Индикация состояния природных экосистем и нормирование факторов окружающей среды. Обзор существующих подходов
Булгаков Н. Г. Усп. соврем. биол. 2002. Т.122. №2. С.115-135.
Введение
Любая система контроля природной среды складывается из экологического мониторинга (сбора и хранения первичных данных наблюдений за биотической и абиотической составляющими экосистемы) и анализа полученных данных, на основе которого принимаются решения о перспективах функционирования и практического использования экосистемы.
Анализ данных проведенного экологического мониторинга состоит из нескольких последовательных этапов, окончание каждого из которых знаменует собой получение самостоятельного экологического результата. Однако только прохождение всего пути от первого этапа до последнего позволяет полностью выработать стратегию перспективного использования изучаемой экосистемы, рационально планировать антропогенные нагрузки с тем, чтобы не допустить ущерба для биоты.
На первом этапе происходит экологическое оценивание природного объекта, т. е. измерение степени его экологического неблагополучия на шкале “норма-патология” по показателям живущих в нем организмов или определенных лабораторных тест-объектов, характер отклика которых на внешние возмущения экстраполируется на природное сообщество.
Следующим этапом является экологическая диагностика, заключающаяся в выявлении и ранжировании “болезнетворных” факторов неживой природы, которые могут вызывать экологическое неблагополучие природного объекта.
За выявлением потенциально опасных для экосистемы факторов следует экологическое нормирование их уровней, т. е. определение границ значений факторов, выход за пределы которых превращает состояние экосистемы из благополучного в неблагополучное.
Зная экологически опасные уровни факторов, можно осуществлять экологический прогноз степени неблагополучия экосистемы на перспективу, исходя из реальных текущих значений факторов.
Последний этап управления качеством среды тесно связан с предыдущим, так как следует не дожидаться ухудшения экологического состояния природного объекта на основе неблагоприятного экологического прогноза, а самим воздействовать на экосистему, снижая значения опасных воздействий до экологически допустимых уровней и "вылечивая" таким образом биоценозы.
В упрощенном виде экологический контроль природной среды можно представить как двухуровневую технологию, состоящую из: 1) поиска ответа на вопрос, благополучно или нет состояние экосистемы, и если нет, то в какой степени; 2) выяснения причин неблагополучия и создания методов восстановления до нормального состояния. Эти два уровня представляют собой два самостоятельных этапа контроля и послужили основой для соответствующих разделов обзора, посвященных соответственно биоиндикации состояния экосистем и нормированию потенциально опасных для биоты факторов среды. Еще один раздел посвящен лабораторному биотестированию и разработке нормативов предельно допустимых концентраций (ПДК) веществ-загрязнителей.
Лабораторное биотестирование качества водной среды
По мнению О.Ф.Филенко [133], при оценке реальной или потенциальной угрозы опасного для организмов загрязнения вод исследования взаимодействия компонентов экосистем с веществами, поступающими в среду, ведутся в трех направлениях: 1) обоснование предотвращения опасных уровней загрязнения вод; 2) оценка состояния экосистем, подвергающихся антропогенному воздействию и 3) текущий контроль качества водной среды. Выражением первого из этих направлений является концепция критериев качества водной среды, реализуемая на основе лабораторных токсикологических тестов в виде ПДК, ориентировочных безопасных уровней воздействия (ОБУВ) и др. Суть приема токсикологического контроля заключается в относительно кратковременном наблюдении за какой-либо характеристикой тест-организмов, помещенных в исследуемую среду.
Биотестирование с применением гидробионтов может быть использовано для оценки токсичности загрязняемых природных вод, контроля токсичности сточных вод, ускоренной оценки экстрактов, смывов и сред с санитарно-гигиеническими целями [86].
В СССР, а теперь и в Российской федерации нормативы ПДК и ОБУВ загрязняющих веществ в воде определяются путем выполнения по определенной схеме лабораторных токсикологических экспериментов с гидробионтами — тест-организмами, представляющими систематические группы и трофические уровни экосистем [84].
ПДК представляет собой максимальную концентрацию загрязняющего вещества в воде водного объекта, при которой в водоеме не возникает последствий, снижающих его санитарно-гигиеническую и рыбохозяйственную ценность в ближайшее время или в перспективе. ОБУВ — это временный (действующий до двух лет) эколого-рыбохозяйственный норматив, необходимый для решения вопросов о допустимости закупки вещества за рубежом, организации его производства, использования в народном хозяйстве. Для каждого тест-организма устанавливается круг тест-параметров, которые являются основными [84] и контролируются в обязательном порядке. При этом для надежного контроля токсичности загрязнителей должно быть использовано одновременно несколько тест-объектов [134]. Рассмотрим некоторые примеры тест-организмов и определяемых для них тест-параметров [84].
