Исследование загрязнения и самоочищающей способности экосистем малых водотоков урбанизированных территорий тема диссертации и автореферата по ВАК РФ 03.02.08, кандидат биологических наук Злывко, Алексей Сергеевич

• Злывко, Алексей Сергеевич
• кандидат биологических наук
• 2013

Оглавление диссертации кандидат биологических наук Злывко, Алексей Сергеевич

1.1. Характеристика стоков, поступающих в экосистемы водных объектов урбанизированных территорий

Река Содышка является приемником сточных вод и загрязненного поверхностного стока с сельхозугодий, птицефабрик, с территории г. Владимира и промзоны Октябрьского района города. Исходя из этого для выявления характера их загрязнения и оценки влияния поллютантов на экосистемы водотоков целесообразно провести анализ состава указанных стоков по литературным источникам.

1.1.1. Талые снеговые и дождевые стоки

На территориях городов в наибольшей степени концентрируются антропогенные воздействия на ландшафт и водные объекты. С единицы площади урбанизированной территории смывается в 2-4- раза больше органических и минеральных веществ, чем с единицы площади сельскохозяйственных территорий. Как правило, дождевые воды менее загрязнены, чем талые снеговые. Особенно высок уровень загрязнения талых вод в малоснежные зимы при бурном снеготаянии (Нежиховский, 1990).

Среднее количество загрязняющих веществ (кг\год-га), смываемых с территорий крупных городов с многоэтажной жилой застройкой, в первом приближении следующее (Молоков, Шифрин, 1974):

Взвешенные вещества 2000

Нефтепродукты 60

БПК5 140

Азот общий 4

Фосфор общий 1,0-1,

Минерализация 400

С учетом невысокой точности измерений, чрезвычайно высокой изменчивости во времени и пространстве, ориентировочный состав стоков с урбанизированных территорий может быть представлен в таблице 1.1.1 (Нежиховский, 1990).

Таблица 1.1.

Средние многолетние концентрации загрязняющих веществ в талых снеговых и дождевых водах урбанизированных территорий

Вещества Концентрация, мг\дм

Взвешенные вещества 1500

Минерализация 300бпк5 30бпкполн 90

Перманганатная окисляемость 50

Бихроматная окисляемость (хпк) 200

Азот общий 2

Фосфор общий 03,

Нефтепродукты 4

Согласно работам Хвата В.М. и Рокшевской А.В, (Хват, Рокшевская, 1983)талый снеговой и дождевой сток с территорий промышленных предприятий имеет высокий уровень загрязнения взвешенными веществами, органическими соединениями и нефтепродуктами (табл. 1.1.2)

Таблица 1.1.

Состав талых снеговых и дождевых стоков с территорий промышленных предприятий

Вещества Концентрация, мг\дм

Взвешенные вещества 500

БПКполн 20

Бихроматная окисляемость (ХПК) 100

Продолжение таблицы 1.1.

Нефтепродукты 30

Минерализация 200

В крупных городах большой вклад в загрязнение водных ресурсов вносят очищенные хозяйственно-бытовые и промышленные сточные воды. В табл. 1.1.3 приведены данные об эффективности очистки хозяйственно-бытовых сточных вод (Нежиховский,1990).

Таблица 1.1.

Эффективность полной биологической очистки хозяйственно-бытовых сточных вод и концентрация веществ в очищенных сточных водах

Вещество Эффективность очистки,% Концентрация, мг\дм

Взвешенные вещества 90-95 10бпк5 95-97 7

БПКполн 95-97 10

Перманганатная окисляемость 85-95 15

Бихроматная окисляемость (ХПК) 70-80 70

Нефтепродукты 80-90 1,5

Азот общий 40-60 8

Фосфор общий 40-60 1

Фенолы 80-90 0,05-0,

СПАВ 60-80 1,5-3,

Из таблицы 1.1.3 следует, что эффективность очистки сточных вод от соединений биогенных элементов не превышает 40-60%.

1.1.2. Сточные воды сельскохозяйственных предприятий

Значительный вклад в экосистему исследуемого малого водотока вносят сельские населенные пункты, животноводческие комплексы (птицефабрики), сельхозугодия.

В пределах сельского поселения невозможно выделить хозяйственно-бытовые, производственные и поверхностные воды, так как они образуют единый поток. Ориентировочные суточные нормы загрязнений (г\сут на 1 чел), поступающих в водные объекты, для сельского жителя составляют

Нежиховский, 1990):

Взвешенные вещества

Нефтепродукты

БПКполн 0,

СПАВ 1,

Сульфаты 5,

Хлориды 4,

Фосфор общий 0,

Азот общий 4,

Значительный вклад в загрязнение поверхностных вод соединениями биогенных элементов вносят отходы животноводства. Об этом свидетельствуют данные по составу отходов различных отраслей животноводства (Общесоюзные нормы технологического проектирования, 1987)(табл. 1.1.4).

Таблица 1.1.

Количество различных веществ в отходах на 100 кг живого веса животного, кг\год

Животные Азот Фосфор Взвешенные вещества

Крупный рогатый скот

Лошади

Свиньи

Продолжение таблицы 1.1.

Основная часть загрязнений от животноводческих комплексов поступает в водные объекты с поверхностным стоком.

Большой вклад в загрязнение поверхностных вод соединениями биогенных элементов вносит смыв с сельскохозяйственных полей минеральных удобрений. Ежегодный вынос с полей минеральных удобрений в процентах от внесенного количества, в среднем составляет для азота 8-12, калия 8-12, фосфора 1-2 (Нежиховский,1990).

С ростом городского населения возрастает рекреационная нагрузка на водные объекты урбанизированных территорий. При благоустроенных пляя£ах от одного рекреанта за сутки в воду поступают 10-20% фосфора , азота, органических и других веществ, сбрасываемых в городскую канализацию с хозяйственно-бытовыми сточными водами. Значительный вклад в загрязнение поверхностных вод вносят маломерный флот, автомобили, мотоциклы. За навигационный сезон от одного подвесного мотора в воду поступает около 10 кг бензина и до 30 мг бензапирена (Нежиховский,1990).

С территорий городов с поверхностным стоком в водные объекты поступает, наряду с соединениями биогенных элементов, нефтепродукты, бензапирен, фенолы, нитрозамины, СПАВ и тяжелые металлы (Янин, 2002), Как правило, концентрация тяжелых металлов в стоке с урбанизированных территорий заметно превышает их уровень в поверхностном стоке с естественных водосборов (табл. 1.1.5).

Металлы в дождевом и талом стоке с городских территорий, мг\дм

Город, сток Сг Мп N1 Си гп РЬ

Стивенейдж (Мапсе, Нагшап, 1978)

Дождевой (средние) - 0,11 - 0,028 0,271 0,

Талый (средние) - 0,149 - 0,050 0,423 0,

Города Норвегии (ЫпёЬокп, Ва1тег, 1978)

Дождевой (макс) - - - 0,52 1,73 0,

Средние в водах рек мира (Гордеев, Лисицын, 1978) 0,001 0,01 0,0025 0,007 0,02 0,

В урбанизированных районах источником загрязнения экосистем водных объектов соединениями биогенных элементов и тяжелыми металлами являются свалки бытовых и промышленных отходов, с которых эти вещества поступают в реки в составе поверхностного, внутрипочвенного и грунтового стока (Янин, 2002).

Из анализа состава стоков, загрязняющих водные объекты урбанизированных территорий следует:

• приоритетными загрязнителями малых водотоков являются соединения азота, органические вещества, СПАВ, нефтепродукты и тяжелые металлы;

• длительное поступление в малые водотоки перечисленных веществ может вызвать эвтрофикацию и токсификацию их экосистем, а также нарущение в них процессов самоочищения;

Исходя их изложенного выше, для комплексной оценки состояния и устойчивости экосистем малых водотоков урбанизированных территорий необходима оценка уровня токсичности вод и их самоочищающей способности, а также исследование влияния различных токсикантов на процессы самоочищения.

1.1*3. Источники и характер загрязнения р. Содышка

В настоящее время главным в формировании химического состава малых рек урбанизированных территорий стали антропогенные факторы» вызывающие коренные изменения их экосистем.

Примером такого воздействия является река Содышка, протекающая по территории Владимирской области.

Река Содышка испытывает мощные воздействия сточных вод коммунального хозяйства, промышленных, сельскохозяйственных предприятий, ливневых стоков с урбанизированных территорий, а также значительную рекреационную нагрузку.

В реку Содышка поступают сточные воды очистных сооружений двух птицефабрик, Владимирского моторо-тракторного завода, стоки с коллективных садов, с площадок для выгула скота, с территорий птицефабрик и площадок компостирования их отходов, с промышленных площадок северо-востока г. Владимира, автомагистрали и сельских поселений Суздальского района.

1.2. Экологические аспекты загрязнения водных объектов соединениями биогенных элементов и органическим веществом

Одной из самых опасных экологических проблем загрязнения водных объектов соединениями биогенных элементов и органическим веществом является их эвтрофирование и токсификация.

Согласно ГОСТ 17.1.01-77, эвтрофирование (эвтрофикация, эвтрофия) вод есть повышение биологической продуктивности водных объектов в результате накопления в воде биогенных элементов под действием антропогенных или естественных (природных) факторов. В формулировке Ю.Одума уточняется (Одум, 1986), что процесс эвтрофикации в первую очередь связан с состоянием водосбора и хозяйственной деятельностью на его территории.

Согласно Вронскому (1995) и Науменко (2007), эвтрофирование -повышение биологической продуктивности водных объектов в результате накопления в экосистеме водного объекта биогенных элементов и органического вещества под действием антропогенных и естественных факторов, приводящее к изменениям в составе и структуре гидробиоценоза водоема.

Эвтрофирование - переход водоема (водотока) от состояния, характеризующегося низким содержанием биогенных элементов (олиготрофного) к состоянию характеризующемуся высоким содержанием биогенных элементов и органического вещества (эвтрофному).

Процессы антропогенного эвтрофирования и загрязнения водных объектов в настоящее время распространены повсеместно. Особенно остро эти проблемы встают для водотоков, расположенных на урбанизированных территориях. Процесс антропогенного эвтрофирования сопровождается также токсическим загрязнением (Драбкова, Прыткова, Якушко, 1994; Деревенская и др., 2011; Даценко, 2007),

Наряду с аллохтонными (внешними)источниками поступления органических веществ в континентальные водоемы важную роль играют их автохтонное происхождение, ведущее к вторичному загрязнения водного объекта. Особое значение вторичное загрязнение преобретает в эвтрофных водоемах и водотоках, подверженных «цветению» воды, обусловленному интенсивным развитием отдельных представителей сине-зеленых, диатомовых или зеленых водорослей.

Обогащение экосистем водоемов и водотоков аллохтонным и автохтонным органическим веществом приводит к развитию в них патогенных микроорганизмов - микробиологическом загрязнению (Сиренко, Козицкая, 1988; Воробьева и др., 2011). Установлена тесная корреляция между показателями загрязнения вод органическим веществом БПКао, ХПК, перманганатной окисляемостью и индексом общих колиморфных бактерий (ОКБ) (Воробьева и др.,2011). На основе исследования указанных корреляционных зависимостей авторами предложена шкала оценки уровня загрязнения поверхностных вод по этим показателям.

Таблица 1.2.1. Шкала оценки степени загрязнения поверхностных вод

Степень загрязнения Показатель

БПК2о, иг/дм" ХПК, мг02 /дм3 ПО, мг Ог /дм3 ОКБ

Допустимая 1,5 10 3,5 <\

Умеренная 2,0 15 5 10'

Высокая 5 30 10 10*

Чрезвычайно высокая >5 >30 >10 >

К настоящему времени большинство континентальных водоемов и водотоков планеты перешло к категории мезотрофных, эвтрофных и гипертрофных (Науменко, 2007).

