Экотоксикологическая оценка донных отложений загрязняемых водных объектов

Медянкина, Мария Владимировна

Бесплатный автореферат и диссертация по биологии на тему
Экотоксикологическая оценка донных отложений загрязняемых водных объектов
ВАК РФ 03.00.18, Гидробиология

Автореферат диссертации по теме "Экотоксикологическая оценка донных отложений загрязняемых водных объектов"

На правах рукописи УДК 556.555.6 + 574.64

Медянкина Мария Владимиров.... ^ - ■ г

ЭКОТОКСИКОЛОГИЧЕСКАЯ ОЦЕНКА ДОННЫХ ОТЛОЖЕНИЙ ЗАГРЯЗНЯЕМЫХ ВОДНЫХ ОБЪЕКТОВ

Специальность 03.00.18 - гидробиология

АВТОРЕФЕРАТ диссертации на соискание ученой степени кандидата биологических наук

Москва - 2007

003057728

Работа выполнена

Научный руководитель:

Официальные оппоненты:

Ведущая организация

в Московском государственном университете им. М.В. Ломоносова

доктор биологических наук, профессор Филенко Олег Федорович

доктор биологических наук, ведущий научный сотрудник

Терехова Вера Александровна

кандидат биологических наук, сотрудник

Томилина Ирина Ивановна

Московская Государственная Те Академия

старший научный

хнологическая

Защита состоится «»

на заседании диссертационного совета Д.501.001.55 государственном университете им. М.В. Ломоносова пс Воробьевы Горы, биофак

С диссертацией можно ознакомиться в библиотек факультета МГУ им. М.В. Ломоносова

Автореферат разослан « ^ » 2037 г.

Ученый секретарь диссертационного совета

2007 в <7$ часов

при Московском адресу: Москва,

е биологического

к.б.н. Н.В. Карташева

ОБЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА РАБОТЫ

Донные осадки представляют собой сложную многокомпонентную систему, которая, в зависимости от условий, складывающихся в водоеме, от сорбционных свойств самих осадков и от свойств веществ, которые поступают в водоемы, может быть аккумулятором химических соединений и источником их вторичного поступления в толщу воды (Кондратьева, 2000). Переход потенциально токсичных веществ между водой и донными осадками служит важным механизмом регулирования их содержания в водной толще, влияющей на качество воды и на токсичность водной среды для гидробионтов (Томилина, Комов, 2002).

Большое внимание уделяется изучению степени загрязнения донных отложений различными веществами, прежде всего, тяжелыми металлами, нефтепродуктами, пестицидами (Гапеева, Законов, 1997, Козловская, Герман, 1997, Баканов, Гапеева, 2000, Флеров, Томилина, Кливленд, 2000). Определение загрязненности осадков проводится методами химического анализа, а оценка их токсичности может производиться методами биотестирования.

К настоящему времени не существует единых нормативов содержания загрязняющих веществ в донных отложениях. Роль донных отложений никак не учитывается при разработке эколого рыбохозяйственных ПДК, хотя попытки установить методические основы нормирования загрязнения донных отложений неоднократно предпринимались (Петрова, 1988, Временное методическое руководство..., 2000, Томилина, 2000, Даувальтер, 2001, Михайлова, 2001, Анохина, 2004) и разработано «Временное методическое руководство по нормированию уровней содержания химических веществ в донных отложениях поверхностных водных объектов (на примере нефти) (Временное методическое руководство..., 2000)».

Донные отложения, в зависимости от состава и происхождения, обладают неодинаковой способностью к снижению токсичности водной среды. Для различных донных отложений нормативы содержания в них токсичных веществ будут различаться (Анохина, 2004). При разработке таких нормативов, очевидно, следует учитывать роль множества факторов, влияющих на содержание загрязняющих веществ в донных осадках (гранулометрический и минералогический состав отложений, содержание органического вещества, в том числе гумусовых веществ, содержание глинистой фракции, гидроксидов железа и марганца и т.д.) и их биодоступность.

