Проведенные исследования на Южном Урале показали, что абсолютная ПК меди для местных популяций Gammarus lacustris может быть рассчитана по формуле (р = 0.05):
ПК = 1.75 + 4.07 . С, мкг/л,(1)
где С - фоновая концентрация меди в водоеме.
Коэффициент детерминации равен 0.72, следовательно, число неучтенных факторов составляет всего 28 %. Эмпирически выявленное превышение пороговой концентрации меди над фоновой находится в пределах 4.25-6.00.
Данные по токсикорезистентности к меди представительных популяций гаммарид из водоемов ВКО свидетельствуют о наличии региональных особенностей по сравнению с гидробионтами Южного Урала. С увеличением природного содержания меди в поверхностных водах ВКО устойчивость гаммарид к хронической интоксикации металлом остается надфоновой, однако коэффициент превышения абсолютной ПК над фоном равен в среднем двум. Токсикорезистентность к меди гидробионтов Южного Урала выше, чем у изученных популяций региона ВКО, несмотря на то, что природная концентрация меди по обследованным водоемам Урала составляет в среднем 0.018 мг/л, а по водоемам ВКО - 0.032 мг/л. Отмеченные различия мы склонны отнести за счет особенностей гидрохимического режима водоемов: минерализация, жесткость и рН озер Южного Урала существенно выше, чем обследованных водоемов ВКО.
Аналогичные исследования токсикорезистентности к вольфраму гидробионтов, представительных для биогеохимических провинций с его низким и повышенным природным содержанием в поверхностных водах (Карелия и Приморский край) также выявили зависимость нормы реакции водных организмов от содержания металла в маточных водоемах: абсолютная ПК W6+ для гидробионтов бассейна Онежского озера (фоновое содержание вольфрама 0.00003 мг/л) составила 0.0013 мг/л, а для представительных гидробионтов Приморского края (природная концентрация вольфрама в среднем 0.022 мг/л) - 0.123 мг/л.
Таким образом, при обосновании региональных токсикологических нормативов для всех природных компонентов, в частности, для металлов, основным направлением исследований должно быть выявление характера связи между природным содержанием элемента в среде обитания и токсикорезистентностью к нему аборигенных популяций гидробионтов.
5. Эколого-токсикологические аспекты ацидификации водоемов таежной природно-климатической зоны (на примере Карелии)
5.1 Анализ современного состояния проблемы ацидификации водных экосистем
По литературным материалам проведен анализ современной концепции ацидификации пресноводных экосистем, выделены зональные и азональные факторы, определяющие возникновение и протекание процессов ацидификации в природе, приведена география распространения закисленных водоемов в различных регионах мира. Дана комплексная характеристика абиотических и биотических факторов устойчивости водных экосистем Европейского Севера к антропогенному закислению. Показано, что специфической особенностью поверхностных вод зоны тайги является широкое распространение гумифицированных озер с низкой минерализацией, водосборы которых сильно заболочены и природа их закисления имеет двойную природу: антропогенную и естественную, за счет притока органических кислот с водосбора. Высокие величины антропогенного поступления кислот в сочетании с высокой представленностью чувствительных, слабо забуференных озер создает предпосылки к существованию большого количества закисленных водоемов в этих регионах.
5.2 Популяционная норма реакции регионально представительных и индикаторных гидробионтов на закисление водной среды
Проведенные эксперименты показали, что ацидорезистентность планктонных ракообразных сем. Daphniidae характеризуется значительными межвидовыми различиями. Представительные для водоемов Карелии виды (S. serrulatus и D. pulex) более устойчивы к низким значениям рН, чем D. magna, граница распространения которой проходит южнее Карелии, т.е. норма реакции D. magna (стандартного тест-объекта в токсикологии) на закисление не отражает специфику регионального биоценоза. Установлено также, что популяционная норма реакции гидробионтов на закисление формируется под непосредственным влиянием природных значений рН среды их обитания, о чем свидетельствуют межпопуляционные различия ацидорезистентности окуня в период раннего онтогенеза из олигоацидных водоемов (Ангозеро и Петрозаводская губа Онежского озера) и закисленных естественным путем -мезоацидных ламб (Лебяжья и Озерки). Сравнение полученных результатов по величине рН50 позволило составить следующие ряды популяционной ацидорезистентности (по убыванию устойчивости к закислению):
эмбрионы: лебяжья (рН50 3.54) > онежская (рН50 4.06) ангозерская (рН50 4.09);
личинки : озерковская (рН50 4.14) > лебяжья (рН50 4.33) > онежская (рН50 4.79) ангозерская (рН50 4.83).
Для всех исследованных популяций окуня получены достоверные уравнения регрессии зависимости выживаемости эмбрионов и личинок от рН водной среды.
