Scientific journal
Modern problems of science and education
ISSN 2070-7428
"Перечень" ВАК
ИФ РИНЦ = 0,791

ON THE ECOLOGICAL SAFETY OF WATER BODIES

Neverova-dziopak E.V. 1 Tsvetkova L.I. 2 Makarova S.V. 2 Kiselev A.V. 2
1 AGH University of Science and Technology
2 Saint-Petersburg State University of architecture and civil engineering
В статье приведены основные способы оценки экологического состояния водных объектов. Показано, что используемые в гидробиологии традиционные показатели и индексы не всегда адекватно могут оценить экологический статус водной экосистемы. В качестве интегрального показателя предложен разработанный в СПбГАСУ индекс трофического состояния (ИТС), основанный на установленной линейной зависимости величины рН от насыщения воды кислородом. Доказана репрезентативность ИТС на основе эмпирических исследований на разных водных объектах. ИТС был использован для разработки статистической модели, позволяющей решать ряд прикладных задач, связанных с обеспечением экологической безопасности водных объектов. 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. Верификация модели выполнена на примерах Невской губы и Финского залива Балтийского моря.
Basic methods of estimation of the water bodies ecological state are presented in this paper. It is shown that the traditional indicators and indices using in hydrobiology may not adequately describe the ecological status of aquatic ecosystems. Integral index of trophical state (ITS) based on linear dependence of pH on the oxygen saturation of water was elaborated in the State University of Architecture аnd Civil Engineering. The representativity of the ITS was proved by the results of empirical research of different water bodies. ITS has been used to creation a statistical model to solve a number of problems related to ecological safety of the water bodies. The model makes it possible to: calculate the environmentally permissible concentration of nutrients in the reservoir; count ecological reserve of the water body, including the site of wastewater discharge; calculate the concentration of nutrients in the wastewater permissible for discharge into the water body within the its ecological reserve; determine the necessary degree of purification of wastewater from nutrients for each of treatment plant of the city. The model verification was fulfilled on the examples of the Neva Bay and the Gulf of Finland (Baltic Sea).
index of trophic state
ecological safety
ecological state
water bodies
Введение

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 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: ITSн = 8,0.

Задав нормативное значение ITS, можно записать

ITSн £ а0 - а1 (Q) - а2 (Н) + а3 (t°) + а4 (NМ)  + а5 м)+  + 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.