подходов к эзличных донных проб при

влияния донных водной среды для и нормирования

В настоящей работе была предпринята попытка исследовать донные грунты разного происхождения и состава, а также оценить их способность влиять на токсичность загрязненной водной среды. Актуальность данной работы обусловлена необходимостью разработки нормированию содержания загрязняющих веществ в р отложениях и установлению рекомендаций исследования биотестировании и экохимическом мониторинге.

Целью нашей работы служило исследование отложений разного состава на токсичность загрязняемой гидробионтов в связи с проблемами биотестирования загрязнения.

В процессе работы внимание было сосредоточено на решении следующих задач:

- подобрать донные грунты различного состав^ для модельных экспериментов в системе «загрязненная водная среда - дс исследовать некоторые их свойства и выбрать организмы этой системы;

- с помощью выбранных водных организ способность незагрязненных донных отложений токсичности водной среды при ее загрязнении токсикант и неорганической природы;

предложить новый показатель токсического загрязняющих веществ, позволяющий дать его оценку лри ограниченном числе вариант испытаний;

- оценить сорбционную способность и «защитны отложений с применением биотестирования и мете анализа.

Научная новизна. Впервые в одинаковых ус оценка влияния донных грунтов разного гранулометрич различным содержанием органического вещества неорганических и органических загрязнителей водной как представителей планктона, для ряски, как растительного объекта и для рачка гаммаруса, как организма бентоса.

Предложен новый показатель «повременно? («ПВ»), который отражает вероятность выживания чле целом при экстремальном воздействии и может бьш токсикометрических оценок. По степени ослабления ток можно косвенно судить об уровне остаточной концентр растворе в присутствие донных грунтов. Величина <

иные отложения», для исследования

мов исследовать к модификации ши органической

эффекта

й эффект» донных (дов химического

ловиях проведена ского состава и с на токсичность реды для дафний,

выживаемости» нов популяции в использован для сического эффекта ации токсиканта в :ПВ» может быть

использована как для планктонных (в данной работе это рачки D. magna), так и для бентосных (в данной работе это рачки G. lacustris) организмов.

Впервые осуществлена сравнительная оценка сорбционной способности донных грунтов заданного состава. Для сопоставления активности поглощения загрязняющих веществ донными грунтами предложена величина скорости сорбции грунтами токсического вещества из раствора при его хроническом воздействии.

Практическая значимость. Выявлена избирательность в накоплении загрязняющих веществ донными грунтами, отражающаяся в изменении токсичности этих веществ для гидробионтов, которая должна учитываться при проведении биотестирования донных грунтов, при проведении оценок в процессе экологического мониторинга и при установлении экологических нормативов.

Введенный показатель «повременной выживаемости» может быть использован при оценке токсичности водной среды в практическом биотестировании. Величина повременной выживаемости, изменяющаяся в присутствие донных грунтов, отражает накапливающий предел различных донных отложений по отношению к конкретному загрязнителю.

Предложен показатель величины скорости сорбции донными грунтами токсиканта из раствора, который может быть использован для оценки активности поглощения токсичных веществ донными грунтами.

Апробация работы. Результаты исследований обсуждались на Международной конференции «Современные проблемы водной токсикологии» (Борок Ярославской обл., 2005), Всероссийской конференции с участием стран ближнего зарубежья «Экология пресноводных экосистем и состояние здоровья населения» (Оренбург, 2006).

Публикация результатов исследований. По результатам исследований опубликовано 4 работы и 2 работы находится в печати.

Структура и объем диссертации. Диссертация состоит из введения, трех глав, заключения, выводов, списка использованной литературы и приложений. Работа изложена на -//,? листах машинописного текста, включает 18 таблиц, 19 рисунков и 3 приложения. Список использованной литературы состоит из (9Р наименований.

СОДЕРЖАНИЕ РАБОТЫ

ГЛАВА 1. Донные отложения водных объектов. Обзор литературы. В настоящей главе рассмотрены донные отложения как объект токсикологических исследований. Особое внимание при этом

уделено биодоступности некоторых токсичных веществ накопления в донных отложениях и водных организмах.