5.3 Экспериментальная оценка токсичности металлов при различном уровне закисления северотаежных водных экосистем
Методом ступенчатой нагрузки исследована острая токсичность металлов для половозрелых самок D. pulex в диапазоне рН 7.46-4.90, не вызывающем гибель дафний в контроле. Полиномиальные тренды индексов КТН50 для всех металлов, кроме хрома, с достоверностью аппроксимации (R2) 0.9 показали значительное увеличение токсичности по мере закисления водной среды. Достоверные различия (р 0.05) в токсичности по сравнению с близкой к нейтральной контрольной средой начинают проявляться для Cu, Zn, V, Cr, Pb и Alуже с рН 6.72, 6.71, 6.68, 6.64, 6.33 и 6.23 соответственно, для Ni и Li – соответственно с рН 5.87 и 5.83, а для Cr- только при рН 5.43. Для всех металлов, за исключением хрома, получены достоверные уравнения регрессии зависимости их токсичности от рН водной среды. В аналогичных опытах на моллюсках и личинках озерного лосося также выявлена достоверная отрицательная связь острой токсичности Al, Pb, Cu и Fe от рН.
Влияние гуминовых веществ (ГВ) на токсичность металлов (на примере меди) при закислении изучено в диапазоне рН 7.13-5.24 на модельных средах с цветностью 35, 118, 209 и 363 град., что по классификации С.П. Китаева (1984) соответствует олигомезогумозному, мезополигумозному, полигумозному и ультраполигумозному классу вод соответственно. Установлено, что при увеличении цветности острая токсичности меди закономерно снижается при всех значениях рН. Так, при рН 5.24-5.29 в олигомезогумозной воде КТН50 меди для молоди D. pulex составляет 0.133, в мезополигумозной – 0.195, в полигумозной – 0.372 и в ультраполигумозной – 0.735 мг/л*сут. Достоверные различия токсичности меди в нейтральной и кислой (рН 5.62-5.24) среде отмечены только для олигомезо- и мезополигумозной фоновой среды. Однако при сравнении токсичности меди в олигомезогумозной среде разной степени закисления с более гумозными при тех же значениях рН наблюдаются достоверные различия для всех исследованных вариантов цветности (р < 0.05). Полученные по уравнениям регрессии расчетные КТН50 для вод от ультраолигогумозных до ультраполигумозных подтверждают существенную роль ГВ в снижении острой токсичности меди в условиях закисления. Так, по сравнению с нейтральной водой при рН 5.71 острая токсичность металла увеличивается на 48 % в ультраолигогумозной среде и всего на 7 % в ультраполигумозной, а при рН 5.26 - на 88 и 11 % соответственно. Выявленные особенности интоксикации металлами в условиях закисления водной среды должны учитываться при нормировании их антропогенного поступления в водоемы таежной зоны.
5.4 Зависимость токсичности органических поллютантов от рН и степени гумификации водоемов
Результаты экспериментов свидетельствуют о неоднозначном проявлении биологической активности различных органических поллютантов при закислении водной среды. Так, например, токсичность для личинок окуня компонентов буровых растворов (пропиленгликоль и продукт EC6029-А) по градиенту рН несколько снижается, оставаясь в переделах порогового уровня толерантности. Для дизельного топлива характерно существенное увеличение токсичности, а для бензина - снижение, достигающее биологически значимых по сравнению с нейтральной средой различий в диапазоне рН 5.0-4.0. Достоверное снижение токсичности гербицида Бетарен начинается с рН 5.5, а токсичность гербицида Голтикс увеличивается с превышением порогового уровня толерантности при рН 5.0-4.0.
Влияние ГВ на токсичность органических поллютантов при закислении также неоднозначно, что, вероятно, связано с различиями в химическом составе реагентов. Так, увеличение цветности опытной среды от 9 до 192 град (класс вод от ультраполигумозного до полигумозного) при снижении рН до 5 не оказывает достоверного воздействия на токсичность для D. pulex гербицидов Бетарен и Глуккор, бензина и формальдегида. Токсичность дизельного топлива усиливается в условиях закисления на фоне ультраолиго - мезо - и мезополигумозной среды, а на фоне полигумозной негативное влияние низких значений рН на его токсичность нейтрализуется. Для пропиленгликоля закисление воды сопровождается снижением токсичности при всех исследованных цветностях, однако увеличение содержания ГВ в воде является дополнительным фактором, снижающим токсичность реагента.
При постоянно действующих рН по мере увеличения содержания ГВ токсичность формальдегида повышается относительно малоцветного варианта во всем диапазоне активной реакции, а токсичность гербицида Бетарен усиливается только в кислой среде. Увеличение цветности до 100град. и более значительно снижает токсичность Глуккора при всех значениях рН, а снижение токсичности дизельного топлива и пропиленгликоля в диапазоне цветности 100-350град.наиболее значимо на фоне слабокислой и кислой среды. Весь материал свидетельствует о более существенном воздействии на биологическую активность большинства исследованных поллютантов класса гумозности вод, чем степени закисления.