Водні екосистеми

16. Біологічна індикація та моніторинг токсичних забруднень водних екосистем

Найбільш легко адаптуються водорості й бактерії, у яких відсутній диференційований обмін речовин. Здатність до адаптації в умовах токсичного середовища тим нижче, чим вище рівень організації виду. Тому від токсичних забруднень найбільш страждають популяції вищих ракоподібних і риб, що займають вершину трофічної піраміди.

Серед токсикантів переважають ксенобіотики. За короткий час, що пройшов від початку застосування таких речовин, не встигли сформуватися популяції, які пристосувалися б до життя в отруєному ними середовищі. Серед гідробіонтів є лише поодинокі види з підвищеною стійкістю до токсичних речовин. Однак, специфічних індикаторних видів, чутливих до окремих токсичних забруднень, немає.

Із цієї причини у водній токсикології не створена система, яка б дозволяла оцінювати рівень токсичного забруднення вод подібно оцінці рівня сапробності за видовим складом флори й фауни. Перспективним підходом до індикації токсичних забруднень є біоценотичний, що враховує зміни структури планктонних угруповань гідробіонтів. при токсичних забрудненнях зі складу зоопланктону можуть випадати популяції одних ракоподібних (гіллястовусих), менш захищених від проникнення токсикантів з води, у той час як популяції інших (веслоногих) тривалий час не змінюються. Це пов'язано з наявністю в них хітинового покриву й особливостями харчування. Такі тварини не засвоюють токсиканти через зовнішні покриви тіла й не фільтрують воду в процесі харчування, а одержують їх тільки через трофічні ланцюги. Тому біоценотичні зміни складаються, насамперед, у зникненні окремих видів. Так, відсутність гіллястовусих вказує на наявність значного токсичного забруднення, а загальне зниження біомаси одночасно зі зміною структури домінування - на ступінь пригнічення планктонтів. Такі зміни досить наочно відбиваються на ценограмах.

Здатність до накопичення токсичних речовин характерна для багатьох гідробіонтів. Зокрема, вона властива макро і мікроводоростям, форамініферам, губкам, кишковопорожнинним, ракоподібним, молюскам. Останні найбільш показові, тому що накопичують важкі метали й мікроелементи в рідині мантійної порожнини і в раковині (двостулкові молюски). Виходячи із цих властивостей, для контролю токсичного забруднення морських вод застосовують метод, що базується на систематичному визначенні вмісту важких металів і рідкоземельних елементів в органах і тканинах мідій

Організми концентратори, які використовуються як індикатори токсичного забруднення водних екосистем, одержали назву моніторів, а їхня накопичувальна здатність кількісно характеризується коефіцієнтом накопичення (КН) - відношенням аналітично певного вмісту токсикантів у тканинах досліджуваних гідробіонтів до їхнього вмісту у воді.

17. Біологічна детоксикація у водних екосистемах. Буферність водойми

Гідробіонти мають певні захисні механізми, що протидіють згубному впливу отруйних речовин.

Більшість донних тварин фізіологічно захищені від отруєння. У них кисневе дихання за певних умов змінюється на гліколіз. Молюски до того ж здатні до детоксикації багатьох органічних отрут. У популяціях гіллястовусих рачків і коловерток у несприятливих умовах партеногенетичне розмноження змінюється статевим.

Наявність у життєвому циклі анабіотичних стадій (цисти, спори) - це один зі шляхів збереження популяцій гідробіонтів у несприятливих умовах. У водних екосистемах відбуваються різноманітні процеси, які протидіють токсифікації й спрямовані на відновлення порушеної екологічної рівноваги. Це необхідн для того, щоб згладити або ліквідувати наслідки впливу токсичних речовин, що порушують нормальне функціонування водних екосистем.

У ході фізико-хімічних і біологічних процесів токсиканти тим або іншим шляхом видаляються з водного середовища. Весь комплекс цих процесів називається детоксикацією (самоочищенням від токсикантів), а властивість водних екосистем зберігати й підтримувати свою стабільність в умовах токсифікації називається буферністю. Звільнення водних екосистем від токсичних речовин пов'язане з фізико-хімічними процесами, до яких відносяться розведення, перенесення течією, механічне руйнування (перетирання) мінеральними частинками, сорбція зваженими часинтками, осідання в донних відкладах з наступним їхнім замуленням і т.д.