Описана роль донных отложений в модифика загрязняющих веществ и основные механизмы удален веществ из водной среды (осаждение и флокуляция, адсо] соосаждение, катионный и анионный обмен, комп. окисление/восстановление, микробиологическая активно! г загрязняющих веществ водными организмами).

Проанализирована возможность использован] организмов для тестирования воды, донных отложений, отечественные и зарубежные литературные данник биотестирования донных отложений.

Рассмотрены существующие на сегодняшний нормированию загрязняющих веществ в донных отложеи

й возможности их

ции токсичности ня загрязняющих рбция, осаждение, ексообразование, :ть и поглощение

ия пресноводных почв. Обобщены :е по вопросам

день подходы к иях.

ГЛАВА 2. МАТЕРИАЛЫ И МЕТОДЫ.

В качестве донных грунтов для проведения модельных опытов были выбраны следующие образцы:

- илистые отложения из проточного пруда, отобранные в районе Звенигородской биологической станции МГУ;

- песчаные отложения из р. Москвы, также отобранные в районе Звенигородской биологической станции МГУ.

- кварцевый песок;

- осадок (детрит), формирующийся в аквариальном фильтре.

Был проведен гранулометрический (механическии) анализ илистых

и песчаных осадков. Для диспергирования проб использовали кислотно-щелочную обработку. Определение количественного содержания фракций различного размера производили методом отбора средней пробы -методом пипетки (Вадюнина, Корчагина, 1973). Этим фунтам были присвоены названия на основании данных гранулометр* соответствии с классификацией отложений по содержа] мелкой (<0,01 мм) фракции (Давыдов, Дмитриева, 1973).

Определение содержания органического вещества в илистых и песчаных отложениях производили методом мокрого сжигания по Тюрину (Аринушкина, 1970).

Образец кварцевого песка состоит исключительно из песчаной фракции при совершенном отсутствии пылеватой и иловатой фракции (диаметр частиц лежит в диапазоне 1-0,05 мм). Далее в работе этот образец был обозначен как «песок».

еского анализа в :ию в них частиц

Осадок, собранный с аквариумного фильтра, представляет собой тонкодисперсный органический материал (содержание органического вещества значительно превышает 15%), образующийся на фильтре в аквариальной экосистеме в процессе жизнедеятельности водных организмов. Далее в работе он обозначался как детрит.

Для проведения исследований по токсическому воздействию вредных веществ на гидробионты были выбраны следующие вещества: бихромат калия; гидратированный хлорид меди; фунгицид имазалил сульфата; дибутилфталат.

В качестве тест-объектов использовали планктонных рачков Daphnia magna, водные растения Lemna minor из лабораторной культуры и бентосных ракообразных Gammarus lacustris.

Испытания с рачками D. magna проводили в стеклянных стаканах объемом 300 мл, куда помещали по 7 рачков в возрасте до 24 часов (в часть стаканов вносили слой грунта толщиной 1 см одного из четырех типов). Замену растворов проводили через 2 суток.

Оценивали действие растворов каждого вещества в 2-3-х концентрациях в присутствии 4-х видов грунтов.

Регулярно учитывали выживаемость рачков, количество и выживаемость молоди. Для половозрелых особей показателем гибели служило полное прекращение движения, а показателем гибели эмбрионов -выброс мертвых зародышей из выводковой камеры самок. Параллельно оценивали состояние кишечника, окраску его содержимого, окраску тела рачков.

Испытания с L. minor проводили в чашках Петри. Во все чашки помещали по 5 растений с одной развитой и второй развивающейся лопастями, при этом в чашках с тонким слоем фунта корешки растений слегка касались его верхней поверхности. Замену раствора производили один раз в неделю.

Оценивали действие растворов бихромата калия и хлорида меди в 2-х концентрациях в присутствии 4-х типов грунтов.

На протяжении, в среднем, 30 суток наблюдали за ростом ряски. Учитывали общее состояние растений, общее число новых лопастей, равное суммарному приросту ряски, средний размер материнских лопастей, окраску растений и, к окончанию эксперимента, - количество новых растений.