Для токсикологических исследований используют зеленые водоросли Scenedesmus quadricauda, S. acuminatus, Chlorella vulgaris, C. pyrenoidosa, Selenastrumcapricornutum, виды рода Ankistrodesmus и др. Токсичность испытываемых веществ испытывают по визуальным показателям (изменение окраски культуры водорослей, лизис клеток), значениям pH культуры, численности клеток, выделению и поглощению кислорода, определению соотношения живых и мертвых клеток. Для более полной оценки токсичности веществ используют показатели биомассы клеток, содержания хлорофилла и каротиноидов и т.д. Из макрофитов наиболее удобными тест-объектами являются элодея (Elodea canadensis) и ряска (Lemna minor). В острых опытах устанавливают концентрации веществ, вызывающие за 10 дней роста культуры гибель 50% особей. В хронических опытах при разведении исходной острой концентрации наблюдают за такими показателями растений как визуальные повреждения (изменение окраски, потеря тургора и др.), выживаемость и прирост основного побега, число боковых отростков и их длина, число корней и длина. В качестве тестовых организмов могут выступать и простейшие организмы, например инфузории Paramecium caudatum. В качестве функций отклика на токсиканты используют показатели выживаемости особей и функцию их размножения, выражающуюся в изменении скорости клеточного деления. Установление ПДК для ракообразных осуществляется на примере представителей отряда Cladocera Daphnia magna, D. longispina, D. carinata, Symocephalus vetulus, Ceriodaphnia affinis и Moina macrocopa[52, 71, 85, 123, 124]. В острых опытах оценку степени воздействия той или иной концентрации вещества проводят по времени достижения гибели 50% популяции. При наблюдении кладоцер в хронических опытах исследуют такие популяционные характеристики как выживаемость, рост, плодовитость и качество потомства. Среди представителей бентоса удобными тест-объектами являются брюхоногие моллюски (прудовик Limnea stagnalis) и личинки хирономид (Chironomus dorsalis). Кроме острых опытов по установлению летальных доз веществ для этих организмов, проводят также хронические опыты (30-60 суток), где для прудовиков контролируют рождаемость, плодовитость, процесс эмбриогенеза, скорость роста и водно-солевой обмен особей, а для хирономид — выживаемость, скорости роста биомассы. При токсикологических испытаниях не обойдены вниманием и представители высших трофических уровней водных экосистем, в том числе рыбы. Среди ихтиофауны чаще всего используют мальков и взрослых рыб из семейств лососевых (форель Salmo trutta, пелядь Coregonus peled), окуневых (судак Sander lucioperca, окунь Perca fluviatilis), карповых (плотва Rutilus rutilus, пескарь Gobio gobio, верховка Leucaspius delineatus, голавль Leuciscus cephalus, гольян Phoxinus phoxinus, лещ Abramis brama, красноперка Scardinius erythrophthalmus, карп Cyprinus carpio, карась Carassius carassius). Степень отравления определяют по изменению следующих показателей: выживаемость рыб (как в остром, так и в хроническом опыте), прирост или снижение биомассы, клиническая картина отравления (оценивается по изменению поведения рыб), характер питания, характер и частота дыхания, внешний вид (состояние кожных покровов, плавников, глаз), состояние жаберного аппарата. Проводят также гистологические, гистохимические, гематологические и биохимические анализы, которые могут свидетельствовать об изменениях в организме и в отсутствие внешних проявлений интоксикации. Распространено также исследований реакций эмбрионов рыб (аквариумная рыба данио Danio rerio, вьюн Misgurnus fossilis, осетр Acipenser sp., радужная форель Salmo irideus), более чувствительных к токсическим воздействиям. В этом случае исследуют показатели выживаемости эмбрионов, отклонений в развитии, морфометрические параметры.
Результаты описанных лабораторных токсикологических опытов с тест-объектами путем интегрирования полученных сублетальных концентраций для разных организмов позволяют вычислить используемые в природоохранных документах ПДК. Сегодня ПДК установлены для более чем 1000 химических соединений. Существуют нормативы, регламентирующие состав воды отдельно в водоемах хозяйственно-питьевого и культурно-бытового использования и в водоемах рыбохозяйственного назначения [83]. Исключение составляет оз. Байкал, на бассейн которого распространяются индивидуальные “Нормы допустимого воздействия на экологическую систему Байкала” [55].