Гиперэвтрофирование или избыточное эвтрофирование рассматривают как собственно загрязнение воды, так как оно приводит к перегрузке экосистемы первичным органическим веществом, в результате чего происходит деградация экосистемы: упрощение ее структуры, ухудшение качества воды, развитие вторичного загрязнения и снижение выхода полезной продукции (Россолимо, 1971).

В естественных условиях эвтрофикация происходит очень медленно в течении многих сотен или тысяч лет. Этот естественный процесс значительно ускоряется под действием антропогенных факторов и может произойти в течении нескольких десятков лет и менее.

По данным Б. Хендерсона-Селлерса и X. Маркленда (1990) основными критериями для характеристики процесса эвтрофикации водоема являются: -уменьшение концентрации растворенного кислорода в водной толще; -увеличение концентрации соединений биогенных элементов и органического вещества;

-последовательная смена популяций водорослей с преобладанием сине-зеленых и зеленых водорослей; -возрастание мутности воды;

-увеличение концентрации фосфора в донных отложениях;

-значительное увеличение биомассы фитопланктона при уменьшении разнообразия видов.

В результате эвтрофикации нарушаются окислительновосстановительные процессы в водных объектах. В глубинной зоне усиливаются анаэробные процессы восстановления. В результате накапливаются H2S и NH3, возникает дефицит кислорода. Это приводит к гибели донных пород рыб и растений, ухудшается качество воды. В результате накопления в воде метаболитов альгоценоза вода становится токсичной для человека и гидробионтов. Эвтрофный водоем утрачивает свое хозяйственное и биогеоценотическое значение.

Процессам эвтрофикации подвергнуты в настоящее время также многие речные экосистемы, особенно малые реки с зарегулированным стоком, так как замедленный водообмен стимулирует процессы эвтрофикации и развития сине-зеленых водорослей.

Доминирование в фитопланктоне эвтрофных водных объектов синезеленых водорослей приводит к токсификации воды (Брагинский, 1955;

Феленберг, 1997; Сакевич, 1985; Филенко, Михеева, 2007).

Первое научное упоминание о токсификации воды в результате развития сине-зеленых водорослей в пресноводных водоемах Австралии сделал в 1887 году Д.Ж. Френсис. С тех пор появилось множество свидетельств токсификации водных объектов во время массового размножения сине-зеленых водорослей (Вронский, 1996). Выделение токсических веществ сине-зелеными водорослями в период «цветения» установлено в Киевском водохранилище, на р.Днепр, в Куршском заливе Балтийского моря и т.д.

Считают, что «цветение» воды вызывается примерно 20 широко распространёнными видами сине-зеленых водорослей (Филенко, Михеева, 2007; Сиренко, Козицкая, 1988), хотя токсическая активность установлена у представителей 7 родов пресноводных и 2 родов морских сине-зеленых водорослей.

Сравнительно полная информация по токсичности получена для Microcystis aeruginosa - основного возбудителя «цветения» воды в пресноводных водоемах различных экологических зон (Карпенко, Сиренко, Орловский и др.,1975; Кирпенко, Перевозченко, Сиренко и др., 1975), хотя способность продуцировать токсины наряду с Microcystis aeruginosa установлена и у других сине-зеленых водорослей (см, приложение), интенсивно развивающихся в водоемах. Сильный токсин VFDV, выделенный из Anabaena flos-aquae, вызывает гибель мышей через 1-10 минут после введения минимальной летальной дозы.

Альготоксины отличаются высокой биологической активностью. В частности, доказано влияние альготоксинов на нарушение проницаемости мембран клетки, что объясняют высокой специфичностью взаимодействия их с Ыа-каналами возбужденных мембран.

Доказано (Биргер, 1979; Маляровская,1979), что метаболиты водорослей оказывают существенное влияние на моллюсков и рыб, под влиянием альготоксинов у рыб происходит нарушение поведенческих реакций (потеря равновесия и координации движений). Клинические признаки отравления наиболее ярко выражены у рыб, обитающих в местах скопления сине-зеленых водорослей. У рыб, отловленных в местах скопления сине-зеленых водорослей, обнаруживаются воспалительные процессы, некрозы кожи и жаберных лепестков, встречаются заболевания глаз. Показано (Маляровская, 1979), что токсины сине-зеленых водорослей являются нервно-паралитическими и дыхательными ядами.

Таким образом, токсические метаболиты сине-зеленых водорослей являются существенным фактором формирования гидробиоценозов эвтрофных водных объектах за счет подавления жизнедеятельности и отмирания отдельных его компонентов.

Кроме альготоксинов водоросли поставляют в водные объекты другие вещества, характеризующиеся высокой биологической активностью - амины (Сиренко, Козицкая, 1988), Амины в большом количестве высвободжаются из клеток и попадают в воду при анаэробном распаде водорослей и другого органического вещества. Например, при анаэробном распаде Scenedesmus akutus, продолжающегося несколько часов, обнаружено в воде 18-20 аминов.

Установлено, что амины оказывают существенное влияние на активность ферментов у водных микроорганизмов, что обусловлено их транспортом через биологические мембраны и поступлением в клетки.

Многие из биогенных аминов способны образовывать координационную связь с железом (II), АТФ, а также вступать в биофункциональное взаимодействие с альдегидами. Полиамины тесно взаимодействуют с ионами различных металлов, что приводит к усилению их функциональной активности. Влияют амины и на качество воды. Продуцированные водорослями амины придают воде неприятные запахи. Например, рыбным запахом характеризуются метаболиты, продуцируемые Pandorina, Volvox, Gonium, Eudorina, Mallomonas, Euglena, Ceratium, Tribonema. Сильный запах аминов обнаружен у Oscillatoria limosa, Microcystis aeruginosa (Сиренко, Козицкая, 1988).

Известно, что амины относятся к числу потенциальных источников образования сильнодействующих канцерогенных нитрозосоединений, вызывающих опухоли практически всех органов у 40 видов животных, включая рыб и моллюсков (Рубенчик, 1990; Ключенко, 1985).

Особый интерес представляет способность аминов образовать нитрозосоединения in vitro при взаимодействии с нитритами и нитратами, в значительном количестве, накапливающимися в воде эвтрофных водоемов и водотоков. Способностью нитрозираваться обладают как первичные и вторичные амины, так и полиамины. Нитрозосоединения способны накапливаться в живых организмах и передаваться по трофическим цепям.

Изучение содержания нитрозоаминов в водных животных (Руднева и др., 2008), в том числе и в мышечных тканях массовых видов черноморских рыб, обитающих в двух бухтах с разным уровнем антропогенной нагрузки, расположенных в прибрежной зоне г. Севастополя, показало, что содержание нитрозоаминов в мышцах рыб Черного моря имеет выраженную сезонную динамику (снижается в весенне-летний период и возрастает осенью) и в большей степени зависит от концентрации биогенов в воде, чем от температуры.

На содержание нитрозоаминов в тканях рыб влияют как эндогенные факторы (особенности биологии вида, индекс печени), так и экзогенные (гидрохимические, гидрологические, гидробиологические параметры среды обитания) и антропогенная нагрузка.

Природа многих токсических веществ, продуцируемых сине-зелеными водорослями, еще до конца не изучено (Таубе, Баранова, 1983). Сине-зеленые водоросли являются поставщиками в водные объекты фенолов и других веществ, тормозящих протекание многих биохимических процессов и токсичных для многих гидробионтов и человека (Филенко, Михеева, 2007).

Показано (Булгаков, Левич, 1995), что на таксономическую и размерную структуру фитопланктона в водных объектах влияет соотношение концентраций биогенных элементов. Наиболее значимый для структуры альгоценоза фактор - величина Экспериментально установлено

Булгаков, Левич, 1995), что высокие значения Ы:Р (20-50) благоприятствуют развитию протококковых водорослей, в то время как снижение КГ:Р до 5-10 приводит к доминированию в сообществе сине-зеленых водорослей.

По мнению авторов, соотношение №Р можно признавать самостоятельным экологическим фактором, независимым о внешних концентраций N и Р по отдельности, который ограничивает рост популяции и поэтому влияет на его структуру.

В опытах Левича и др. (Левич и др., 1992) по изучению влияния разных соотношений минеральных форм азота и фосфора на видовую и размерную структуру фитопланктона при накопительном культивировании природного альгоценоза установлено, что сине-зеленая водоросль Microcystis sp. наилучшим образом развивалась при N:P от 2 до 5. Более высокие значения подавляли ее рост, в то время как другой представитель сине-зеленых - Anabaena sp. увеличивала биомассу при высоких отношениях N:P. В работе (Левич и др., 1997) показано, что при соотношении N:P менее 50 в воде доминируют сине-зеленые водоросли, при этом среди цианобактерий преобладают неазотфиксирующие виды.

Учитывая необходимое для подавления сине-зеленых водорослей соотношение концентраций более 50, содержание азота в воде должно находиться на уровне 4-4,5 мг/дм3.

Если принять во внимание норматив фосфора, рекомендуемый на уровне 0,05 мг/дм3 (Левич и др., 1997), то количество азота не должно превынать 2,5 мг/дм

Таким образом, эвтрофирование сопровождается интенсивным загрязнением экосистем органическим веществом, образованием в воде токсичных для живых организмов первичных и вторичных загразняющих веществ, поэтому очень важны мероприятия по предупреждению и деэвтрофикации водоемов и водотоков. Для интегральной оценки уровня загрязнения водных экосиситем и качества воды необходимо использовать методы биотестирования, основанные на изучении реакций биологических объектов на воздействие всего комплекса загрязняющих веществ, содержащихся в исследуемых экосистемах, также необходимо исследование корреляционных соотношений между токсичностью вод и соотношением в воде N:P, содержанием органического вещества в водной фазе и донных отложениях.

1.3. Оценка качества и токсичности вод пресноводных экосистем методами биотестирования

В настоящее время в системах регионального и национального экологического мониторинга контроль уровня загрязнения пресных водных экосистем осуществляется путем определения содержания ограниченного числа химических веществ с последующим сравнением их с предельно-допустимыми концентрациями (ПДК). Оценку совокупного воздействия всех присутствующих в экосистеме веществ на биоту методами биоиндикации и биотестирования проводят очень ограниченно.

Разработанные в нашей стране документы по определению токсичности компонентов водных экосистем носят в основном рекомендательный характер (РД 52.24.662-2004; Руководство по определению токсичности методом биотестирования, 2002; ПНД Ф Т 14.1.2:3:4.1-96; Р 52.24.741-2010; РД 52.24.609-99; Рекомендации Р 52.24.6952007: Р 52.24.566-94; РД 118.02-90).

Биотестирование (Ыоавзау) - процедура установления токсичности среды с помощью тест-объектов, сигнализирующих об опасности независимо от того, какие вещества и в каком сочетании вызывают изменения жизненно важных функций у тест-объектов. В организме, пребывающем контрольное время в исследуемой среде, происходят изменения физиологических, биохимических, генетических, морфологических или иммунных систем. Тест-объект извлекается из исследуемой среды, и в лабораторных условиях осуществляется анализ измененных тест-параметров (Мелехова и др., 2007).

Биотестирование — метод диагностики качества объектов окружающей среды, позволяющий определить токсичность для гидробионтов всего комплекса загрязняющих веществ, содержащихся в исследуемом объекте, по реакциям тест-организмов, помещенных в эту среду, (Жмур, 1997;

Захарченко М.П, Кошелев П.Н,, 1996) так как самочувствие различных видов живых организмов является главным критерием антропогенной трансформации биосферы (Захаров, 2000; Zakharov, 1992; Бухарин, Розенберг, 2007),

Биотестирование используется для оценки общей токсичности природных вод и позволяет определить чувствительность гидробионтов к действию всех содержащихся в воде поллютантов).