Испытания с рачками G. lacustris проводили в кристаллизаторах объемом 1000 мл, куда помещали по 5 рачков с линейными размерами тела 5 мм. Замену раствора производили 2 раза в неделю.

Оценивали действие растворов меди в 2-х присутствии 2-х типов грунтов. На протяжении, в ср наблюдали за выживаемостью и поведением рачков.

Медь из кислотной вытяжки определяли методом абсорбции на атомно-абсорбционном спектрофотометре (производство Японии); хром из кислотной вытяжки

абсорбции на атомно-абсорбционном

электротермической атомной спектрометре Квант-г.ЭТА.

Валовое содержание меди в илистом и пе определяли методом рентгенфлуоресцентного рентгенфлуоресцентном спектрометре марки 3270Е (ИСАКИ).

Содержание дибутилфталата в испытуемых определяли методом количественного анализа по масс-хроматограмме на хромато-масс-спекгрометре Pegasus-ЗD фирмы Леко.

Статистическая обработка результатов эксперима с использованием программы БТАТКТЮА 6.0. и М1сгозо:

концентрациях в еднем, 20 суток

атомной АА-885 методом

счаном грунтах анализа на фирмы Ригаку

донных грунтах

гов проводилась Excel.

ГЛАВА 3. РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ.

Данные гранулометрического анализа исследс ванных донных отложений представлены в таблице 3.1.

Таблица 3.1.

Название фракций Название донного грунта в соответствии с классификацией, принятой в гидрологии

песчаная крупнопылеватая пылеватая иловата)

песок крупный и средний песок мелкий пыль крупная пыль средняя пыль мелкая ил

Размер соответствующих фракций, мм

1-0,25 0,250,05 0,05-0,01 0,010,005 0,0050,001 <0,001

Содержание соответствующих фракций в исследованных донных отложениях, %

0,6 3,4 67,9 7,3 4,9 15,9 песчанистый ил

74,2 5,1 10,8 4,7 0,1 5,1 илистый песок

Определение содержания органического вещества в образцах донных отложений методом мокрого сжигания по Тюрину показало, что песчанистый ил содержит 1,38 %, илистый песок - 0,61 вещества.

% органического

Влияние донных отложений на изменение токсичности водной среды для бентосных рачков G. lacustris. В отсутствие грунтов было отмечено снижение выживаемости гаммарусов при увеличении концентрации меди. Присутствие грунтов снижало гибель рачков в двух исследованных концентрациях.

Отмечено, что максимально эффективно при повышении концентрации меди в воде защищал рачков от ее токсического воздействия песчанистый ил. Это можно объяснить тем, что песчанистый ил за счет содержания более 20% глинистой фракции (фракции мелкой пыли и иловатой фракции) мог эффективно связывать ионы меди.

Бентосный рачок G. lacustris обнаружил невысокую чувствительность к действию меди в концентрации 0,5 и даже 5,0 мг Си/л. В связи с высокой токсикорезистентностью гаммарус оказался мало пригодным для токсикометрии загрязненных сред и в дальнейшем мы вынуждены были от его использования отказаться.

Влияние донных отложений на изменение токсичности водной среды для растения L. minor. Для оценки влияния донных грунтов на изменение токсичности водной среды при загрязнении хромом и медью использовали коэффициент роста популяции ряски L. minor (Цаценко, Малюга, 2003), который рассчитывали по формуле:

г = (Nt - N0)/t, где N0 - начальная численность листецов, N, -конечная численность листецов, t - время экспозиции, в данном случае равное 30 суток.

Коэффициент роста популяции оценивает мгновенный отклик популяции при токсическом воздействии. Изменение этого коэффициенту отражает сопротивление среды, т.е. характеризует сумму всех лимитирующих факторов среды, препятствующих реализации репродуктивного потенциала.

По величине показателя «коэффициент роста популяции ряски» при сравнении вариантов опытов без грунта и с грунтом оценивалась защитная эффективность грунтов (табл. 3.2,3.3).

Таблица 3.2.

