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 p_i = n_i/N, n_i - численность i-того вида, N - общая численность особей всех видов.

Максимальное значение H соответствует ситуации, когда k=N, а n_i = 1, минимальное - при N=n_i, 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 (N_М, P_М, Si_М, 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

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).

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

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 (N_М, Р_М) 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 (N_М)  + а₅ (Р_М) + 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: ITS^н = 8,0.

Задав нормативное значение ITS, можно записать

ITS^н £ а₀ - а₁ (Q) - а₂ (Н) + а₃ (t°) + а₄ (N_М)  + а₅ (Р_м)+  + а₆ (Chl).                            

Тогда экологически допустимые концентрации фосфора ЭДК(Р_М) и азота - ЭДК (N_М) для Невской губы можно рассчитать из неравенства, приняв граничное значение  ITS^н = 8,0, по формулам:

      ЭДК(Р_М) =[(ITS^н-а₀) + а₁(Q) + а₂(Н) - а₃(t°) - а₄(N) - а₆(Chl)] / а₅,               

      ЭДК(N_М) = [(ITS^н-а₀) + а₁(Q) + а₂(Н) - а₃(t°) - а₅(Р) - а₆ (Chl)] / а₄,  

где ЭДК(Р_М), ЭДК(N_М) - 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; N_М - концентрации минеральных форм азота (NO₂-+NO₃-+NH₄+) в воде водоема, мкг/л; Р_М - 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.