При биотестировании главными факторами получения адекватной картины состояния исследуемой среды является выбор биотеста и тест-реакции (тест-параметра). Наиболее информативными являются тест-параметры, характеризующие общее состояние живой системы соответствующего уровня (Шталь и др., 1997). Для отдельных организмов к интегральным параметрам обычно относят характеристики выживаемости, роста, плодовитости, тогда как физиологические биохимические, гистологические и прочие параметры относятся к частным (Брагинский, 1993, Захарова, Кларк, 1993; Брагинский, 2005; Данильченко, 1983; Филенко, 1988; Флеров, 1989).

Обычно для определения токсичности всех компонентов водных экосистем (вода, донные отложения) рекомендуют одни и те же тест-объекты и тест-параметры с учетом характера их загрязнения.

Наиболее часто в качестве тест-объектов используются различные ракообразные Daphnia Magna Straus, Cerioäaphnia ottinis lilijeborg, водоросли Chlorella vulgaris beijer, Scenedesmus guadricauda breb (Жмур, 1997; Горленко, 2012; Горбнова и др, 2000), коловратки (РД 52.24.662-2004), бентосные рыбы (Временное методическое руководство, 2002), инфузории Paramecium caudamum (Р.52.24.741-2010), растения семейства рясковых, а также культурные растения.

Методы биотестирования широко используются при комплексной оценке экологического состояния водоемов и водотоков (Филенко, 1983;

Курляндский, Филов, 2002) и оценке влияния на них сточных вод различных производств (Жмур, 1997; ФР 1.39.2007.03222; Бардин, 1985; Тушкова, 1998; Горюнова и др, 2000; Ковалышева, 1996), а также для определения хронической токсичности родниковых вод, используемых населением в качестве питьевых (Мирошников, Огрель, Балятинская, 2000) и для оценки эффективности и глубины очистки воды различными методами (Драгинский и др,1998).

Низшие ракообразные и указанные водоросли наиболее чувствительны к загрязнению тяжелыми металлами. При использовании дафний острую токсичность оценивают по гибели особей при 96 часовой экспозиции (Daphnia Magna Straus), либо 48 часовой экспозиции (Ceriodaphnia ottinis lilijeborg. Хроническая активность оценивается по плодовитости дафний соответственно при 30 суточной и 7 суточной экспозиции (Жмур, 1997).

При использовании водорослей токсичность вод оценивают по изменению оптической плотности суспензии тест-культур (Chlorella vulgaris) или по коэффициенту прироста численности клеток водорослей Scenedesmus guadricauda (Горгуленко, 1985; Мазурский, Сибагаттулина, 2009; Багдасарян, 2007).

Среди фототрофных микроорганизмов эукариотные зеленые водоросли Chlorella vulgaris и Scenedesmus guadricauda входят в перечень организмов, включенных в юстируемые методики, связанные с определением уровня загрязнения окружающей среды. В то же время, на наш взгляд, эти водоросли не относятся к идеальным представителям организмов-биотестеров. Они, к сожалению, имеют ряд существенных недостатков. Например, хлорелла является одним из наиболее толерантных микроавтотрофов, выдерживая значительный уровень загрязнения воды нитратами, тяжелыми металлами и микотоксинами. Сценедесмус - организм, имеющий сравнительно узкий ареал, но он очень капризен при культивировании.

При оценке эколого-токсикологического состояния водных объектов в бассейне Нижнего Дона биотестирование проводили с помощью общепринятых биотестов на ракообразных {Daphnia magna Straus), водорослях (Scenedesmus quadricauda), парамециях (.Paramecium caudatum Ehrenberg 1833), коловратках {Brachionus calyciflorus), рыбках гуппи {Poecilia reticulata Peters) (РД 52.24.566-94; Никоноров, Хоруджая и др., 2001).

Наиболее чувствительными из указанных биотестов оказались коловратки и дафнии, наименее чувствительными - рыбы. Обнаружена хорошая корреляция между уровнем химического загрязнения и токсичностью вод.

Кроме Paramecium caudatum для оценки токсичности вод широко используются такие простейшие как Тetrahymena pyriformis, Euplotes balteatus (Никоноров, Хорунжая и др. 2001;Филенко и др., 1989; Бардин, 1985; Жмур, 1997). Эти методы основаны на оценке степени их спонтанной двигательной активности, выживаемости в остром опыте или степени прироста их численности (изменению концентрации клеток в тестируемой воде по сравнению с контролем в хроническом 96 часовом опыте). Исследуемую воду считают токсичной в случае снижения двигательной активности, выживаемости и прироста численности инфузорий по сравнению с контролем.

Достоинством указанных методов является их относительная экспрессность и надежность оценки, обусловленная однородностью указанных тест-организмов, поскольку последние, как правило, представляют собой разводимые в лабораторных условиях культуры. Однако, эти методы имеют ряд недостатков, так как в связи с физиологическими особенностями одноклеточных организмов их чувствительность ко многим факторам внешней среды, в том числе и к некоторым токсикантам, крайне специфична и в целом ряде случаев не сопоставима с чувствительностью многоклеточных животных. Например, величины критических концентраций тяжелых металлов для инфузорий на несколько порядков ниже, а нитратов и солей аммония на несколько порядков выше ПДК, установленных для позвоночных животных.

Показана возможность использования Paramecium caudatum для оценки токсичности пресноводных экосистем, загрязненных нефтью (Гордеева, 2010). Исходя из этого, указанные методы рекомендованы для выявления в воде малых концентраций тяжелых металлов (Бардин, 1985).

Методы с использованием пиявок {Hirudo medicinalis, Hirudo lineate, Caspiobdella fadejewi, Protoclepsis tessulata) основаны на регистрации изменения статических поз молодых животных после из 15-20 минутного пребывания в тестируемой воде (Жмур, 1997). О токсичности исследуемой воды судят по уменьшению количества естественных статических поз у подопытных пиявок по сравнению с контрольными и по переходу их к динамическому состоянию (ползание, плавание, уход их токсической зоны).

Методы с использованием пиявок характеризуются повышенной экспрессностью и простотой использования, но, по существу, они устанавливают только наличие или отсутствие острой токсичности исследуемой воды для определенных видов пиявок. Чувствительность методов невысокая (10-20 ПДК), поэтому их в настоящее время используют редко, только в качестве сигнальных методов при плановом контроле сточных вод, загрязненных ограниченным кругом токсикантов и к тому же в достаточно высоких концентрациях.

Показана возможность использования в качестве тест-системы культуры светящихся бактерий Photobacterium phosphoreum для определения качества вод Иваньковского водохранилища (Коновалышева, 1996),

Анализ корреляционных зависимостей токсичности от гидрохимических параметров показал, что наиболее близким к пространственной динамике уровня токсичности было изменение БПК5 (коэффициент корреляции в некоторых случаях достигал 0,95). Для соединений биогенных элементов обнаружена слабая взаимосвязь с концентрациями Р0бщ и Рмин (коэффициенты корреляции достигали 0,56 и 0,54 соответственно) и суммарного азота (коэффициент корреляции 0,68). От других физико-химических показателей (электропроводность, цветность, температура, pH, щелочность, перманганатная окисляемость) каких-либо зависимостей обнаружено не было, что не противоречит данным полученным с помощью биотеста на дафниях (Хоружая и др., 1991). Результаты люминесцентного биотестирования хорошо согласуются с данными биотеста на дафниях (Коновалышева и др., 1996),

Для оценки токсичности донных отложений закисленных озер Карелии использовали личинки комара Chironomus riparius meigert (Томилина, Гребенюк, 2008). Регистрируемые показатели: смертность, изменение линейных размеров и морфологические деформации ротового аппарата после 20 суточной экспозиции (Томилина, 2003; Ingersol, Nelson, 1990).

С использованием метода корреляционного анализа выявлена зависимость между численностью личинок с деформациями и уровнем pH донных осадков и воды ( г = - 0,61.-0,72, при р < 0,01-0,08). Также установлена связь между долей деформированных сильнохитизированных структур и содержанием железа, меди, цинка в донных отложениях озер ( г = - 0,63.-0,75, при р = 0,04), Наиболее выраженным тератогенным эффектом для личинок хирономид обладают ионы меди (Гребенюк, Томилина 2006). Результаты биотестирования согласуются с данными биоиндикации состояния биоценоза по гидробиологическим показателям.

Для определения токсичности различных природных сред широко используются также фитотесты (Багдасарян, 2007; Патин, 1981; Довгалюк и др., 2001; Fiskejo,1983). В качестве тест-объектов используются кресс-салат посевной (Lepidium sativum), лук репчкатый {ÄUium сера), редис посевной (Raphanus sativus L.). В качестве тест-параметров используют длину корней, длину побегов и каталазную активность проростков кресс-салата и редиса.

Кресс-салат является наиболее часто используемым фитотестом (Marciulioniene D, Montvydiene D и др., 2005; Montvydiene D, Marciulioniene D, 2004; Bernd Jastorff , Kerstin Möller и др., 2005; Wolska L и др„ 2007), применяемым для биотестирования вод (Anderson Cornelia и др., 2002; Arambasic M.B. и др., 1995; Arienzo Michele и др., 2009; Bonacina Carla, 2001; Ahlem Saddoudn др.,2009; Wundram Mathias и др.,1996), при оценке токсичности донных отложений (Czerniawska-Kusza и др., 2006; Devesa-Rey R. и др., 2008), природных и техногенных субстратов (Челатканова и др., 2007; Bonanotti и др., 2005; Cayuela M.L. и др., 2007; Gehringer Michelle и др., 2003; Matzke M. и др.,2008; Muhhamad Zakir и др., 2010; Oleszczuk Patryk, 2009; Montvydiene D, Marciulioniene D, 2007; Terzi, Kocacaliskan I., 2009; Zaltauskaite Iurate, Cypaite Ange, 2008), а также при изучении воздействия синтезируемых химических веществ, их смесей и сточных вод (Matzke Marianne и др., 2007; Зейферт Д., 2010).

Широко используются в биотестировании также представители семейства рясковых - Lemnoideae (Цаценко A.B., Филипчук, 1999; Цаценко JI.B. и др., 1999; Цаценко A.B., Цаценко J1.B. и др., 2003; Цаценко Л.В., Малюга, 2003).

Реакция ряски на различные загрязнения достаточно специфична и заключается как в изменении показателей роста листецов, так и в различной окраске. Ряска достаточно легко культивируется в лабораторных условиях при температуре 24°С в помещении с освещенностью не менее 12 часов в сутки (Мелехова и др., 2007).

Lemna minor и Lopiridium sativum показали высокую чувствительность при оценке токсичности вод из поверхностных проточных водоемов, расположенных вблизи хранилища радиоактивных отходов (Майстренко, Бойко, Белых, 2013)

В последние годы получили широкое распространение приборы для биотестирования с использованием различных тест-систем: в приборах «Биотестер» и «БиоЛат» в качестве тест-организмов используются инфузории Paramecium Caudatum и Stylonychia mytilus (Черемных, 2004).

Для более мелких видов - Tetrahymena pyriformis и Colpoda steinii -требуется небольшая перестройка оптической части прибора. С помощью приборов можно значительно повысить точность и оъективность оценки токсичности исследуемых объектов.

Среди множества вариантов биотестирования, основанных на отдельных реакциях растений, рыб, беспозвоночных и микроорганизмов, наиболее широкое распространение получили методы оценки токсичности природных сред с использованием люминесцентных бактерий (Kaiser, Esterby, 1991; Kaiser, 1998; Картасюк, Гительзон, 1986). В его основе лежит принцип подавления активности люминесцентной системы, лежащей на пересечении основных энергетических путей клеток-мишеней и поэтому интегрально реагирующей на присутствие в воде всей совокупности химических поллютантов.