Біологічне самоочищення (біологічна детоксикація) здійснюється на основі чотирьох біологічних процесів: фільтрації (властивої головним чином ракоподібним-фільтраторам у планктоні й молюскам у бентосі); окиснення (фотосинтетична аерація, у ході якої вода збагачується киснем і відбувається окиснення нестійких ОР); мінералізації (розкладання органічних сполук бактеріями, грибами, актиноміцетами й іншими мікроорганізмами) і накопичення (концентрування токсикантів в органах і тканинах гідробіонтів). Внаслідок цих процесів концентрація токсикантів у водних масах істотно зменшується, але може зростати в донних відкладах і в організмах гідробіонтів. Результатом такого перерозподілу токсичних речовин може бути хронічна токсифікація екосистеми, що супроводжується різким зменшенням продуктивності популяцій або масовою загибеллю живих організмів. Тобто це не справжня детоксикація, а умовна.

У річках водні маси, забруднені токсикантами, переносяться в низов'я, де вони осідають при зменшенні швидкості течії або виносяться в море. Наслідком цього є забруднення й токсифікація морських вод.

18. Нормування рівня токсичного забруднення

Основні напрямки практичної діяльності в галузі охорони вод від токсичних забруднень -- очистка стічних вод, розробка стандартів і нормативів допустимого забруднення і допустимих скидів.

Гранично допустимі концентрації (ГДК) такі концентрації хімічних речовин, які не завдають шкоди здоров'ю людини при використанні води для питних цілей (санітарно- гігієнічні ГДК), нормальній життєдіяльності риб і кормових організмів (рибогосподарські ГДК), не порушують стан водних екосистем (екологічні нормативи -- ЕН, або екологічні стандарти якості вод).

Санітарно-гігієнічні ГДК, які встановлюються в дослідах на теплокровних тваринах, відносяться до галузі комунально- питного водопостачання та рекреації і стосуються тільки води, яка безпосередньо використовується людиною

Рибогосподарські ГДК визначаються в дослідах на рибах і безхребетних тваринах з широким застосуванням методів біотестування і різних фізіолого-біохімічних методик. Як правило, вони на 1--2 порядки жорсткіші від гігієнічних ГДК. Вони приймаються за основу при встановленні допустимих нормативів скидання стічних вод (ГДС) для кожного окремого підприємства.

Значні ускладнення в розробці нормативів ГДК вносить багатокомпонентний склад стічних вод і одночасне надходження у водойми різних за хімічною природою токсикантів

Важливе значення для охорони здоров'я людей мають нормативи, що регламентують дозволені концентрації токсичних речовин у рибах, зокрема в їстівних частинах тіла -- так звані гранично дозволені залишкові концентрації (ГДЗК), при перевищенні яких риба або її окремі їстівні частини становлять загрозу при харчовому вживанні і тому забороняється їх реалізація на ринку.

Захистити водні екосистеми від забруднення, зокрема і токсичними речовинами, покликані екологічні нормативи якості води, що встановлюються на вимогу Водного кодексу України. Екологічні нормативи (ЕК) якості вод -- це науково і обґрунтовані кількісні значення показників якості води, в тому числі специфічних речовин токсичної дії, що відобра жають природний (фоновий) стан водного об'єкта та методи збереження його благополуччя. Для кожного токсиканта та водного об'єкта встановлюються окремо.

водний екосистема забруднення токсичність

19. Радіонуклідне забруднення водних екосистем. Вплив радіонуклідного забруднення на гідробіонти

У мізерних кількостях радій міститься в природних водах повсюдно. Радіоактивні води, що відрізняються високим вмістом природних радіоактивних елементів радію й радону (радієві, радонові й т.п.), знайшли широке застосування в лікувальній практиці. Концентрація радіонуклідів у річковій воді залежить від кліматичних умов, гідрохімічного складу води, типу гірських порід, крізь які протікають річки. Високі концентрації природних радіонуклідів характерні також для ґрунтових вод. Води гірських річок збагачуються мінеральними речовинами й радіонуклідами. Таким чином, природна радіоактивність вод перебуває в прямої залежності від мінералізації й радіоактивності порід, які вони омивають. Концентрація природних радіонуклідів урану, торію, радію, свинцю й полонію в морській біоті в багато разів більше, ніж у воді. Для деяких гідробіонтів коефіцієнти КН природних радіонуклідів перевищують 1000.

