водные объекты испытывают огромный антропогенный пресс в связи с их многофункциональным использованием: питьевое, хозяйственно-бытовое и промышленное водоснабжение; прием сточных и дренажных вод; водные транспортные артерии и лесосплав; использование в лечебных целях и рекреация; рыбное и охотничье хозяйство; гидроэнергетика, гидротехническое строительство и добыча полезных ископаемых и многое другое, что нарушает их нормальное функционирование.
Определение допустимых антропогенных нагрузок в пределах гомеостатического резерва водного объекта является превентивной мерой для сохранения экологической безопасности и качества воды в водоемах и водотоках, являющихся и объектами водопользования, и приемниками загрязняющих веществ одновременно.
Цель исследования
Для обеспечения безопасности поверхностных вод, прежде всего, необходимы адекватные оценки экологического состояния водных объектов. «Первозданное ненарушенное» - нормативное состояние, должно служить критерием для оценок степени негативных воздействий и расчетов допустимых антропогенных нагрузок в пределах компенсационных возможностей экосистем.
Материал и методы исследований
Соотношение скоростей продукционных (аккумулирующих солнечную энергию) и деструкционных (высвобождающих энергию) процессов, лежащих в основе биотического круговорота веществ в природе, является фундаментальной функциональной характеристикой любой экосистемы и биосферы в целом [5]. Академик РАН А. Ф. Алимов пишет: «Практически любые мероприятия по управлению качеством воды в водоеме связаны с изменением соотношения между скоростями продукции и деструкции органических веществ» [1].
Таким образом, универсальным интегральным критерием, наиболее удачно отражающим экологическое состояние водоемов, может быть материальный, энергетический или кинетический баланс продукции и деструкции органических веществ, который характеризует также и трофический статус водоема, так как уровень трофности определяется балансовым итогом этих процессов. Следовательно, состояние биотического баланса и состояние трофности водоема в этом смысле являются синонимами. Л. П. Брагинский пишет: «...наиболее существенным критерием состояния экосистемы является баланс вещества и энергии» [2].
Следовательно, экологическое состояние водоемов можно оценивать по их трофическому статусу. Но возникает проблема выбора параметров, по которым следует контролировать трофическое (экологическое) состояние.
Для оценки трофности используется множество показателей. Так в работе Дмитриева В. В. и Фрумина Г. Т. [4] приведено 48 «критериев распознавания трофности водных экосистем» (валовая или чистая продукция, биомасса или численность фитопланктона, прозрачность и мн. др.).
Чаще для количественной оценки трофности используют концентрацию хлорофилла «а». Но его численные значения для одних и тех же типов вод у разных авторов резко отличаются. Так, для эвтрофных водоемов эти колебания составляют от 6 мкг/л до 100 мкг/л [3, 4].
Узкая профессиональная специализация и высокая квалификация, необходимые для определения большинства этих критериев, делают экологический мониторинг крайне трудоемким, дорогим и малодоступным в широкой практике, а результаты его часто противоречивы.
Задача экодиагностики водных объектов в настоящее время удовлетворительно не решена. Диагноз экологического состояния водоема не может быть сведен к сумме традиционных характеристик неживых и живых компонентов, используемых для санитарных оценок. Анализ банков данных даже многолетней динамики сотен отдельных химических и биологических показателей не отвечает поставленным целям. Необходимы интегральные показатели, отражающие эмерджентные свойства экосистемы, так как реакция на стресс системы отлична от реакции отдельного организма или даже целой популяции.
В экологии для интегральной характеристики состояния водоемов разработан ряд индексов.
Индексы сравнения: фактическое состояние экосистемы сравнивается с «ненарушенным» состоянием (коэффициенты Жаккара, Серенсена, Вайнштейна - Шорыгина, Константинова и др.).
Индексы видового обилия: это индексы, которые определяются эмпирическими зависимостями числа видов в пробе, от количества особей.