Дополнительными преимуществами биолюминесцентного анализа являются его экспрессность, простота выполнения высокая чувствительность, а также хорошая корреляция с результатами полученными с использованием других тест-систем (Kaiser, Esterby, 1991; Kaiser, 1998).

Наибольшее распространение биолюминесцентные методы получили при исследовании поверхностных, грунтовых, сточных и питьевых вод (Дерябин, Алешина, 2009). Однако присутствие в минеральных и сточных водах значительных количеств различных катионов и анионов способны оказывать существенное влияние на отдельные стороны физиологии бактериальных клеток (Fujiwara-Nagata, Kogure, Kita-Tsukamoto и др., 2003; O'Shea, Loneg-Marino, Shibato и др., 2003). В исследованиях, проведенных в Оренбургском государственном университете (Дерябин, Алешина, 2008) при биолюминесцентном тестировании 23 образцов минеральных вод с использованием биосенсоров «Эколюм-9» и «Микробиосенсора B17-677F» выявлены причины ошибочных результатов биотестирования.

Микробиосенсор B17-677F», выпускаемы Институтом биофизики СО РАН, содержит морской люминисцирующий микроорганизм Photobacterium phosporeum (Родичева, 1997).

Эколюм-9» разработан в МГУ им. Ломоносова, содержит рекомбинантный штамм Escherichia coli с клонированными luxCD(AB)E-генами природного люминесцирующего микроорганизма Photobacterium leiognathi (Родичева, 1997).

Данные биосенсоры в объеме 50-100 мкл вносят в кюветы, содержащие 900-950 мкл исследуемых вод, после чего приготовленные смеси выдерживают при 22-24 °С в течении 30 минут. Дополнительным условием при проведении биотестирования с использованием «Микробиосенсора В17-677F» в соответствии с рекомендациями по его использованию является предварительное внесение в анализируемые пробы навесок NaCi из расчета 300 мг на 10 мл воды. Остаточную биолюминесценцию регистрировали на биолюминометре БЛМ-8820 (ССКТБ «Наука», г.Красноярск). Результаты исследования выражают биолюминесцентным индексом (БЛИ), равным отношению интенсивности свечения в опытной и контрольной кюветах, используя в качестве контроля 3% раствор NaCl (для «Микробиосенсор В17-677F») и дистиллированую воду (для «Эколюм-9»). Для идентификации данных причин с использованием процедуры факторного анализа была проведена оценка зависимости уровня биолюминесценции микробных биосенсоров от особенностей компонентного состава исследуемых вод, определяемого присутствием катионов Na+, К+, Mg2+, Са2+, и анионов СГ, S042\ НСОз*, а также уровнями общей минерализации и рН. При этом наиболее значимым, определяющим 56,42% дисперсии анализируемой выборки, явился фактор, интегрирующий в себе высокие значения всех названных характеристик, демонстрирующих в этом случае высокие положительные значения факторных нагрузок. В структуре данного фактора входили как общий уровень минерализации исследуемых вод (значение факторной нагрузки (ФН) +0,987, так и лежащее в его основе абсолютное содержание отдельных анализируемых катионов и анионов (ФН от +0,389 до 0,925)). Высокое значение ФН было продемонстрировано и для показателя, численно характеризующего рН исследуемых вод (+0,886). С другой стороны, структура данного фактора дополнилась выраженными отрицательными значениями ФН для БЛИ индексов, зарегистрированных как с использованием «Микробиосенсора B17-677F» (-0,525), так и «Эколюм-9» (-0,951).

При оценке токсичности вод малых эвтрофированных рек урбанизированных территорий с использованием культуры дафния магна и биотеста «Эколюм» установлена более высокая чувствительность последнего к комплексу загрязняющих веществ исследованных экосистем. (Чеснокова, Злывко, Савельев, 2012; Чеснокова, Злывко, Трифонова, 2013).

Показано (Дерябин. Алешина, 2008), что некоторые токсиканты, вносимые в анализируемые минеральные воды, вызывают выраженную стимуляцию свечения биосенсора «Эколюм-9», для устранения влияния нормального компонентного состава минеральных вод на результаты биолюминесцентного биотестирования необходима корреляция рН до уровня не более 7,5.

Таким образом, при биотестировании природных сред с использованием биолюминесцентных методов необходима адаптация стандартных методик к химическому составу и уровню кислотности анализируемых образцов.

Анализ существующих методов биотестирования природных сред позволяет нам выбрать для оценки токсичности вод и донных отложений малых водотоков урбанизированных территорий в качестве биосенсоров пресноводных рачков Daphnia magna Straus и биосенсор «Эколюм», а также фитотесты: семена редиса красного с белым кончиком, кресс-салата посевного и лука репчатого. Использование фитотестов вызвано интенсивным использованием вод исследуемых водотоков для полива в садоводческих хозяйствах (р.Содышка).

Род Daphnia (класс Crustacea, отряд Cladocera) насчитывает более 50 видов и распространен повсеместно. В пресноводных водоемах России широко распространены следующие виды дафний: Daphnia magna Straus, Daphnia pulex> Daphnia longispina O.F. Müller, Daphnia Cucullata Sars. Рачки Daphnia magna Straus имеют более крупные размеры и их использование наиболее удобно. Кормом для них служат зеленые протококковые водоросли (хлорелла, сценедесмус), некоторые дрожжи.

Биотест «Эколюм» - препарат лиофилизированных люминесцентных бактерий. Тест-система реагирует на токсичные соединения разнообразной химической природы (тяжелые металлы, углеводороды, фенолы, пестициды и т.д.) и позволяют определить эффект синергизма их токсического действия. Метод определения токсичности основан на том, что тест-система (люминесцентные бактерии при действии токсикантов изменяют свои физиолого-биохимические реакции, в том числе активность фермента люциферазы, ответственного за интенсивность биолюминесценциибактерий и реагирует на действие токсических веществ, содержащихся в исследуемой среде, аналогично высшим животным.

Методика оценки токсичности основана на определении изменения интенсивности биолюминесценции биосенсора при воздействии токсических веществ, присутствующих в анализируемой пробе, по сравнению с контролем. Уменьшение интенсивности биолюминесценции пропорционально токсическому эффекту. Количественная оценка параметра тест-реакции выражается в виде безразмерной величины - индекса токсичности Т: менее 20 - вода не токсична; от 20 до 49 - вода токсична; более 50 - вода сильно токсична. Индекс токсичности измеряется с помощью специального измерительного прибора «Биотоке» («Биотокс-6», «Биотокс-9», «Биотокс-ЮМ»).

Описано (Чупис и др., 2008) применение различных методов биотестирования для оценки качества воды приемника-охладителя Балаковской АЭС. Качество воды оценивалось по интенсивности биолюминесценции бактерий тест-системы «Эколюм», по смирности дафний и по интенсивности роста хлореллы. Кроме того, изучена стабильность развития бокоплавовводоема-охладителя и акватории р. Волги. При биотестировании на дафниях пробы воды не оказывали острого токсического воздействия. При биотестировании на бактериях обнаружена острая токсичность у шести проб воды водоема-охладителя. При биотестировании проб из водоема-охладителя на хлорелле средняя степень токсичности выявлена у двух проб воды. Анализ характера морфологической изменчивости глаз бокоплава показал, что данный тип изменчивости является флуктирующей ассиметрией. Обнаруженную в исследовании большую жизнеспособность дафний и бокоплавов по сравнению с бактериями и хлореллой авторы объясняют негативным влиянием на одноклеточные организмы высокой концентрации солей водоема-охладителя.

В последние годы созданы методики биотестирования с комплексом аппаратуры для создания стандартных условий работы с тест-организмами и автоматизацией самого процесса измерения (Григорьев, Шашкова, Стравинскене, 2013). В качестве тест-систем использованы высокопродуктивный штамм водоросли Chlorella vulgaris В, Daphrtia magna sr и Ceriodaphnia affinis. Созданные методики биотестирования вод аттестованы для целей государственного экологического мониторинга.

1.4. Механизмы и методы оценки самоочищающей способности водных экосистем.

Экосистема — сложная (по определению сложных систем, Берталанфи, 1969) самоорганизующаяся, саморегулирующаяся система.

В настоящее время экосистему определяют как локализованную в пространстве и динамичную во времени совокупность совместно обитающих и входящих в сообщества различных организмов и условий их существования, находящихся в закономерной связи между собой и образующих систему взаимообусловленных биотических и абиотических процессов (Алимов, 1990; Алимов, 1994, Алимов, Финогенова, 1976; Алимов, 2004; Алимов, 2000).

Водная экосистема - это природный объект, представляющий единство взаимозависимых среды (биотопа) и обитающей в ней биоты - гидробионтов.

В результате взаимодействия гидробионтов между собой и окружающей их средой внутри гидробиоценоза образуются потоки вещества, энергии и информации.

Биотические компоненты водных экосистем включают продуцентов (водные растения, фитопланктон), консументов различных порядков и редуцентов. Способность поверхностных вод к самоочищению во многом определяется эффективностью функционирования биотической составляющей экосистемы.

Основным интегральным показателем состояния водной экосистемы является самоочищающая способность природной воды (Форощук, 1989)

По ГОСТ 27065-86 под самоочищением понимают совокупность всех гидрологических, химических и биологических процессов в загрязненных водных объектах, направленных на восстановление первоначальных свойств и состава воды.

Самоочищение водного объекта - совокупность гидродинамических, физико-химических, микробиологических и гидробиологических процессов, ведущих к восстановлению его первоначального состояния (Остроумов, 2005; Васильев, 1993; Винберг, 2003; Гладышев и др., 1996; Остроумов,2004; Остроумов,2008).

Анализ механизмов самоочищения Пасичный и др. (1994) приводят исходя из трех предпосылок:

1. Самоочищение происходит в любой водной среде, даже в наиболее загрязненных водоемах, именуемых «сточными канавами»;

2. Самоочистительная способность связана с продукционно-деструктивными процессами, которые обеспечивают круговорот веществ в водоеме в пределах его трофической сети;

3. Угнетение продукционного процесса и понижение самоочистительной способности водной среды происходит вследствие токсичности компонентов загрязнений (тяжелых металлов, пестицидов, поверхностно-активных веществ, биогенных элементов) при концентрации или их несбалансированности;

В самоочищении водного объекта можно выделит несколько одновременно идущих процессов (Володина, Попова, 2011):

1. Распределение веществ. Процесс включает растворение, эмульгирование, всплытие и концентрирование веществ в поверхностной пленке и пене.

2. Использование веществ организмами. Этот процесс характерен не только для соединений, поступающих в водоем с бытовыми сточными водами, но и для промышленных сточных вод.

3. Абиогенное окисление. Процесс включает распад веществ в фотохимических реакциях и экзотермических химических реакциях, идущих с низкой энергии активации.

4. Превращение веществ - стадия образования новых соединений из промежуточных продуктов распада. В реакциях синтеза, конденсации и полимеризации участвуют ферменты и активные химические частицы.

В,П. Семерной предложил следующую схему процессов самоочищения (рис. 2)

Рис. 1.4.1. Основные стадии самоочищения.

Трансформация растворенного органического вещества происходит только с помощью микроорганизмов и некоторых водных гетеротрофов и миксотрофов. Взвешенное органическое вещество может быть использовано всеми организмами, входящими в трофическую цепь. Неорганические вещества, входящие в состав живого вещества, при отмирании организмов вновь попадают в воду и происходит вторичное загрязнение ими водного объекта.

Согласно Володиной Г.Б. и Поповой Н.С. (2011), Скурлатова Ю.А. и др. (1994) механизмы процессов самоочищения делятся: а) физические (оседание суспендированных частиц, испарение, перемешивание, всплытие, вынос на берег и др.); б) химические (окисление веществ кислородом и перекисью водорода, растворенными в воде, переход в гидраты, коагуляция и осаждение, гидролиз токсикантов); в) биологические (включение загрязняющих веществ в обменные процессы, их разрушение или перевод в другие, не токсичные формы микроорганизмами, поглощение фильтраторами взвешенных веществ).