Протягом всього життя гідробіонти піддаються зовнішньому й внутрішньому природному опроміненню. Потужність дози зовнішнього опромінення в значній мірі залежить від особливостей біотопу, у якому живе гідробіонт. Так, доза опромінення нейстону, що тримається в поверхні води, формується переважно за рахунок космічного випромінювання. Представники бентосу опромінюються радіонуклідами, розчиненими у воді й містяться в донних відкладах. Нерівномірність внутрішнього опромінення організмів обумовлена особливостями накопичення радіонуклідів у різних тканинах і органах.

Забруднення водних об'єктів штучними радіонуклідами

Починаючи з 40-х років XX сторіччя, внаслідок випробування й застосування у військових цілях ядерної зброї, розвитку атомної енергетики, широкого використання джерел іонізуючого випромінювання в медицині, техніці й інших сферах діяльності людини почало зростати забруднення навколишнього середовища, у тому числі гідросфери, штучними радіонуклідами. Особливу небезпеку для біосфери являють трансуранові елементи, що утворюються з ядерного палива, зокрема радіонукліди нептунію, плутонію й америцію. Трансуранові елементи відрізняються високою токсичністю й тривалим періодом напіврозпаду -до тисяч і десятків тисяч років. Надходження трансуранових елементів становить небезпеку тривалої дії. При цьому опромінення діє не тільки протягом життя одного покоління, але розтягується на десятки тисяч років і стає фактором впливу на численні наступні покоління. Багаторазово поступаючись по абсолютній масі всім до цього відомим ксенобіотикам, по потужності впливу на біосистеми, штучні радіонукліди увійшли до числа найнебезпечніших речовин. Особливу біологічну небезпеку являють штучні радіонукліди - аналоги хімічних елементів, незамінних у метаболізмі організмів, наприклад 90Sr і 140Ва (аналоги Са), 137Cs (аналог К). Отже, природні й штучні радіонукліди в певній концентрації є у всіх компонентах водних екосистем. Всі рослинні й тварини організми, що населяють водойми, накопичують їх. Спрямованість і інтенсивність розподілу й міграції природних і штучних радіонуклідів у водоймах визначаються, з одного боку, їхнім фізико-хімічним станом, а з іншого боку - фізико-хімічними властивостями води, донних відкладів і речовин, що містяться в них. У природних водах концентрація радіонуклідів досить низька, вони перебувають у різних станах: іонно-дисперсному, молекулярному, колоїдному й псевдоколоїдному (адсорбція на колоїдних домішках). Такі радіонукліди, як 40К, перебувають у вигляді позитивно заряджених іонів, радій (226Ra) - в іонному стані й у вигляді псевдоколоїдів, торій (232Th), уран (238U), свинець (210РЬ) і полоній (210Ро) -в іонній і молекулярній формах, а також утворюють різні продукти гідролізу у вигляді справжніх колоїдів і псевдоколоїдів. У морській воді уран рівномірно розподіляється в іонно-дисперсному стані. У ґрунтах і в організмі гідробіонтів зустрічаються мікроскопічні скупчення урану. У природних водах у розчиненому стані завжди присутні найрізноманітніші ОР біогенної й абіогенної природи, з якими радіонукліди утворюють розчинні комплекси. По ступеню рухливості в екосистемах сполуки радіонуклідів розділяють на водорозчинні, обмінні, кислоторозчинні й фіксовані. Найбільш рухливі в процесах розподілу й міграції водорозчинні й обмінні, менш рухливі - кислоторозчинні форми радіонуклідів. До групи фіксованих форм відносять ті сполуки радіонуклідів, які залишаються в нерозчинному стані після обробки 6Н розчином HCl. Різні фізико-хімічні форми радіонуклідів у водних екосистемах постійно перебувають у стані рухливої рівноваги, внаслідок чого іони з малорухомого стану здатні переходити в рухливий і навпаки. Малорозчинні гумінові кислоти, гумати й гідроксиди збільшують міцність зв'язку радіонуклідів зі зваженими формами й донними відкладами. Наявність фульвокислот, низькомолекулярних кислот і метаболітів гідробіонтів підвищує рухливість радіонуклідів і утворення розчинних комплексних сполук. У кислому середовищі значно прискорюється міграція РЬ, а в нейтральних й слаболужних природних водах він переміщується, головним чином, зі зваженими й колоїдними частинками.