Индексы разнообразия: индексы основаны на теории информации. Они имеют минимальное значение, когда все особи биоценоза характеризуются одинаковым признаком, и максимальные, когда этот признак различен для каждой особи. За характеризуемый признак обычно принимается удельная численность каждого вида (индексы Фишера, Бриллюэна, Маргалефа, Шеннона).
Индекс видового разнообразия Шеннона нашел наибольшее применение:
,
где pi = ni/N, ni - численность i-того вида, N - общая численность особей всех видов.
Максимальное значение H соответствует ситуации, когда k=N, а ni = 1, минимальное - при N=ni, а k=1.
Существует также ряд других индексов: индексы выравненности, индексы экосистемной нарушенности, индексы агрегированности и другие, которые не нашли, однако, широкого практического применения.
Сравнительные достоинства различных индексов неоднократно обсуждались в литературе. Все индексы показывают, что неблагоприятные внешние воздействия на экосистему приводят к снижению разнообразия и доминированию одного или малого числа видов.
Материалом для исследований служил банк данных многолетних натурных исследований водной системы Невская губа - Финский залив.
Методы исследований - статистический анализ, корреляционные связи, уравнения множественной регрессии.
Результаты исследований и их обсуждение
В исследованиях, проведенных в СПбГАСУ, было установлено, что в олиготрофных и слабомезотрофных условиях значения индекса Шеннона, рассчитанного по фитопланктону, колебались от 3 до 3,5, в мезотрофных - от 2,3 до 2,9, а в эвтрофных - от 1,6 до 1,8, что хорошо согласуется с литературными данными [5].
Исследовались также зависимости индекса видового разнообразия от основных абиотических факторов: глубины водоема, температуры воды, скорости течения, прозрачности и антропогенных нагрузок, в качестве которых рассматривались концентрации биогенных веществ (NМ, PМ, SiМ, БПК5).
Было установлено:
- Индекс видового разнообразия «d» хорошо коррелируется с основными традиционными показателями, характеризующими экологический статус водоема: числом видов фитопланктона, его численностью и биомассой, количеством сине-зеленых водорослей, скоростью фотосинтеза, суточным балансом продукции и деструкции органических веществ и др.
- Индекс разнообразия «d» может быть использован для оценки экологического состояния водоемов и водотоков только в области «олиготрофные - эвтрофные воды».
- Показатель страдает рядом недостатков: имеет одинаковые значения в дистрофных и эвтрофных водах; требует высокой квалификации и узкой специализации исследователя, определяющего видовой и количественный состав водорослей (отбор проб фитопланктона и их обработка - чрезвычайно трудоемкий процесс).
Все это ограничило использование индекса видового разнообразия в рутинной практике экологического мониторинга.
Интегральный показатель трофического состояния водной экосистемы должен отражать итог продукционно-деструкционных процессов.
Для оценки экологического состояния поверхностных вод был разработан новый интегральный показатель.
Предлагаемый показатель характеризует именно состояние продукционно-деструкционного баланса, который является важнейшей функциональной характеристикой любых экосистем. Он основан на установленной эмпирической зависимости величины рН воды от насыщения ее кислородом, возникающей при эвтрофировании. В упрощенном виде можно объяснить так: при увеличении скорости фотосинтеза [СО2] уменьшается, а рН воды, соответственно, увеличивается. Одновременно увеличивается насыщение воды кислородом, и при цветении может доходить до 200 % и более.
Величина рН, рассчитанная по найденным зависимостям для нормального 100 %-ного насыщения воды кислородом, тем больше, чем выше трофический статус водоема, и может служить интегральным показателем его трофического состояния, т.е. состояния его биотического баланса. Показатель был назван «индексом трофического состояния» - «Index of trophical state» - ITS. Он принимает следующие значения в пресных и солоноватых водах (табл. 1).