В процессах самоочищения принимают участие все гидробионты, но главную роль в них играют микроорганизмы (бактерии, грибы) и многоклеточные животные фильтраторы.

Установлено (Кузнецов, Градова, 2006), что наиболее эффективен аэробный процесс самоочищения, приводящий к окислению органических и неорганических соединений. При анаэробном распаде трансформация идет не до конца с образованием массы более опасных промежуточных соединений.

Роль гидробионтов в процессах самоочищения водных экосистем подробно рассматривается в работах С.А. Остроумова. (Остроумов, 2008; Остроумов, 2005; Остроумов, 2000; Остроумов, 2006).

В работах С.А. Остроумова также исследовано влияние поверхностно-активных веществ на самоочищающую способность гидробионтов различных экологических групп (Остроумов, 2000; Остроумов, 2001).

Скорость и направление процессов химического и биохимического окисления загрязняющих веществ в водоемах и водотоках зависит от содержания в воде кислорода. Интегральными гидрохимическими показателями уровня загрязнения водных экосистем является окислительно-восстановительный потенциал, Еь , степень насыщения воды растворенным кислородом (СНК), биохимическое потребление кислорода (БПК), химическое потребление кислорода (ХПК) и перманганатная окисляемость (Гусева, 2007; Дмитриев, Фрумин, 2004; Синельников, 1980; Скурлатов и др., 1994; Кузнецов, Градова, 2006; Нежиховский, 1990).

В работе Рожкова Ю.Ф. (Рожков, 1984) самоочищающая способность природной воды оценивалась по скорости трансформации модельных тестовых веществ, чувствительных к изменению состояния водного объекта. В качестве таких веществ использовали ряд гидрофобных органических соединений, различающихся по биологической «жесткости». Определение самоочищающей способности воды проводили при инкубации пробы природной воды в замкнутом объеме в изотермическом режиме в течении 1 -10 суток. Скорость трансформации модельного вещества оценивали по изменению во времени его концентрации.

Известен метод определения способности водных экосистем к самоочищению по распределению окислительно-восстановительного потенциала в верхнем слое донного осадка (Ферезанова и др., 2007).

При незначительной антропогенной нагрузке водный объект обладает высокой самоочищающей способностью. Среднее значение >0 не опускается ниже +300 мВ, Толщина активного слоя донного осадка составляет 10 см. В случае критической ситуации водная экосистема уже не справляется с загрязнением. Показано (Толокнова, 2006), что при среднем значении Еь >0 равном 97,5 мВ на глубине 1 см ситуация в водоеме считается критической.

При загрязнении водных объектов тяжелыми металлами и другими токсическими веществами подавляется деятельность микроорганизмов-деструкторов органических веществ, поэтому для оценки самоочищающей способности экосистемы водотока используются изменение БПК

------ Г-'^ач г с с

V- (-к /¡иОУ'Ь'^

Процессы самоочищения воды в реке Москва-з-'среднем и "нижнем течении от соединений азота, поступающих со сточными водами сооружений биологической очистки, изучались путем лабораторного моделирования с использованием специальной установки «Аквабиценоз» (Щеголькова, Козлов, 2004) и в натурных условиях (Щеголькова и др., 2007).

Самоочищающая способность реки оценивалась по эффективности удаления соединений азота (общего, аммонийного, нитратного и нитритного) и по массовому расходу.

Массовый расход - произведение концентрации вещества в воде водотока и расхода воды в период отбора проб.

Анализ происходящих в реке процессов проводился путем сравнения результатов лабораторного моделирования, полевых исследований донных отложений и балансовых расчетов на двух участках реки (Владов, Калинин, Щеголькова, 2005).

Таким образом, самоочищающая способность водного объекта зависит от его кислородного и гидрологического режимов, видового состава и структуры гидробиоценоза, уровня и характера загрязнения, гидрохимических параметров экосистемы (Трифонова, Чеснокова, 2011; Эрнестова, Семенова, 1994).

Так как самоочищение представляет собой сложный комплекс различных взаимосвязанных процессов, то его качественные и количественные оценки можно получить лишь с учетом всех данных, характеризующих состояние водного объекта, поэтому в практике мониторинга состояния гидроэкосистем отсутствует общепринятый метод количественного определения самоочищающей способности природных вод.

Исходя из этого, для каждой конкретной экосистемы механизм самоочищения будет иметь индивидуальные особенности. Следовательно, и

• строительство колодцев-поглотителей (шлюкеров) для отвода поверхностных вод;

• обвалование русел рек и берегов водоемов;

• залужение.

Несмотря на проведение водоохранных мероприятий первых двух уровней соединения биогенных элементов все же попадают в водные объекты, загрязняя их. Поэтому существует третий уровень водоохранных мероприятий.

Третий уровень водоохранных мероприятий предусматривает снижение содержания соединений биогенных элементов уже в водоемах и водотоках. Он предусматривает использование для очистки вод высших водных растений. В южных регионах России для этих целей широко используется водный гиацинт {ЕгскЬдгта сга$$1рез) (Гарин, Кленова, Соукуп, 2005; Дмитриев и др., 1998; Гарин и др., 2002; Гарин и др., 2003; Бондаренко, 2000),

Эйхорния плавающая - многолетнее водное растение, надводная часть которого состоит из розетки, овальных листьев и цветка, напоминающего гиацинт. Присутствие избыточного количества воздуха в стеблях обеспечивает свободное плавание растения по поверхности воды.

Корневая система эйхорнии, находящаяся в воде, представляет собой длинные, нитевидные пучки, густоокруженные ресничками, которые и обеспечивают основной процесс очистки. В естественных условиях эйхорния произрастает в странах с тропическим и субтропическим климатом, поэтому в наших условиях она имеет сезонное применение. Эффективность поглощения загрязняющих веществ этим растением зависит от температуры и долготы дня,

Эйхорния поглощает из воды не только соединения биогенных элементов, но и фенолы и нефтепродукты (Гарин, Кленова, Соукуп, 2005).

Для борьбы с эвтрофированием на Среднеуральской ГРЭС с 2000 года применяется плавающий биомодуль (Зубарева, Белоконова, 2007). Это специальное сооружение, которое устанавливается поперек канала,

Укрепление берега производится с использованием следующих основных элементов (Кривицкий, 2007): цилиндрических фашин, служащих для стабилизации приуреазной зоны водоема;

• озеленения в виде газона в полосе шириной 5 метров от уровня воды, формирующего зеленую надстилку в качестве противоэрозивной защиты и задержки загрязнений, попадающих в водоем с ливневыми стоками.

Проведение указанных мероприятий способствует также созданию комфортной окружающей среды, высокого эстетического качества ландшафта и восстановлению рекреационных ресурсов водного объекта.

Наиболее эффективным способом предупреждения процессов эвтрофикации поверхностных вод является сокращение поступления биогенных элементов со сточными водами. Однако в последние десятилетия наметилась тенденция изменения состава сточных вод после их биологической очистки за счет увеличения азот- и фосфорсодержащих органических соединений.

Для доочистки сточных вод от соединений биогенных элементов во вторичных (третичных) отстойниках предложено использовать высшую водную растительность - макрофитов (Вайсман, Рудакова, Калинина, 2006). В целях обеспечения круглогодичной эксплуатации сооружений для доочистки сточных вод используются макрофиты, полностью погруженные в воду - валиснерия спиральная (Vallisneria spiralis) и рдест курчавый (Potamogeton crispus). Эти растения также уменьшают общее солесодержание и насыщают воду кислородом.

Предложен новаторский метод контроля эвтрофикации (Krivstov, 2000), заключающийся в улучшении летнего качества воды за счет весенней стимуляции диатомей.

Однако, предлагаемый подход регулирования летнего доминирования цианобактерий путем весеннего развития диатомей по мнению В. Кривцова

Кривцов, 2001) имеет ряд ограничений. К примеру, в мелких водоемах эффективность предлагаемого метода может быть ослаблена комбинированным эффектом выделения фосфора из донных отложений, вертикальных миграций цианобактерий и перемешивания вод верхнего и нижнего слоев во время ветреной погоды. Если летний фитопланктон преимущественно представлен зелеными водорослями и запасы фосфора превосходят (относительно биологического роста) запасы азота, стимуляция диатомовых водорослей весной может привести к усугублению азотного дефицита летом, что в свою очередь может выразиться в смене летнего сообщества, приводя к доминированию токсичных цианобактерий. Следовательно, предложенный подход должен использоваться очень осторожно и обязательно с учетом специфических условий каждого конкретного водоема.

Заключение диссертации по теме «Экология (по отраслям)», Злывко, Алексей Сергеевич

выводы

1. Изучены кислотно-щелочной и кислородный режимы водотока. Установлено, что воды исследованного водотока относятся к мягким (Жобщ > 4 мг*экв/дм3). По величине рН воды реки можно отнести к нейтральным (рН 6,5-7,2). Степень насыщения воды кислородом колеблется от 50,7% до 80%,

Установлено, что содержание АСПАВ в водах реки не превышает ПДК. Обнаружен высокий уровень загрязнения вод и донных отложений экосис-темы водотока тяжелыми металлами и органическим веществом. По величине ХПК воды во всех исследованных пунктах водотока относятся к категории «очень грязные» (VII класс качества). Обнаружен высокий уровень загряз-нения вод реки соединениями меди, цинка и железа. Суммарный показатель загрязнения донных отложений тяжелыми металлами (Zc) колеблется от 14 до 133.

2. Изучен уровень загрязнения вод исследованного водотока соединени-ями биогенных элементов, проведена оценка трофности экосистемы водотока по соотношению концентраций минеральных форм азота и фосфора. Установ-лено, что во всех исследованных участках воды реки эвтрофированны.

Разработаны критерии выбора приоритетного загрязнителя вод эвтрофных водных объектов в целях исследования по нему процессов самоочищения. Показано, что в исследуемом водотоке разработанным критериям соответствует аммонийный азот, следовательно, самоочищение в указанном водном объекте связано с процессами нитрификации,

3. Исследованы процессы нитрификации в экосистеме водотока в натурных условиях и влияние различных веществ на процессы нитрификации в модельных экспериментах. Изучены корреляционные зависимости интен-сивности процессов нитрификации от гидрохимических показателей. Оцене-ны предельно-допустимые нагрузки различных веществ на нитрифицирую-щие бактерии. Установлено, что предельно-допустимая нагрузка по аммоний-ному азоту составляет 8 ПДК, по анионным поверхностно-активным вещест-вам - 1 ПДК,

4. Изучена токсичность вод экосистемы водотока с использованием различных тест-систем и проведена оценка предельно-допустимой нагрузки на экосистему водотока аммонийного азота по гибели гидробионтов-фильт-раторов (.Daphnia magna Sr). Установлено, что предельно-допустимая нагрузка аммонийного азота на дафний равна 8 ПДК.

5. Изучены корреляционные зависимости между различными показателями вод экосистемы реки и разработаны шкалы качества и самоочищающей способности вод эвтрофных водотоков по величине индекса нитрификации (1НИтр) и уровню их токсичности, измеренной с использованием тест-системы «Эколюм». Установлено, что по предложенным критериям качество вод в исследуемом водотоке оценивается как: очень загрязненные воды с низкой способностью к самоочищению.

Список литературы диссертационного исследования кандидат биологических наук Злывко, Алексей Сергеевич, 2013 год

1. Алимов А.Ф. Основные положения теории функционирования водных экосистем // Гидробиологический журнал. Том 26. - №6. -1990.-С.З-12.