Значения коэффициента роста популяции ряски L. minor _при загрязнении водной среды медью_

Грунты Хлорид меди

Концентрация (мг Си/л) Г сред, без грунта Г соел с гоуитом

1 2 3 4

0 0,36±0,07 0,39±0,02

песок 0,1 0,39±0,08 0,59±0,02

0,5 0 0,48±0,09

1 2 3 4

детрит 0 0,36±0,07 0,48±0,02

0,1 0,39±0,08 1,21 ±0,06

0,5 0 0,52±0,1

песчанистый ил 0 0,2 0,41 ±0,1

0,1 0 0,55±0,1

0,5 0 0,59±0,02

илистый песок 0 0,2 0,56±0,1

0,1 0 0,62±0,1

0,5 0 0,36±0,1

Значения коэффициента роста популяции ряски при загрязнении водной среды хромом Таблица 3.1 L. minor

Грунты Бихромат калия

Концентрация (мг Сг/л) г спел 6и пжкта Г спел, с rrcVHTOM

песок 0 0,42±0,02 0,5±0,03

1,0 0,35±0,05 0,39±0,08

2,0 0,28±0,13 0,33

детрит 0 0,42±0,02 0,92±0,31

1,0 0,35±0,05 0,89±0,06

2,0 0,28±0,13 0,69±0,0б

песчанистый ил 0 0,43±0,04 0,80±0,13

1,0 0,43±0,11 0,78±0,06

2,0 0,17±0,1 0,89±0,14

илистый песок 0 0,43±0,04 0,58±0,05

1,0 0,43±0,11 0,51±0,16

2,0 0,17±0,1 0,31±0,19

Присутствие грунтов в контроле влияло на стимулируя их рост. Отмечено положительно« жизнедеятельность растений всех грунтов, но макс характерно для илистого песка, детрита и песчанистого ил Отмечено, что наибольшая концентрация меди, эксперименте (0,5 мг Си/л) приводила к отмиранию корн растения приобретали белую окраску листьев с сер наблюдалось рассоединение листецов, прироста за период наблюдалось. Грунты в свою очередь защищали растенш

рост растении, влияние на нмальное было а.

используемая в гй растений, сами зватыми краями, эксперимента не от влияния меди

в такой концентрации. Наиболее эффективно защищал песчанистый ил. Коэффициент роста популяции в присутствие данного вида грунта был максимальным и составлял 0,59.

Концентрация 0,1 мг Си/л приводила к усыханию растений, появлялась белая окраска листецов. Прироста новых листецов и новых растений не происходило (г = 0) или же прирост был совсем незначительный (г = 0,39). Отмечено также, что в некоторых вариантах опыта с медью в концентрации 0,1 мг Си/л 0,1 мг Си/л в отсутствие грунта г = 0,39, в контроле без грунта г изменялся от 0,2 до 0,36. Грунты при этой концентрации меди также защищали от ее токсического воздействия, и наибольший защитный эффект выявился у детрита (г = 1,21) и илистого песка (г = 0,62).

Отмечено, что наибольшая концентрация хрома, используемая в эксперименте (2,0 мг Cr/л) приводила к отмиранию корней и усыханию растений, сами растения приобретали желтовато-белую окраску, интенсивность прироста по сравнению с контролем падала. Грунты в свою очередь защищали растения от влияния хрома в данной концентрации. Наиболее эффективно защищал детрит (г = 0,69) и песчанистый ил (г = 0,89).

Концентрация 1,0 мг Cr/л приводила также к усыханию растений, отмиранию корней, появлялась желто-белая окраска листецов. В то же время прирост новых листецов в данной концентрации незначительно отличался от прироста в контроле. Грунты при этой концентрации хрома также защищали от ее токсического воздействия, и наибольший защитный эффект выявился у детрита (г = 0,89) и песчанистого ила (г = 0,78).

Таким образом, с помощью наблюдения за внешним состоянием растений в условиях токсического воздействия некоторых тяжелых металлов и использования коэффициента роста популяции ряски L. minor (г сред.) была осуществлена оценка влияния различных донных грунтов на изменение токсичности водной среды.