В свете современных требований к охране природной среды эта система, основанная на раздельном определении концентраций опасных веществ и сопоставлении их с ПДК, не может быть признана эффективной, поскольку практическое использование концепции ПДК встречается с целым рядом трудностей. Основные из них перечислены в работе В.А.Абакумова и Л.М.Сущени [2]. Во многих случаях при установлении ПДК учитывается только прямое токсикологическое воздействие, а многие возникающие косвенные эффекты остаются в стороне. Не менее серьезным недостатком существующей системы контроля, по мнению авторов, является и то, что изолированное действие отдельных химических веществ без учета реальной экологической ситуации не отражает истинной картины воздействия. Изолированного действия не существует — есть лишь совместное действие всего комплекса факторов. Выше говорилось о 1000 соединений, для которых существуют ПДК. В то же время число веществ-загрязнителей, способных влиять на экологическое состояние биоты в водоемах и водотоках, на сегодня превысило миллион наименований и ежегодно синтезируется еще свыше четверти миллиона новых веществ. Кроме того, в пресноводных экосистемах образуются сложные комплексы различных химических соединений, принципиально иначе воздействующие на биоценозы, чем отдельные составляющие. В результате происходящих химических реакций и превращений химических элементов в водной среде происходит образование новых соединений, которые могут быть токсичнее исходных ингредиентов. Вредное действие физических, химических и других факторов при их комбинировании может суммироваться (аддитивное или независимое действие), ослабляться (антагонизм) или усиливаться (синергизм). Причем синергическое действие факторов представляет наибольшую опасность для организмов [96, 97]. Согласно обобщенной концепции синергизма [97], при комбинированных воздействиях факторов происходит образование дополнительных повреждений за счет взаимодействия субповреждений, индуцируемых каждым из агентов и не являющихся значимыми при раздельном воздействии каждого из факторов. Показано, что существует оптимальное соотношение воздействующих агентов, при котором синергизм максимален. Чем меньше интенсивность одного фактора, тем меньшая интенсивность другого фактора должна использоваться для проявления максимального синергизма. Анализ синергического или, наоборот, ослабляющего взаимодействия разных факторов также актуален при нормировании воздушных загрязнений. Так, особенно высокая зависимость внутриутробной смертности у жителей Сан-Паулу (Бразилия) выявлена с индексом, отображающим совместное действие концентраций в воздухе NO2, SO2 и CO, по сравнению с концентрациями каждого из веществ в отдельности [182]. Подобный эффект был замечен в отношении сочетанного воздействия радионуклидных и химических загрязнений на перестройку генома и изменение свойств внутриклеточной среды у человека, мышевидных грызунов и растений [19].
Не вполне правомерна также экстраполяция результатов, полученных в лаборатории по данным о реакциях отдельных изолированных индивидуумов, на естественные многовидовые сообщества. Так, выживание и размножение популяции зависят от ее поведения, питания, взаимодействия с хищниками и жертвами и т. д.
Необоснованным выглядит также один из основополагающих принципов концепции ПДК, указывающий на абсолютную универсальность полученных нормативов, пригодность их для любой природной зоны, любого времени года, любого местообитания (например, при разработке рыбохозяйственных ПДК не существует разницы между лентическими и лотическими водоемами). В самом деле, каждая экосистема обладает эволюционно обусловленным уникальным комплексом связей между отдельными компонентами, специфическим адаптационным потенциалом к возможным опасным воздействиям, выработанной со временем токсикорезистентностью [24].
Эффективность применения нормативов ПДК следует признать невысокой также и потому, что на водные экосистемы помимо химического загрязнения оказывают негативное влияние и многие другие антропогенные факторы нехимической природы, например тепловое загрязнение, мутность воды, изменение гидрологического режима водоема, выражающееся в перепадах расходов и уровней воды. Состояние пресноводных экосистем находится в прямой зависимости от состояния площади водосбора, уровня антропогенной освоенности бассейна. Существенное влияние на гидробионтов оказывает изменение режима наносов, береговые и русловые деформации, связанные с водозаборами и другими инженерными сооружениями на реках.
Отсутствие соответствия между лабораторными и природными моделями экосистем приводит к тому, что ПДК часто оказываются завышенными [41]. В качестве примера можно привести ситуацию, когда несмотря на удовлетворительные результаты гидрохимического анализа (т.е. соблюдение ПДК) в водоемах заповедника “Большая Кокшага” (республика Марий Эл), проведенный гидробиологический мониторинг показал тенденцию к ухудшению экологического состояния пойменных участков реки, что выражалось в изменении структуры зоопланктонных сообществ [40]. Известны и обратные ситуации — например, состояние сообщества зоопланктона (индексированное по суммарной численности) в реке Суре в 1993-1997 оставалось благополучным и при превышении ПДК большинства измеряемых физико-химических показателей [78].
Принимая во внимание критические замечания, высказанные в адрес концепции ПДК, следует сказать также о точке зрения, согласно которой нормативы ПДК, несмотря на все свои недостатки остаются важными ориентирами для планирования деятельности, связанной с возможным загрязнением среды [133], а токсикологический контроль, основанный на биотестировании, может служить дополнением, но не альтернативой методам биоиндикации в природных экосистемах и экологического нормирования, о которых пойдет речь ниже.