2. Алимов А.Ф. Разнообразие, сложность, стабильность, выносливость экологических систем // Журнал общей биологии. Том 55. - №3. -1994, -С.285-293.

3. Алимов А.Ф., Финогенова Н.П. Количественная оценка роли сообщества донных животных в процессах самоочищения пресноводных водоемов // Гидробиологические основы самоочищения вод. Л.: ЗИН АН СССР. - 1976. - С.5-14.

4. Алимов А.Ф. Элементы теории функционирования экосистем. СПб.: ЗИН РАН.-2000.-147 с.

5. Алимов А.Ф. Продукционная гидробиология и функционирование экосистем. В сб.: Новые идеи в океанологии /ред. Виноградов М.Е., Лаппо С.С. Том 1, - М.: Наука. - 2004. - С.264-279.

6. Астахов П.А. Состояние бассейнов малых рек Владимирской области // Экология речных бассейнов: Труды 5-й Междунар. науч.-практ. конф. / Под общ, ред. проф. Т,А. Трифоновой; Владим. гос. ун-т, Владимир. 2009.-С. 13-20.

7. Багдасарян A.C. Эффективность использования тест-систем при оценке токсичности природных сред // Экология и промышленность России. 2007. - №1, - С.44-47.

8. Беззапонная O.B. Самоочищение поверхностных водных объектов от соединений тяжёлых металлов // Экология урбанизированных территорий. 2008. - №2. - С.58-62.

9. Берталанфи J1. Исследования по общей теории систем: Сборник переводов / Под ред. В. Н. Садовского и Э. Г. Юдина. М.: Прогресс. -1969. - С.23-82.

10. Биоиндикация экологического состояния равнинных рек / под ред. О.В. Бухарина, Г.С. Розенберга. М.: Наука. - 2007. - 403 с.

11. Биргер Т.И. Метаболизм водных беспозвоночных в токсической среде. Киев: Наукова думка. - 1979. - 92 с.

12. Бондаренко В.В. Охрана водных объектов от загрязнения сточными водами и рассредоточенным стоком с помощью биоинженерных систем: Автореф, дис. на соиск, учен. степ, д.т.н.: Спец. 11.00.11. -Екатеринбург. 2000. - 38 с.

13. Брагинский Л.П. Методологические аспекты токсилогического биотестирования на Daphnia magna Straus и др. ветвистоусых ракообразных // Гидробиологический журнал. Том 36. - №5. -2000. -С. 50-70.

14. Брагинский Л.П. Гидробиологические тесты как метод индикации токсичности водной среды. // Методы анализа природных и сточных вод. М.: Наука. 1977. - С.27-28.

15. Брагинский Л.П., Комаровский Я., Цербань Э.П., Линник Н.П, Эколого-токсикологическая ситуация в водной среде (основные принципы оценки и прогнозирования) // Гидробиологическийжурнал. Том 25. -№ 6. - 1989. -С.91-101.98

16. Бурдин К.С. Основы биологического мониторинга. М.: Изд-во МГУ. -1985.- 158 с.

17. Булгаков Н.Г., Левич А.П, Биогенные элементы в среде и фитопланктон: отношение азота к фосфору как самостоятельный регулирующий фактор // Успехи современной биологии, Том 15. — вып.1. - 1995. - С. 13-23.

18. Буслаева Т.А. Оценка самовосстанавливающей способности реки Рпень. Матер. 2-ой юбилейной конференции «Экология Владимирского региона»/Под. ред. проф. Т.А. Трифоновой. -Владимир: «Владимир Полиграф», 2008. С.53-55.

19. Васильев Л.А., Васильев А.Л. Использование естественных биоценозов водоемов при очистке природных вод // Водоснабжение и санитарная техника. -1993. -№11-12. С.20-21.

20. Винберг Г.Г. Биологические процессы и самоочищение на загрязненном участке реки. Минск: Изд-во БГУ. - 1973. -192 с.

21. Виноградский С.Н. Микробиология почв. Проблемы и методы. -М.:Изд-во АН СССР. 1952. - С. 145-340.

22. Владов М.Л., Калинин В.В,, Щеголькова Н.М., Козлов М.Н., Старовойтов A.B., Судакова М.С. Опыт картирования газонасыщенных донных отложений городского участка р. Москвы // Вода и экология. Проблемы и решения. 2005. - № 2 (23). - С.53-60.

23. Водная экология и влияние деятельности человека на состояние водных ресурсов: учебное пособие / Под общ. ред. Г.Б. Володиной, Н.С. Попова. Тамбов: Изд-во ИП Чеснокова A.B. - 2011. - 230 с.

24. Вронский В.А. Прикладная экология: учебное пособие. Ростов-на-Дону: Феникс. -1996. - 512 с.

25. Вуколов Э.А, Основы статистического анализа. Практикум по статистическим методам и исследованию операций с использованиемпакетов STATISTICA и EXCEL.: Учебное пособие. М.: ФОРУМ: ИНФРА-М, 2004. 464 с.

26. Гарин В. М., Кленова И. А., Соукуп В. А. О возможности применения высшей водной растительности для очистки загрязненных вод // Безопасность жизнедеятельности. 2005. - №2. - С.32-35.

27. Геохимия окружающей среды / Ю. Е. Сает, Б. А, Ревич, Е. П. Янин и др. М.: Недра, 1990. - 335 с.

28. Гидрохимические показатели состояния окружающей среды : учебное пособие / Под ред. Т. В. Гусевой. Форум: ИНФРА-М, 2007. 192 с.

29. Гладышев М.И., Грибовская И.В., Калачева Г.С., Сущик H.H. Экспериментальное изучение скорости самоочищения как интегральной функциональной характеристики водных экосистем различных типов // Сибирский экологический журнал. 1996, - №5. -С.419-431.

30. Гордеев В.В., Лисицын А.П. Средний химический состав взвесей рек Мира и питание океанов речным осадочным материалом // Доклады АН СССР. 1978. -Т.238 № 1. - С.225-228.

31. Горгуленко В.В. Пространственная неоднородность и сезонная динамика токсичности воды р. Обь в окрестностях г. Барнаул //Вода: химия и экология. -2012. -№11. С.16-21.

32. Горюнова В.Б., Соколова С.А. Старцева А.И., Сторожук Н.Г. Токсикологические показатели речной воды на Нижней Волге // Водные ресурсы. Том 27. - 2000. - № 5. - С.618-622.

33. Горюнова С.В., Демина Н.С. Водоросли продуценты токсических веществ. - М,: Наука. - 1974, - 311с.

34. ГОСТ 17.1.05. -85 Общие требования к отбору проб поверхностных и морских вод, льда и атмосферных осадков.

35. ГОСТ 17.1.1.01-77 Охрана природы. Гидросфера. Использование и охрана вод. Основные термины и определения.

36. ГОСТ 17.1.3.07-82 Охрана природы. Гидросфера. Правила контроля качества воды водоемов и водотоков.

37. ГОСТ 17.1.5,01-80 Охрана природы. Гидросфера. Общие требования к отбору проб донных отложений водных объектов для анализа на загрязненность.

38. ГОСТ Р 51592-2000 Вода. Общие требования к отбору проб.

39. ГОСТ 26213-91 Почвы. Методы определения органического вещества,

40. ГОСТ 27065-86. Качество вод. Термины и определения. М.: Изд. стандартов. -1987.

41. Гусева Т.В.» Молчанова Я.П., Заика Е.А., Виниченко В,Н„ Аверочкин Е.М. Гидрохимические показатели состояния окружающей среды. Справочные материалы. М.: Эколайн. - 2000. - 87 с.

42. Даценко Ю. С, Эвтрофирование водохранилищ. Гидролого-гидрохимические аспекты. -М.: ГЕОС. —2007. 252с.

43. Дерябин Д.Г., Алешина Е.С. Адаптация биолюминесцентного анализа для оценки токсичности минеральных вод // Гигиена и санитария. -2008. № 4. - С.83-87,

44. Дмитриев, А, Г. Технология биологической очистки и доочистки малых рек, водоемов и стоков с помощью эйхорнии // Экология и промышленность России. 1998. -№ 4. - С.8-11 .

45. Довгалюк А. И., Калиняк Т. Б., Блюм Я. Б. Оценка фито- и цитотоксической активности соединений тяжелых металлов и алюминия с помощью корневой апикальной меристемы лука // Цитология и генетика, Том 35. - 2001. - № 1. - С.3-9.

46. Драбкова В.Г., Прыткова М.Я., Якушко О.Ф. Восстановление экосистем малых озёр. СПб.: Наука, 1994. -144 с.

47. Драгинский В.Л., Алексеева Л.П., Алексеев С.Е. Оценка эффективности и глубины очистки воды методами биотестирования. // Водоснабжение и санитарная техника. 1998 . - №5. - С.19-24.

48. Ершов Ю.А., Плетнева Т.В. Механизмы токсического действия неорганических соединений М.: Медицина. 1989. 272 с.

49. Жмур Н.С. Государственный и производственный контроль токсичности вод методами биотестирования в России. М: Международный дом сотрудничеств. 1997. - 144с.

50. Жмур Н.С. Методическое руководство по гидробиологическому и бактериологическому контролю процесса биологической очистки на сооружениях с аэротенками. ПНД Ф СБ 14.1.77-96, М. - 1996. - С.4.

51. Жмур Н. С. Технологические и биохимические процессы очистки сточных вод на сооружениях с аэротенками. М.: АКВАРОС. 2003. -512с.

52. Жмур Н. С. Управление процессом и контроль результата очистки сточных вод на сооружениях с аэротенками. М.: Луч. 1997. - 172 с.

53. Израэль Ю.А. Экология и контроль состояния природной среды. М.: Гидрометеоиздат. - 1984. - 560 с.

54. Исупова М.В. Гидроэкология загрязненность рек на территориях Нижегородской и Владимирской областей в районе трассы газопровода "Починки-Грязовец" // Инженерная экология. 2008. - № 3. - с.16-27.

55. Захаров В.М. Здоровье среды: концепция. М: ЦЭПР. 2000. - 27 с.

56. Зейферт Д.В. Использование кресс-салата как тест-объекта для оценки токсичности природных и сточных вод Стерлитамакского промузла // Башкирский экологический вестник. 2010. - № 2. - С.39-50.

57. Злывко A.C., Чеснокова С.М., Бородина И.А. Антропогенная трансформация и самоочищающая способность малой реки, // Теоретическая и прикладная экология. 2012. -№3, - С.35-40.

58. Зубарева Э.Л., Белоковона H.A. Качество поверхностных вод: проблемы и решения. // Экология и промышленность России. 2007. -№6.^С.28-29.

59. Зинченко Т.Д., Выхристюк Л.А., Шитиков В.К. Методологический подход к оценке экологического состояния речных систем по гидрохимическим и гидробиологическим показателям // Изв. Самар. НЦ РАН. Т.2, -№ 2. - С.233-243.

60. Калинина Е.В., Вайсман Я.И., Рудакова Л.В., Калинина Е.В. Использование водных растений для доочистки сточных вод от биогенных элементов // Экология и промышленность России. 2006. -№11.-С. 9-11,

61. Кирпенко Ю.А., Перевозченко И.И., Сиренко J1.A. и др. О химической природе токсических агентов сине-зеленых водорослей. Формирование и контроль качества поверхностных вод. Киев. -1975. -вып. 1. -с.142-148.

62. Клоченко П.Д. Водоросли как источник аминов предшественников канцерогенных нитрозосоединений (обзор). Киев, - 1985. — 256 с.

63. Ковалышева Г.В. Биотестирование вод Иваньковского водохранилища с использованием светящихся бактерий Photobacterium phosphoreum // Водные ресурсы. 1996. -Т.23. -№ 1. - С.111-115.

64. Кратасюк В.А. Использование светящихся бактерий в биолюминесцентном анализе. // Успехи микробиологии. 1987. - № 21. - С. 3-30.