Отмечено, что грунты обладали защитной эффективностью по отношению к растению L. minor в условиях экстремального воздействия, но их защитная роль проявлялась по-разному и во многом определялась используемой в опытах концентрацией токсического вещества. Как правило, защитная эффективность грунтов была высокой при минимальной концентрации и низкой при максимальной концентрации, но это было характерно не для всех случаев. Так, медь, при наличии песка и песчанистого ила, стимулировала рост ряски во всех концентрациях, детрит - в наибольшей концентрации, илистый песок - в наименьшей. Хром, в

свою очередь, в присутствии песка, детрита и илистого песка снижал рост популяции ряски, а песчанистый ил стимулировал прирост ряски в двух исследованных концентрациях.

Влияние донных отложений на изменение токсичности среды для планктонных рачков D. magna. В качестве состояния выборки, подвергавшейся воздействию, испол

водной

показателя ьзовали величину

ограничиваемую кривой динамики

суммарной продолжительности жизни особей, входящ га в состав этой выборки, которая может быть выражена через площадь осями координат (времени и численности особей) и численности особей в выборке. Размерностью такого показателя служит произведение числа живых рачков на сутки наблюдения («особи - дни»). Такой показатель может быть назван «повременной («ПВ»). Вычислять ПВ (Ы) можно в соответствие следующим уравнением:

N = --

где - и - численности особей в выборке в [последовательные сроки наблюдения ^ и Т - общий срок наблюдения.

Этот показатель характеризует жизнестойкость вькборки и отражает вероятность выживания членов популяции при конкретном экстремальном воздействии. Чем большее число членов популяции продолжительный срок, тем выше вероятность особей воздействию и дать потомство, тем популяции в целом. Показатель ПВ может быть токсикометрических оценок даже в том случае, если не

проживет более адаптироваться к выше вероятность сохранения использован для удается по каким-

либо причинам установить такие традиционные показатели, как ЭК50 (Филенко, Медянкина, 2005).

Отношение ПВ («ОПВ») в опыте с грунтом и в опыте без грунта, выраженное в процентах, может слу влияния фактора среды на исследуемые выборки (рис этом, чтобы срок наблюдения в обеих выборках был один

соответствующем жить показателем 3.1). Важно при аковым. В данном

случае срок наблюдения был выбран продолжительностью 19 суток.

В отсутствие грунтов все концентрации хрома дл были абсолютно-летальными. Так, при концентрации 0,3 гибель рачков завершалась в среднем к 14,5 суткам, п концентрации гибель 100% рачков происходила еще быс 6,5 суткам). Однако в присутствие песчанистого ила гибель рачков при концентрации 0,3 мгСг/л была несущественной. При концентрациях 0,5 и

я рачков D. magna мгСг/л без грунта ш более высокой трее (в среднем, к

0,7 мгСг/л в присутствие песчанистого ила все рачки жили в течение 7 суток, однако затем выживаемость резко снижалась.

Рис. 3.1. Влияние песчанистого ила на токсичность хрома ддя дафний

ПВ = 830±10

ПВ = 1580±3

ОПВ = 190%

ПВ = 2Ю±4

ПВ = 950±18

ОПВ = 450 %

ПВ= ¡30*7

ПВ = 780±2

ОПВ =600%

Конц-ия хрома

0,3 мгСг/л

0,5 мгСг/я

Без грунта

В присутствии песчанистого ила

120

100

Б 80

«а ю 40

? го

сутки

120

# 100 а

е во

I 60

| 10 £

1 20 О

0,7 мгСс/л

но 100 80 «о 40 20 , 0

15 сутки

В присутствии песка и илистого песка токсичность хрома менялась мало. Причем, при увеличении концентрации хрома, защитный эффект песка снижался. Эффект детрита и песчанистого ила на токсичность был более выраженным, и с увеличением концентрации повышался. При

одинаковых концентрациях хрома значения ОПВ в прис) песчанистого ила были близкими (табл. 3.4).