Таблица 1 Значения ITS в разных трофических условиях
|
Трофическое состояние |
Пресные воды |
Солоноватые воды |
|
Дистрофные воды |
< 6,0 |
< 6,2 |
|
Ультраолиготрофные |
6-6,7 |
6,2-6,9 |
|
Олиготрофные |
6,7-7,3 |
6,9-7,5 |
|
Мезотрофные |
7,3-8,0 |
7,5-8,2 |
|
Эвтрофные |
> 8,0 |
> 8,2 |
Была выполнена проверка репрезентативности интегрального показателя ITS в современных условиях, который рассчитывается на основе линейной зависимости величины рН от насыщения воды кислородом (рис. 1, 2).
|
Рис. 1. Зависимость рН от насыщения воды кислородом в Невской губе коэффициент корреляции ryx=0,907 |
Рис. 2. Зависимость рН от насыщения воды кислородом (О2,%) в Финском за заливе, коэффициент корреляции ryx=0,988 |
Уравнения связи между рН и О2, %, были получены для многих других водоемов, что свидетельствовало о репрезентативности показателя ITS, на который был получен патент [6] (табл. 2).
Таблица 2 Зависимость величины рН от насыщения воды кислородом (О2, %) в разные годы в Невской губе и других водоемах
|
Водоем, литературный источник |
Год |
Трофический статус водоема |
Число измерений |
Коэффициент корреляции |
Уравнения |
ITS |
|
Невская губа |
1962 |
олиготрофный |
151 |
0,978 |
рН = 5,824 + 0,014×О2, % |
7,22 |
|
1974 |
мезотрофный |
217 |
0,859 |
рН = 6,530 + 0,014×О2, % |
7,93 |
|
|
1975 |
мезотрофный |
373 |
0,948 |
рН = 6,508 + 0,013×О2, % |
7,81 |
|
|
1976 |
мезотрофный |
557 |
0,871 |
рН = 6,627 + 0,012×О2, % |
7,83 |
|
|
1977 |
эвтрофный |
385 |
0,910 |
рН = 6,623 + 0,014×О2, % |
8,02 |
|
|
1978 |
мезотрофный |
257 |
0,927 |
рН = 6,628 + 0,012×О2, % |
7,83 |
|
|
2003-2004 |
мезотрофный |
449 |
0,907 |
рН = 6,458 + 0,013×О2, % |
7,76 |
|
|
Финский залив |
2003 |
эвтрофный |
93 |
0,944 |
рН = 6,716 + 0,013×О2, % |
8,02 |
|
2004 |
эвтрофный |
110 |
0,988 |
рН = 6,824 + 0,013×О2, % |
8,12 |
|
|
Пруды в Краснодарском крае |
1953 |
эвтрофный |
56 |
0,989 |
рН = 6,987 + 0,012×О2, % |
8,19 |
|
Озера Северной Америки |
1959 |
ультра-олиготрофный |
12 |
0,837 |
рН = 4,634 + 0,014×О2, % |
6,03 |
|
Гидрокарбонат- ные озера Карелии |
1959 |
мезотрофный |
37 |
0,857 |
рН = 6,437 + 0,012×О2, % |
7,64 |
|
Озера Южной Карелии |
1959 |
мезотрофный |
26 |
0,795 |
рН = 6,216 + 0,013×О2, % |
7,52 |
|
Озера Ярославской области |
1959 |
эвтрофный |
13 |
0,690 |
рН = 7,100 + 0,011×О2, % |
8,20 |
|
Озеро Жемчужное |
1961 |
олиготрофный |
43 |
0,969 |
рН = 5,521 + 0,012×О2, % |
6,72 |
Измерения рН и О2 синхронно с другими параметрами позволяют найти зависимость ITS от многих гидрологических, гидрохимических и гидробиологических факторов.
Данный показатель позволил разработать эмпирическую статистическую модель Невской губы для расчетов экологически допустимых концентраций биогенных веществ в целях предотвращения эвтрофирования.