65. Кривицкий С. В. Очистка поверхностных стоков с использованием гидроботанических площадок // Экология и промышленность России. 2007. - №3.- С.20-23.

66. Кривицкий С. В. Гидроэкология : улучшение качества воды в водоеме // Экология и промышленность России. -2007, -№ 7. С.18-21.

67. Кривицкий C.B. Биоинженерная защита берега водоема // Экология и промышленность России. 2007.- №1. - С.4-6.

68. Кривицкий C.B. Биоинженерный метод крепления берега Терлецких прудов (Москва, Терлецкая дубрава, BAO г. Москвы). Технический отчет. М.: ООО «Эс-Эйч инжиниринг» . - 2002.

69. Кривицкий C.B., Остроумов С.А. Экобиоинженерия: созданиевосстановление) и поддержание водных экосистем с заданными104параметрами // Ecological Studies, Hazards, Solutions. 2006. - v.l1. -C,51-55,

70. Кривицкий C.B,, Остроумов С.А. Экобиоинжеиерия: экологическая реабилитация водоемов // Ecological Studies, Hazards, Solutions. -2006,- v.l 1.-С.55-60.

71. Кривцов B.B. Исследование причинно-следственных связей формирования биоценозов для контроля процессов эвтрофикации // Экология. 2001. - №4. - С.252-257.

72. Кузнецов А.Е,, Градова Н.Б. Научные основы экобиотехнологии. М.: Мир. 2006. - 504 с.

73. Кузнецова И.А., Воробьева JI.B., Чернова г.И., Мясников И.О., Лутай г.ф, Опарин А.Е., Радькова Е.А. Региональные особенности гигиенической оценки биологического загрязнения поверхностных вод // Гигиена и санитария. 2011. -№1. - С.34-37.

74. Левич А.П., Терехин А.Т. Метод расчета экологически допустимых уровней воздействия на экосистемы (метод ЭДУ) // Водные ресурсы. -1997. №3. - С.328-335.

75. Левич А.П., Худоян А, А. Булгаков Н.Г. Артюхова В.И. О возможности управления видовой и размерной структурами сообщества в экспериментах с природным фитопланктоном in vitro.2 // Научные доклады высшей школы. Биологические науки. 1992. - №7. -С. 17-31.

76. Левич А.П., Максимов В.Н., Булгаков Н.Г. Теоретическая и экспериментальная экология фитопланктона: управление структурой и функциями сообществ. М.: Изд-во НИЛ. 1997. - 192 с.

77. Линник Р.П., Линник П.Н., Запорожец О.А. Методы исследования сосуществующих форм металлов в природных водах // Методы и объекты химического анализа. 2006. - Т. 1. - № 1. - С. 4-26.

78. Линник П.Н., Набиванец Б.И. Формы миграции металлов в пресных поверхностных водах. Л,: Гидрометеоиздат. - 1986. - 270 с.

79. Лукьяненко В. И. Общие закономерности деградации экосистем и ухудшения качества воды в загрязненных водах // Вторая Все-союз. конф. по рыбохозяйственной токсикологии. СПб. -1991. Т.2. - С.45-47.

80. Мазуркин П. М. Динамика загрязнения речной воды. // Экология и промышленность России. 2009. - № 2. - С.48-51.

81. Максимовский Н.С. Очистка сточных вод. М.: Минкомхоз РСФСР. -1961.- 193 с.

82. Маляревская А .Я. Обмен веществ у рыб в условиях антропогенного эвтрофирования водоемов. Киев: Наукова думка. 1979. - 253 с.

83. Мандыч A.B. Оценка способности водной экосистемы к самовосстановлению. Экология речных бассейнов: труды 4-ой Междунар. науч.-практ. конф. / Под общ. ред. проф. Т. А. Трифоновой. Владим. гос. ун-т. Владимир. 2007. - С.47-51.

84. Манихин В. И. Растворенные и подвижные формы тяжелых металлов в донных отложениях пресноводных экосистем. СПб.: Гидрометеоиздат. 2001. - 182 с.

85. Мартынова М.В. Аккумуляция биогенных веществ в донных отложениях и внутренняя биогенная нагрузка. // Антропогенное перераспределение вещества в биосфере (ред. И.С. Коплан-Дикс, Е.А.

86. Стравинская). Л.: Наука. 1993. - С.85-104.106

87. Мартынова M.B. О роли донных отложений в эвтрофировании водоемов: обмен соединениями азота и фосфора между донными отложениями и водой. // Водные ресурсы. 1988. - №4, - С.85-95.

88. Методика выполнения измерений массовой доли металлов и оксидов металлов в порошковых пробах почв методом рентгенофлуоресдентного анализа (Свидетельство Госстандарта РФ№ 2420/53-2004).

89. Мирошников А.Б., Огрель Л.Ю., Балятинская Л.Н. Биотесты для оценки экологического состояния природных водных объектов (на примере Белгородской области) // Экология и промышленность России. 2000. - № 5. - С.36-38.

90. Молоков М.В., Шифрин В.Н. Очистка поверхностного стока с территории городов и промышленных площадок. М.: Стройиздат. -1977.- 104 с.

91. Науменко М.А. Эвтрофирование озер и водохранилищ: Учебное пособие. Санкт-Петербург:РГГМУ. - 2007. - 100 с.

92. Нежиховский Р.П, Гидролого-экологические основы водного хозяйства. Л: Гидрометеоиздат, - 1990. - 228 с.

93. Никоноров A.M., Хоружая Т.А., Бражникова JI.B., Жулидов A.B. Мониторинг качества вод: оценка токсичности. Гидрометеоиздат. -2000.-159 с.

94. Новицкий П. В., Зограф И. А. Оценка погрешностей результатов измерений. JL: Энергоатом-издат. - 1991. - 302 с.

95. Общесоюзные нормы технологического проектирования систем удаления, обработки, обеззараживания, хранения, подготовки и использования навоза и помета (ОНТП 17-81). М., Колос. 1983. - 32 с.

96. Основы инженерной биологии с элементами ландшафтного планирования. / Под. ред. Ю.И. Сухоруких. Майкоп-М.:КМК. 2006. -281 с.

97. Одум Ю. Экология: В 2-х т: Пер. с англ.М.: Мир. 1986. - Т. 1. - 328 с.

98. О состоянии окружающей среды и здоровья населения Владимирской области в 2010 году. Ежегодный доклад под редакцией директора департамента природопользования и охраны окружающей среды Владимирской области A.A. Мигачева. Владимир, 20 И. - 117 с.

99. О состоянии окружающей среды и здоровья населения Владимирской области в 2011 году. Ежегодный доклад под редакцией директора департамента природопользования и охраны окружающей среды Владимирской области A.A. Мигачева. Владимир. 2012. - 124 с,

100. Остроумов С,А. Загрязнение, самоочищение и восстановление водных экосистем. М.:МАКС-Пресс. 2005. - 147 с.

101. Остроумов С.А. Биотический механизм самоочищения пресных и морских вод. Элементы теории и приложения. М.: МАКС Пресс. 2004.-96 с.

102. Остроумов С.А. Гидробионты в самоочищении вод и биогенной миграции элементов. М.: МАКС-Пресс. 2008. - 200 с.

103. Остроумов С. А. О полифункциональной роли биоты в самоочищении водных экосистем // Экология. 2005, - № 6. - С.452-459.

104. Остроумов С.А. Концепция водной биоты как лабильного и уязвимого звена системы самоочищения воды // ДАН. — 2000. Т.372. - №2. -С.279-282.

105. Остроумов С.А. О роли гидробионтов в регуляции потоков вещества и миграции элементов в водных экосистемах // Вестник РАЕН. 2002. -Т.2. - № 3. - С.50-54.

106. Остроумов С.А. Биологические эффекты при воздействии поверхностно-активных веществ на организм. М,: МАКС-Пресс. -2001.-334 с.

107. Остроумов С.А. Биологические эффекты поверхностно-активных веществ в связи с антропогенным воздействием на биосферу. М.: МАКС-Пресс. 2000. - 116 с.

108. Остроумов С.А. О некоторых вопросах поддержания качества воды и ее самоочищения // Водные ресурсы. 2005. - Т.32. - № 3. - С.337-347.

109. Патин С.А. Биотестирование, как метод изучения и предотвращения загрязнения водоемов // Биотестирование природных и сточных вод. М.: Наука. — 1981. — С,7-16.

110. РД 52.24.377-95. Методика выполнения измерений массовой концентрации металлов в поверхностных водах суши методом атомной абсорбции с прямой электротермической атомизацией проб.

111. Рева Е.В., Мирзеабасов O.A. Оценка экологического риска на основе анализа критических нагрузок на экосистемы: Мет. пособие по курсу «Техногенные системы и экологический риск». — Обнинск: ИАТЭ НИЯУ МИФИ. 2011. - 28 с.

112. Рубенчик Б. J1. Образование канцерогенов из соединений азота.— К.: Наукова думка. 1990. - 220 с.

113. Руднева И.И., Мельникова Е.Б., Кузьминова Н.С., Омельченко С.О., Залевская И.Н., Симчук Г.В. Оценка влияния минеральных соединений азота на донных рыб в бухтах черного моря. // Водные ресурсы. 2008. - №4. - С. 505-510.

114. Савельев О.В., Чеснокова С.М. Оценка допустимой антропогенной нагрузки на малые реки по их самоочищающей способности // Проблемы региональной экологии. 2011. - № 1. - С.6-12.

115. Сакевич А.И. Экзометаболиты пресноводных водорослей. Киев : Наук, думка. 1985. - 199 с.

116. Семерной В.П. Санитарная гидробиология:учебное пособие по гидробиологии. 2-е изд., перераб. и доп. ЯрГУ. Ярославль. 2002. -147 с.

117. Сенатов A.C., Трифонова Т.А, Самоочищающая способность бассейна реки Колок-ши // Экология речных бассейнов: труды 2-ой Междунар. науч.-практ. конф. / Под общ. ред. проф. Т. А, Трифоновой, Владим, гос, ун-т, Владимир. 2009. -С.299-304.

118. Синельников В.Е. Механизм самоочищения водоёмов. М.: Стройиздат. 1980. - 250 с.

119. Сиренко Л.А., Козицкая В.Н, Биологически активные вещества водорослей и качество воды. Киев: Наук, думка. 1988. - 256 с,

120. Скурлатов Ю.И. и др. Введение в экологическую химию:Учеб. пособие для хим. и хим. технол, спец. Вузов. М.: Высшая школа. -1994.-400 с.

121. Строганов H. С. Методика определения токсичности водной среды. // Методики биологических исследований по водной токсикологии. М. -1971. с.14-60.

122. Таубе П.Р., Баранова А.Г. Химия и микробиология воды. М.: Высшая школа. 1983.-280 с.

123. Техногенное загрязнение речных экосистем./Под ред. В.Е. Райнина и Г.Н. Виноградовой. М.: научный мир, 2002. 140 с.

124. Томилина И.И., Комов В.Т. Донные отложения как объект токсикологических исследований // Биология внутренних вод. 2002. - № 2. - С.20-26.

125. Трифонова Т.А., Сенатов A.C. Оценка предельно допустимой техногенной нагрузки на водотоки малого речного бассейна // Геоэкология. — 2008. — № 4. — С. 322-330.

126. Трифонова Т. А., Чеснокова С.М. Оценка самоочищающей способности малых рек Владимирской области. Владимир: ВООО ВОИПУ «Рост» . 2011. - 62 с,

127. Тушкова, Г.И. Экотоксикологическая оценка состояния поверхностных вод бассейна Верхней Оби методами биотестирования // Состояние водных экосистем Сибири и перспективы их использования // Мат. научных чтений, Томск: ООО «Дельтаплан» . -1998. С.363-364.