На трансформацію фізико-хімічних форм радіонуклідів і їхню міграцію у водних екосистемах значний вплив здійснюють гідробіонти. Так, риючі форми безхребетних, заковтуючи мул і виробляючи фекалії на розділі фаз донні відклади - водна товща, змінюють просторову мікроструктуру, хімічний і гранулометричний склад донних відкладів, сприяють більш інтенсивному й глибокому проникненню туди радіонуклідів. Біотичний транспорт відкладів із глибини 5-15 см на поверхню ґрунту, як і змулення, переводить частки донних відкладів у зважений стан, що сприяє виносу задепонованих в мулах радіонуклідів і перехід їх у розчинний стан у водній товщі. Пропускаючи частинки детриту через кишечник, безхребетні й риби переводять поганорозчинні й задепоновані сполуки радіонуклідів у розчинні й легкодоступні форми й підвищують їхній вміст у воді. Отже, фізико-хімічний стан радіонуклідів визначає їхні міграційні властивості й біологічну доступність.

У водойми радіонукліди надходять різними шляхами: повітряним, водним і біологічним. Потрапивши у водойми, радіонукліди відразу ж включаються в процеси розподілу й міграції по абіотичним (вода, донні відклади, суспензії) і біотичним (гідробіонти різних трофічних рівнів) компонентам. Під міграцією радіонуклідів розуміють їхнє переміщення під впливом гідрологічних, фізико-хімічних і біологічних процесів. Розподіл радіонуклідів по компонентам водних екосистем є наслідком цієї міграції. В природних умовах радіонукліди постійно перебувають у стані динамічної фізико-хімічної рівноваги. Шляхи, форми й границі міграції радіонуклідів у системі визначаються фізико-хімічними властивостями радіонуклідів і їхніх сполук, загальною масою, проточністю й властивостями води, донних відкладів і гідробіонтів, а також залежать від кліматичних умов і пори року. Кількісна і просторова міграціярадіонуклідів визначається, в основному, їхньою здатністю розчинятися у воді, утворювати колоїди й псевдоколоїди, адсорбуватися на частинках теригенної і біогенної природи. Найбільша міграція й розсіювання в природних водах спостерігається для U і К, у меншому ступені - Ra і ще менше - 232Th, 210Pb і 210Ро. Міграція 210Ро в природних водах обмежена винятково високою здатністю його сполук до адсорбції на зважених частинках. Тому основне забруднення водойм Ро відбувається внаслідок переміщення мулу й твердих частинок. Радій у воді перебуває в іонній формі й у вигляді псевдоколоїдів.

Із загальної кількості радіонуклідів, що містяться в певної водній екосистемі, на гідробіонтів доводиться незначна частина. Однак гідробіонти виконують важливу роль у трансформації форм радіонуклідів, їхньої міграції по трофічних ланцюгах, що ведуть до людини. Деякі гідробіонти в процесі розвитку накопичують у твердих тканинах кальцій і його радіоактивні аналоги. Так, переважне накопичення кальцію в раковинах молюсків супроводжується підвищенням концентрації Sr. Існує й зворотна залежність між вмістом у водному середовищі біологічно доступних хімічних елементів і накопиченням радіонуклідів-аналогів в організмах рослин і тварин. Перехід з нижчих трофічних рівнів на більш високі визначає біогенну міграцію радіонуклідів.

Розподіл радіонуклідів у водних екосистемах у значній мірі визначається особливостями їх абіотичних і біотичних компонентів. Навіть порівняно близько розташовані водойми можуть істотно відрізнятися по морфометрії, гідрологічним характеристикам, типу донних відкладів, інтенсивності водообміну й хімічному складу води. До того ж видовий і кількісний склад, а також фізіологічний стан гідробіонтів і їхніх угруповань змінюються протягом вегетаційного періоду й по роках. Для оцінки вмісту й розподілу радіонуклідів у водної екосистемі уведене поняття фактора радіоємності водойми: F = K-h-(H+K-h)'1, де F - частка радіонуклідів, акумульованих донними відкладами; К - коефіцієнт накопичення радіонуклідів ґрунтом; h - товщина сорбуючого шару ґрунту; Н - середня глибина водойми. Стосовно радіонуклідних і хімічних забруднювачів водного середовища Г.Г. Полікарпов і В.Н. Єгоров запропонували використовувати поняттярадіоекологічної ємності як суми потоків самоочищення внаслідок біологічних процесів, що протікають в екосистемі на біоценотичному рівні. Встановлення величини запасів радіонуклідів у водної екосистемі в цілому або в її окремих компонентах не може дати прямої відповіді на питання, у якому ступені вичерпана її радіоекологічна ємність. Підставою для відповіді може бути лише реакція гідробіонтів на дозові навантаження, ступінь порушень у біосистемах на різних рівнях організації, які свідчать про втрату рівноваги у функціонуванні водних екосистем.