В качестве главных входных параметров, определяющих экологический статус водоема, приняты: расход воды в водоеме (Q), глубина водоема (Н), температура воды (t°), концентрации минеральных форм азота и фосфора (NМ, РМ) и концентрации хлорофилла «а» (Chl).
Наличие тесной линейной парной корреляции между ITS и входными параметрами позволяет использовать в качестве модели эвтрофирования линейное уравнение множественной регрессии:
ITS = а0 + а1 (Q) + а2 (Н) + а3 (t°) + а4 (NМ) + а5 (РМ) + а6 (Chl).
На основе базы данных натурных наблюдений последних лет были найдены численные значения параметров уравнения (а0 - а6).
Статистические оценки полученного уравнения свидетельствуют о высокой степени его достоверности (коэффициент корреляции = 0,992; стандартное отклонение - 0,084; уровень значимости р = 0,0001).
Верификация модели была выполнена для нескольких районов Невской губы и показала, что расчетные значения ITS отклонялись от эмпирических в среднем на 0,8% (максимальное отклонение составило - 2%).
Переход водоема в опасное эвтрофное состояние происходит при ITS ³ 8,0, которое и принимается за нормативное: ITSн = 8,0.
Задав нормативное значение ITS, можно записать
ITSн £ а0 - а1 (Q) - а2 (Н) + а3 (t°) + а4 (NМ) + а5 (Рм)+ + а6 (Chl).
Тогда экологически допустимые концентрации фосфора ЭДК(РМ) и азота - ЭДК (NМ) для Невской губы можно рассчитать из неравенства, приняв граничное значение ITSн = 8,0, по формулам:
ЭДК(РМ) =[(ITSн-а0) + а1(Q) + а2(Н) - а3(t°) - а4(N) - а6(Chl)] / а5,
ЭДК(NМ) = [(ITSн-а0) + а1(Q) + а2(Н) - а3(t°) - а5(Р) - а6 (Chl)] / а4,
где ЭДК(РМ), ЭДК(NМ) - экологически допустимые концентрации минеральных форм фосфора и азота, мкг/л; Q - расход воды в водоеме, млн. м3/сут; H - глубина водоема, м; t° - температура воды, ОС; NМ - концентрации минеральных форм азота (NO2-+NO3-+NH4+) в воде водоема, мкг/л; РМ - концентрация минерального фосфора в воде водоема, мкг/л; Chl - концентрация хлорофилла «а», мкг/л.
Рассчитанные ЭДК фосфора и азота можно рассматривать как региональные экологические нормативы биогенных веществ, выполнение которых должно обеспечивать нормальное функционирование водного объекта.
Выводы
Полученная модель дает возможность решать многие прикладные задачи, связанные с предотвращением эвтрофирования и обеспечением экологической безопасности. Модель позволяет:
- рассчитывать экологически допустимые концентрации (ЭДК) биогенных веществ в воде водоема;
- рассчитывать экологический резерв (ЭР) водоема как в целом, так и в местах сброса сточных вод;
- рассчитывать концентрации биогенных веществ в сточных водах, допустимые к сбросу в водоем в пределах его экологического резерва;
- определять необходимую степень доочистки сточных вод от биогенных веществ раздельно для каждой очистной станции города.
Рецензенты:
- Шишкин Александр Ильич, д.т.н., профессор, научный руководитель лаборатории экологического нормирования, Федеральное государственное бюджетное образовательное учреждение высшего профессионального образования «Санкт-Петербургский государственный политехнический университет» (СПбГПУ), г. Санкт-Петербург.
- Васильев Виктор Михайлович, д.т.н., профессор, зав. кафедрой гидравлики, Федеральное государственное бюджетное образовательное учреждение высшего профессионального образования «Санкт-Петербургский государственный архитектурно-строительный университет» (СПбГАСУ), г. Санкт-Петербург.