128. Умаров М.М., Кураков A.B., Степанов A.JL Микробиологическая трансформация азота в почве. М.: ГЕОС. 2007. - 264 с.

129. Федорова А.И., Никольская А.Н. Практикум по экологии и охране окружающей среды: учеб. пособие для студ. высш. учеб. заведений. -М.: Гуманит. изд. центр ВЛАДОС. -2001. 288 с.

130. Фелленберг Г. Загрязнение природной среды. Введение в экологическую химию. — М.; Мир. 1997. - 232 с.

131. Филенко О.Ф., Михеева И.В. Основы водной токсикологии: учеб. пособие. М.; Колос. - 2007. - 144 с.

132. Фрумин Г.Т., Слогина С.Е. Количественная оценка самоочищающей способности водных объектов // Загрязнение окружающей среды. Проблемы токсикологии и эпидемиологии. Тез. док. межд. конф. -Пермь, 1993.-С.131-132.

133. Фрумин Г.Т. Оценка состояния водных объектов и экологическое нормирование. СПБ: Гидрометеоиздат. - 1998. - 95 с.

134. Фрумин Г.Т. Экологическая химия и экологическая токсикология. -СПб.: Изд-во РГГМУ. 2000. - 198 с.

135. Филенко О.Ф., Дмитриева А.Г., Исакова Е.Ф. Опыт применения методов биотестирования для оценки качества природных вод // Методы биоиндикации и биотестирования природных вод. Л,: Гидрометеоиздат. - 1989. - Вып.2. - С.203-215.

136. Цаценко Л.В., Филипчук О.Д. Фитоиндикация загрязнения воды и почвенной вытяжки.//Агрохимия. 1999.- №1.- С.90-93.

137. Цаценко JI. В., Сафронова Т. И., Волкова Н. В. Биологическое тестирование загрязнённости территорий стоками животноводческих ферм//Вестник РАСХИ. №3.- 2003. - С.37-38.

138. Цаценко JL В., Малюга Н. Г. Методика биотестирования почвы на основе ряскового теста в агроэкологическом мониторинге. Краснодар, КГАУ. 2003.-43с.

139. Хват В. М., Рокшевская A.B. Очистка поверхностного стока с территории промышленных предприятий. Сборник научных трудов. М.: ВНИИПО. 1983. - С. 12-37.

140. Хендерсон-Селлерс Б., Маркленд Х.Р. Умирающие озера. Причины и контроль антропогенного эвтрофирования, Пер.с англ. J1.: Гидрометеоиздат. -1990. 280 с,

141. Хрисанов Н.И., Осипов Г.К. Управление эвтрофированием водоемов. СПб.: Гидрометеоиздат. 1993. - 278 с.

142. Чеснокова С.М., Злывко A.C. Оценка качества воды и интенсивности процессов нитрификации в малых эвтрофных водотоках // Вода: химия и экология. 2012. - №8. - С.3-7.

143. Чеснокова С.М., Злывко A.C., Савельев О.В. Оценка влияния жаркогои засушливого лета 2010 года на малые реки Владимирской области//

144. Проблемы региональной экологии. 2011. - №6. - С.7-12.из

145. Чеснокова С.М., Савельев О.В. Оценка уровня эвтрофикации и самоочищающей способности р. Каменка//Экология речных бассейнов: Труды 5-й Междунар. науч.-практ. конф. /Под общ, ред. проф. Т.А. Трифоновой; Владим. гос. ун-т. Владимир: 2009. - С. 308-312.

146. Черемных Е. Г. Прибор для биотестирования на инфузориях БиоЛат // Экология и промышленность России. - 2004. - №3. - С.21-23.

147. Щеголькова Н.М., Козлов М.Н. Применение лабораторного моделирования для прогнозирования качества воды в водотоках-приёмниках очищенных вод // Тезисы научно-практической конференции НИИ ВОДГЕО. М - 2004. - С.131-133.

148. Щеголькова Н.М., Козлов М.Н., Данилович Д.А., Мойжес О.В. Роль московских очистных сооружений в самоочищении р.Москвы по азоту // Экология и промышленность России. 2007. - № 3. - С.40-43.

149. Штамм Е.В., Шишкина JI.H., Козлова Н.Б. и др. Анализ методов биотестирования в оценке качества воды // Водоснабжение и сан. техника. 1997. - Т. 16. - № 10. - С.18- 21.

150. Эрнестова JI.C., Семенова И.В. Самоочищающая способность природной воды как показатель экологического состояния водного объекта. // Водные ресурсы, 1994. - Т.21. - № 2. - С.161-165.

151. Янин Е. П. Источники и пути поступления загрязняющих веществ в реки промышленно-урбанизированных районов // Научные и технические аспекты охраны окружающей среды. М. 2002, - № 6. -С.2-56.

152. Andersohn С., Fuchs М., Seyed-Mansouri R., Fleischmann S., Wilke B.M. A Time-Saving Method for Higher Plant Tests in Hydroculture // Journal of Environmental Quality. 2002. - №31 . - P. 697-699.

153. Arienzo M., Christen E.W., Quayle W. Phototoxicity testing of winery wastewater for constructed wetland treatment // Journal of Hazardous Materials. 2009 . -Vol. 169, No. 1. - p. 94-99.

154. Bonacina C. Has Lake Orta completely recovered from its heavy polluted condition. A seventy years long history // J. Limnol. 2001. - № 60(2). -P. 285-287.

155. Bonanomi G., Legg, C,, Mazzoleni S. Autoinhibition of germination and seedling establishment by leachate of Calluna vulgaris leaves and litter // Community Ecology 6(2). P.203-208.

156. Cayuela M.L., P. Millner, J. Slovin, A. Roig. Duckweed (Lemna gibba) growth inhibition bioassay for evaluating the toxicity of olive mill wastes before and during composting // Chemosphere. 2007. - V68. - P. 9851991.

157. Denny P. Implementation of constructed wetlands in developing countries // Water Science and Technology. Volume 35. - №5. - 1997. - p. 27-34(8).

158. Dansereau P. Biodiversidade ecodiversidade - sociodiversidade: Informe 2 Congr. nac. essencias nativas, Sao Paulo, 29 marco-3 abr., 1992. Parte 1 // Rev. Inst, florest. - 1992. - V.4, Parte 1. - P. 22-28.

159. Fiskesjo G. The Allium test as a standard in environmental monitoring // Hereditas. 1985. - Vol. 102, Issue 1. - P. 99-112.

160. Gehringer M, Kewada V. The use of Lepidium sativum in a plant bioassay system for the detection of microcystin // LR. Toxicon. Vol. 41(7). -2003.-P. 871-876.

161. Hooper F.F. Eutrophication indices and their relation to other indices of ecosystems change // Eutrophication: causes, consequences, correctives. -Washington: 1969.-P. 225-235.

162. Kaiser L.E. Correlations of Vibrio fischeri bacteria test data with bioassay data for other organisms // Environ Health Perspect. 1998. -Vol.l06(SuppI 2) . - P. 583-591.

163. Kaiser L.E, Esterby S. Regression and cluster analysis of the acute toxicity of 267 chemicals to six species of biota and the octanol/water partition coefficient// Science of The Total Environment. 1991. - Vol.109-110.-P.499-514.

164. Kamp-Nielsen L., Gevy P., Rasmussen E.K., Krarup H. Modelling the recovery and internal loading of Lake Haid // Proc. 13th Nordic Symp. on sediments Aneboda. -1985. P.74-107.

165. Knopp H. Ein neuer Weg zur Darstellung biologischer Vorflutersuntersuchungen, erläutert an einem Gutelangsschnitt des Meins // Wasserwirtschaft. 1954. - Bd.45, N1. - P. 9-15.

166. Krivtsov V., Bellinger E., Sigee D., Corliss J. Interrelations between Si and P biogeochemical cycles a new approach to the solution of the eutrophication problem // Hydrological Processes, - 14/2. - p. 281 - 294.

167. Lindholm O., Balmér P. Pollution in storm runoff and combined sewer overflows // Proceedings of the First International Conference on Urban Storm Drainage. Southampton.-1978. Great Britain. p. 575-585,

168. Lockwood J.L., Pimm S.L. Species: would any of them be missed? // Curr. Biol. 1994. - V.4, N5. - P. 455-457.

169. Manee G., Harman M.M.I. The guality of urban storm-water run-off. In: Proc. Int. Conf. on Urban Storm Drainage // Pentech Press. London. -1978.- P. 603-617.

170. Marciulioniene D, Montvydiene D, Karlaviciene V., Hogland W. Lepedium Sativum L. as Test-organism for Assessment for Environmental Pollution // Kalmar Eco-Tech'05; The Second Baltic Symposium on Environmental Chemistry. Kalmar. - 2005. - P. 553-563.

171. Montvydiene D, Marciulioniene D. Assessment of toxic interactions of heavy metals in a multicomponent mixture using Lepidium sativum and Spirodela polyrrhiza//Environ Toxicol . 2004.- Aug; 19(4). - P, 351358

172. Muhammed Z., Hossain F. Vegetative growth performance of five medicinal plants under NaCl salt stress// Bot. 2010.- Vol. 42. - P. 303-316.

173. Oleszczuk P. Changes of solid phase toxicity during sewage sludge composting in relation to bioavailability of polycyclic aromatic hydrocarbons // Journal of environmental science and health. 2009, -Vol.44(5). -P.137-145,

174. Ostroumov S.A. Role of biogilters in self-purification of aquatic ecosystems. S.A. Ostroumov, N. Walz // Problems of biogeochemistry and geochemical ecology. — 2007. — № 1 (3) . P.98-117.

175. O'Shea T. M., DeLoney-Marino C. R., Shibata S., Aizawa S.-I., Wolfe, A. J., Visick K.L. Magnesium promotes flagellation of Vibrio fischeri // J. Bacteriol. 2005. - Vol. 187(6) . - P.2058-2065.

176. Petersen C.E. The extent of anthropogenic disturbance on the aquatic assemblages of the east branch of the DuPage River, Illinois, as evaluated using stream arthropods // Trans. III. State Acad. Sei. 1994. - V.87, N1-2,-P. 29-35.

177. Saddoud A., Abdelkafi S., Sayadi S. Effects of domestic wastewater toxicity on anaerobic membrane-bioreactor (MBR) performances. // Environmental Technology.-Volume 30, №13.-p. 1361-1369(9).

178. Slepukhina T.D. Comparison of different methods of water quality evaluation by means of oligchaetes // Hydrobiologia. 1984. - V.l 15. - P. 183-186.

179. Sobczynski T. The effects of abiotic conditions on release of biogenic substances from bottom sediments // International Journal of Oceanography and Hydrobiology, 2009. - Vol. XXXVIII. - №1. - P. 51-57.

180. Stolte S,, Arning J., Bottin-Weber U., Matzke M., Stock F., Thiele K., Uerdingen M., Welz-Biermann U., Jastorff B., Ranke J. Anion effects on thecytotoxicity of ionic liquids // Green Chem. 2006 . - Vol. 8. - P.621-629.

181. Terzi 1, Koca^ali^kan i. Alleviation of juglone stress by plant growth regulators in germination of cress seeds // Scientific Research and Essay. -2009. Vol, 4 . - P.436-439.

182. Wolska L, Sagajdakow A, Kuczyska A, Namienik J. Application of Ecotoxicological Studies in Integrated Environmental Monitoring: Possibilities and Problems // Trends Analytical Chem. 2007. - №26 . -P. 332-344.

183. Zaltauskaite J., Cypaite A. Assessment of landfill leachate toxicity usinghigher plants // Environ. Res. Eng. Manage. №4. - P. 42-47.

184. Zakharov V.M., Graham J.H. Developmental stability in natural populations. Acta Zoologica Fennica, № 191. - 200 P.