Вплив радіонуклідного забруднення на гідробіонтів

Накопичення й виведення радіонуклідів з організму гідробіонтів регулюються процесами їхньої життєдіяльності. Основний шлях залучення радіонуклідів у тваринні організми - трофічний. Велике значення в накопиченні радіонуклідів має також сорбція з водного середовища, найбільш характерна для покривних тканин. При зниженні вмісту радіонуклідів у воді й продуцентах зменшується рівень їхнього накопичення і у консументів. Відмирання старих особин з високим вмістом радіонуклідів і поява молодих особин у водному середовищі із більш низькими їхніми концентраціями обумовлюють зниження кількості радіонуклідів в організмах наступних поколінь. Вміст радіонуклідів в організмах гідробіонтів, особливо риб, є одним з найважливіших показників радіоекологічної ситуації у водної екосистемі. Гідробіонти здатні накопичувати практично всі розчинені у воді радіонукліди. Досить інтенсивно накопичують радіонукліди бентосні організми, зокрема молюски.

Накопичення й нерівномірність розподілу радіонуклідів в організмах має важливе радіобіологічне значення. Так, мікроскупчення урану провокує локальне й тривале іонізуюче опромінення й токсичну дію на гідробіонтів. Потужність дози опромінення в місцях локалізації мікроскупчень урану в тисячі - десятки тисяч разів перевищує потужність дози при його рівномірному розподілі. Риби є продуктом харчування людей і разом з водою становлять основні шляхи транспорту радіонуклідів від водної екосистеми до організму людини. Тому накопичення радіонуклідів в організмі риб має особливе значення й повинне знаходитись під постійним радіогігієнічним контролем. Протягом року вміст радіонуклідів в організмі риб змінюється. Максимальний рівень припадає на весняний період, що пов'язано зі змивом радіонуклідів весняними паводковими водами з водозбірної площі і з більш інтенсивним обміном речовин у риб у зв'язку з підвищенням температури води.

Наслідком дії іонізуючого випромінювання на гідробіонтів є радіаційна стимуляція, порушення різних фізіологічних і біохімічних процесів, найрізноманітніші аномалії росту й розвитку, морфологічні зміни окремих органів і організму в цілому, спадкоємні зміни, скорочення тривалості життя й, нарешті, загибель. Зміни в біосистемах під впливом іонізуючого випромінювання одержали назву радіобіологічних ефектів. Гідробіонти мають дуже обмежені можливості компенсаторних пристосувань до іонізуючого випромінювання. Відсутність рецепторів, які б сигналізували про дію іонізуючого випромінювання, не дає можливості навіть рухливим організмам мігрувати в більш безпечні біотопи. Реакція біологічних багаторівневих структур на дію опромінення настає з різним ступенем запізнювання. Якщо на атомно-молекулярному рівні час проявудії радіації становить іноді від 10-16 до 1 секунди, то на ценотичному рівні наслідки променевої поразки виявляться лише через роки, десятиліття, а можливо й через сторіччя. Час прояву й ступінь порушень у гідробіонтів залежать від дози опромінення й радіочутливості окремих тканин, органів і організму в цілому, а також від комплексу модифікуючих факторів, що завжди діють у природних умовах. Радіочутливістьхарактеризує швидкість і ступінь реагування організму на дію іонізуючого випромінювання. Радіочутливість виражається в одиницях поглиненої енергії, здатної викликати прояв реакції в певної частини популяції досліджуваних гідробіонтів. Для визначення радіочутливості гідробіонтів використовуються такі реакції, як пригнічення синтезу ДНК, утворення хромосомних аберацій (зміна лінійної будови хромосом), пригнічення росту й розвитку, рефлекторна діяльність організму, порушення репродуктивних процесів, відмирання клітин і загибель організмів. При спільному впливі радіонуклідного й хімічного забруднення можливо як посилення, так і ослаблення ефектів ушкодження, обумовлене активністю й тривалістю дії факторів. Проблема радіочутливості гідробіонтів різних трофічних рівнів і еволюційного розвитку, а також різної радіочутливості тканин одного організму в онтогенезі є однією з найбільш актуальних проблем радіоекології природних вод. Радіочутливість організмів одного виду на різних етапах онтогенезу також сильно розрізняється. У гідробіонтів чутливість до іонізуючого випромінювання збільшується від нижчих форм до більш високоорганізованих і зменшується від ранніх стадій розвитку до більш пізніх. За радіочутливістю гідробіонтів можна розташувати в наступний ряд: риби -- ракоподібні -- молюски -- водорості -- бактерії. Для радіочутливих організмів характерні активна життєдіяльність і високий рівень енергетичного обміну. Гідробіонти, яким властива часта зміна поколінь, більш лабільні й на підвищення дії іонізуючого випромінювання швидше відповідають мутаціями й зміною чисельності. Радіовитривалі особини відрізняються станом фізіологічного спокою, низьким рівнем метаболізму, наявністю стадій, пристосованих до несприятливих умов (спор, цист, діапауз).

Забруднення природних вод природними й штучними радіонуклідами супроводжується зростанням у гідробіонтів потужності поглиненої дози в досить широкому діапазоні. Дослідження свідчать про високу радіорезистентність бактеріального населення водних об'єктів. На прояв радіобіологічних ефектів можуть впливати такі абіотичні фактори, як фотоокиснення, температура, рН, солоність і Eh. Їхній вплив далеко не однозначний: можуть підсилюватися або пригнічуватися радіобіологічні ефекти, у значній мірі залежні, з одного боку, від дози опромінення, а з іншого боку - від біологічних особливостей організмів. Непередбачених модифікацій радіобіологічних ефектів варто очікувати при спільному радіаційному і хімічному забрудненні водного середовища. При цьомупідсилюється ймовірність порушень у біосистемах,скорочення життя організмів і їхньої загибелі.

У комплексі реакцій на радіаційне ураження виділяються не тільки первинні прояви, пов'язані з безпосередньою дією іонізуючого випромінювання на окремі організми, але й вторинні реакції, що виявляються в різних змінах гідробіоценозів через роки й навіть сторіччя. Таким чином, радіонуклідне забруднення водойм супроводжується як прямим ураженням біосистем внаслідок дії іонізуючого випромінювання, так і опосередковано - внаслідок порушення збалансованих структурно-метаболічних зв'язків у гідробіоценозах.

20. Розподіл та міграція радіонуклідів у водних екосистемах

У водойми радіонукліди надходять різними шляхами: повітряним, водним і біологічним. Потрапивши у водойми, радіонукліди відразу ж включаються у процеси розподілу та міграції по абіотичних (вода, донні відкладення, зависі) і біотичних (гідробіонти різних трофічних рівнів) компонентах. Під міграцією радіонуклідів розуміють їх переміщення під впливом гідрологічних, фізико-хімічних і біологічних процесів. Розподіл радіонуклідів по компонентах водних екосистем є наслідком цієї міграції.

В умовах природних водних екосистем радіонукліди постійно перебувають у стані динамічної фізико-хімічної рівноваги. Шляхи, форми і межі міграції радіонуклідів у системі визначаються фізико-хімічними властивостями радіонуклідів і їх сполук, загальною масою, проточністю і властивостями води, донних відкладень і гідробіонтів, а також залежать від кліматичних умов і пори року. Кількісна і просторова міграція радіонуклідів визначається, в основному, здатністю розчинятись у воді, утворювати колоїди і псевдоколоїди, адсорбуватись на частинках теригенного та біогенного характеру. Найбільша міграція і розсіювання у природних водах спостерігається для ²³⁸U і ⁴⁰К, в меншій мірі - ²²⁶Ra, і ще менше - ²³²Th, ²¹⁰РЬ і ²¹⁰Ро. Міграція ²¹⁰Ро у природних водах обмежена виключно високою здатністю його сполук до адсорбції на завислих частинках. Тому основне забруднення водойм ²¹⁰Ро відбувається внаслідок переміщення мулу і твердих глинистих частинок. Радій у воді знаходиться в іонній формі і у вигляді псевдоколоїдів. Солі радію - нітрат і хлорид - добре розчинні у воді. З іонами S0₄^2- і СО₃^2- радій утворює у воді нерозчинні сполуки, а такі ж сполуки торію і урану, навпаки, добре розчинні. Уран і торій утворюють важкорозчинні гідроокиси, а радій у воді не гідролізується.

Ріки є основним шляхом транспортування радіонуклідів. Із збільшенням водності ріки зростає і винос радіонуклідів.

У розподілі та накопиченні радіонуклідів значну роль відіграють донні відкладення, їх накопичувальна здатність залежить від фізико-хімічних властивостей відкладень, ступеню замуленості, окисно-відновних умов, рН і заселення бентосними організмами. Особливо високою здатністю накопичувати радіонукліди відзначаються глина та мул.

Донні відкладення є основним депо для радіонуклідів цезію і мало розчинних форм інших радіонуклідів. На ділянках впадіння рік у водосховище, при збільшенні глибини, відбувається інтенсивне осадження завислих частинок, з якими на дно і потрапляють радіонукліди. Із загальної кількості радіонуклідів, що містяться у певній водній екосистемі, на гідробіонтів припадає незначна частина. Проте гідробіонти виконують важливу роль у трансформації форм радіонуклідів, їх міграції по трофічних ланцюгах, що ведуть до людини. Молюски у водоймі-охолоджувачі Чорнобильської АЕС за добу доофільтровують більше 6 % об'єму води, що міститься у водоймі. У процесі фільтрації води молюски трансформують сполуки радіонуклідів, змінюють їх розчинність і, осаджуючи радіонукліди у складі псевдофекалій на дно, виводять їх з інтенсивного кругообігу.

Деякі гідробіонти у процесі розвитку накопичують у твердих тканинах кальцій і його радіоактивні аналоги. Так, переважне накопичення кальцію у черепашках молюсків супроводжується підвищенням концентрації ⁹⁰Sr. Існує і зворотна залежність між вмістом у водному середовищі біологічно доступних хімічних елементів і накопиченням радіонуклідів-аналогів у організмах рослин і тварин. Перехід з нижчих трофічних рівнів у вищі визначає біогенну міграцію радіонуклідів.

Для оцінки вмісту і розподілу радіонуклідів у водній екосистемі А. Л. Агре та В. І. Корогодіним введено поняття фактора радіоємності водойми:

F = Kh (H + Kh)^-1,

де F - доля радіонуклідів, акумульованих донними відкладеннями; К - коефіцієнт накопичення радіонуклідів ґрунтом; h - товщина сорбуючого шару ґрунту; Н - середня глибина водойми. Цей фактор широко застосовується для оцінки вмісту і розподілу радіонуклідів у водних екосистемах.

21. Якість води з екологічних та водогосподарських позицій. Вплив зовнішніх та внутрішніх факторів на якість води у природних водоймах

Формування якості води у річках забезпечується сукупністю гідрохімічних, бактеріологічних, гідрологічних процесів, фізико-географічних і гідрометеорологічних особливостей регіону та рівня антропогенного впливу на водозбір. Весь цей вплив проявляється через процеси обміну речовин між різними середовищами.

Інші властивості природної води визначає водневий показник рН та окисно-відновний потенціал - Eh. До нормативних показників, що найбільш часто застосовуються при визначенні якості поверхневих вод, належать кисневий показник, який характеризує вміст розчиненого у воді кисню та його біологічне споживання (БСК); токсикологічні показники, зокрема вміст азоту - амонійного, нітратів, нітритів, важких металів, пестицидів, вміст нафтопродуктів, фенолів тощо. Якість природних вод - є результатом сукупності складних процесів обміну речовинами на рівні біологічної складової гідроекосистем з одного боку і алохтонними потоками з площі водозбору. Якість води залежить від багатьох складових у тому числі і від фізико-географічного положення водойми, та головне на сьогодні - від рівня антропічного навантаження. Відповідно якість води є як результатом сукупності природних процесів, так і результатом впливу на них комплексу антропічних факторів. Не обязательно писать!!!!

Процес формування якості води залежить від комплексу факторів, що складаються безпосередньо у даній водоймі. Комплекс факторів, що впливають на якість води, складають 5 основних блоків: гідрометеорологічний, гідрохімічний, гідробіологічний, фізико-географічний та антропогенні. Їх можна назвати основними складовими регулювання якості води. Кожен із цих блоків характеризується великим переліком показників, які відтворюють специфічні властивості.

Так, гідрометеорологічний блок охоплює характеристики водного стоку (поверхнево-схиловий, підземний, твердий), метеорологічні показники (кількість опадів, температурний режим і т. д.).

Під гідрохімічним блоком потрібно розуміти сукупність фізико-хімічних процесів, які протікають між основними групами хімічних речовин, розчинених у воді (головні іони, біогенні та органічні речовини, мікроелементи, специфічні забруднювачі антропогенного походження). Цей блок, до певної міри, виділяється умовно, оскільки всі його характеристики пов'язані з аналогічними характеристиками інших блоків, що регулюють вміст перерахованих груп речовин у річковій воді.

Третій блок регулювання якості води - гідробіологічний. Серед його основних складових треба виділити: зообентос, фітопланктон, зоопланктон перифітон, мікробіологічні показникив. В залежності від завдань та головної мети, цей перелік може бути доповнений або змінений.

Фізико-географічний блок віддзеркалює особливості ландшафту, в якому проходить формування хімічного складу води конкретної річки. Цей блок включає характеристики лісистості, заболоченості озерності, ерозія.

Блок антропогенних факторів. Його роль і участь у загальних процесах формування якості води визначаються такими складовими: розораність, скид стічних вод, внесення добрив, меліорованість водозбору, густота населення, питома вага поголів'я великої рогатої худоби, що утримується в річкових долинах.

Кількість ознак, може змінюватись залежно від детальності оцінки, інструментальних можливостей, тощо.

22. Методи оцінки якості природних вод

Якість природних вод оцінюється трьома способами: фізико-хімічним, бактеріологічним і біологічним. Кожен з них дає змогу отримувати важливу інформацію, а при їх застосуванні разом - оцінювати водне середовище з екологічних позицій.

При фізико-хімічному способі визначається прозорість води, концентрація завислих частинок (каламутність), іонний склад, загальна мінералізація, наявність органічних і біогенних речовин, концентрація розчинених газів, активна реакція води (рН) тощо. Ці абіотичні характеристики дуже важливі, але недостатні для повного уявлення про стан водної екосистеми.

Біологічні методи оцінки якості води базуються на оцінках реакції планктону, бентосу, макрофітів та риб на надходження у водне середовище хімічних речовин мінерального і органічного походження. Ступінь забруднення водних об'єктів оцінюється за наявністю (або відсутністю) організмів-індикаторів, виходячи з порівняння видового різноманіття, чисельності і біомаси населення забруднених і чистих зон. При такому порівнянні користуються абсолютними величинами та індексами видового різноманіття.

Метод оцінки якості води (як середовища існування гідробіонтів) за видовим складом та показниками кількісного розвитку видів-індикаторів і структури утворюваних ними угруповань називається біоіндикацією. Біоіндикатори якості води - це організми, наявність, кількість або особливість розвитку яких є показниками природних процесів або антропогенних впливів, що змінюють склад і властивості води як середовища їх існування. За складом флори і фауни водних об'єктів, кількісним співвідношенням їх окремих представників можна судити про ступінь і характер забруднення та стан водних екосистем. Метод біоіндикації дає змогу оцінювати ефективність роботи очисних споруд та поширення забруднень при транскордонному перенесенні токсичних речовин.

Застосовуються три методи біоіндикації: організмений, популяційний та біоценотичний.

Організмений метод базується на морфологічних критеріях та фізіолого-біохімічних реакціях гідробіонтів на забруднення. Серед природних реакцій організмів, які характеризують ступінь забруднення водойм, можуть бути зміни у поведінці гідробіонтів. Наприклад, із зростанням концентрації метану або сірководню у придонних шарах води бентосні організми спливають на поверхню, де більш висока насиченість води киснем і менш токсична дія газів.

Біоіндикація на рівні популяцій враховує зміни, які відбуваються у структурі і у функціях груп гідробіонтів одного виду. Під впливом якості води може змінюватися вікова і статева структура популяцій, відбуватись перехід метагенетичних видів від партеногенезу до двостатевого розмноження, різко знижуються чисельність та біомаса популяцій.

Біоценотична індикація зводиться до порівняння видового багатства, його різноманіття, чисельності та біомаси дослідних та контрольних ділянок (зон) водойм. З цією метою для кожної зони сапробності запропоновано перелік найбільш характерних організмів-індикаторів. Так, в полісапробній зоні нараховується близько 30 видів, серед яких бактерії, гриби, найпростіші, деякі коловертки, олігохети, личинки двокрилих комах. Для мезо- і оліготрофних зон перелік видів значно більший. Переліки видів-індикаторів сапробності нараховують зараз близько 2500 видів рослин і тварин.

Размещено на Allbest.ru