Значения ПВ дафний и ОПВ при загрязнении водной среды бих[

тствии детрита и

Таблица 3.4

Грунты Бихромат калия

Концентрация, мг Сг/л ПВ без грунта ПВсгрз нтом ОПВ,%

песок 0,3 650±9 10404 15 160

0,5 620±7 740± 0 120

детрит 0,3 940±10 1870: Л 200

0,5 400±10 1710± 4,5 430

песчанистый ил 0,3 830±10 1580: в 190

0,5 210±4 950± 18 450

0,7 130±7 780± 2 600

илистый песок 0,3 830±10 850± 11 100

0,5 210±4 2304 7 110

0,7 130±7 140* 8 110

Приведенные результаты свидетельствуют о том, что связывающая активность песка и илистого песка по отношению к хрсму невысока, и с повышением концентрации хрома быстро дост игается предел связывающего потенциала грунтов. Детрит и песчанистый ил способны

:новную

роль в 1979,

более активно связывать хром, и возможно, что связывании хрома играет органическая часть грунта (НосЬоп, Вгегошк, 1993, Линник, Васильчук, 2001).

Влияние грунтов на токсичность хрома проявлял на плодовитость рачков. Сами грунты на плодовитост влияли. При действии бихромата калия в концентрации 0, грунтов молодые особи вплоть до окончания опыта вооб В концентрации 0,3 мг Сг/л были отмечены единичные молодые особи. В присутствии грунтов, за исключением песка и илистого песка, размножение происходило даже активнее, чем в опытах без грунта увеличения концентрации токсиканта число молодых особей снижалось.

В отсутствие грунтов все концентрации меди также были абсолютно-летальными. При концентрации 0,05 мг Си/л погибали, в среднем, к 15 суткам, при концентрации 0,1 суткам. Все исследованные грунты, за исключением псска, существенно снижали токсичность меди для рачков. Наибольший защитный эффект был выявлен для илистого песка, песчанистого ила и детр та (табл. 3.5). В присутствие детрита гибели рачков к окончанию эксперимента не отмечено при концентрации 0,05 мг Си/л, а при концентрации 0,1 мг Си/л выживаемость рачков к концу опыта составляла 95%.

ось и по эффекту практически не 5 и 0,7 мг Сг/л без ще не рождались.

без грунта рачки мг Си/л - к 4,75

При концентрации меди 0,05 мл/л в присутствии песка большое количество дафний погибло уже к 15-тым суткам, а при концентрации 0,1 ! мг/л 100%-ная гибель рачков происходила к уже 5-ым суткам. Это | свидетельствует о том, что песок обладает слабой сорбционной способностью по отношению к ионам меди и чем выше концентрация меди в растворе, тем быстрее наступает насыщение. I

Таблица 3.5 |

Значения ПВ дафний и ОПВ при загрязнении водной среды хлоридом меди

Грунты Хлорид меди

Концентрация мг Си/л ПВ без грунта ПВ с грунтом ОПВ,%

песок 0,05 240±4 980±10 410

0,1 190±2 350 180

детрит 0,05 790±58 1900 240

0,1 210±2 1900 900

песчанистый ил 0,05 520±6 1900 370

0,1 110±1 1860±7 1700

илистый песок 0,05 1300±15 1820±8 140

0,1 220±7 18б0±8 850

Влияние грунтов на токсичность меди проявлялось также и по эффекту на плодовитость рачков D. magna. Наличие грунтов в контроле на j плодовитость влияло незначительно, несколько стимулировал размножение | только детрит (табл. 3.6). Присутствие хлорида меди в растворе приводило i к тому, что молодых рачков вообще не было в концентрации 0,1 мг Cu/л, а ! в концентрации 0,05 мг Cu/л рождаемость была незначительной, причем j отмечены были и мертвые эмбрионы. В концентрации 0,05 мг Си /л при | наличии песка размножение было подавленным, при наличии детрита и j песчанистого ила плодовитость оказалась даже выше, чем в контроле с i этими же видами грунтов. При концентрации 0,1 мг Cu/л в присутствии i песка размножения вообще не происходило, а песчанистый ил и детрит i стимулировали рождаемость молодых рачков.

Таблица 3.6

Плодовитость дафний (1 самки в % по отношению к контролю) при действии меди в присутствии различных донных грунтов_

Грунты Концентрация меди (мг/л)

0 0,05 0,1

без грунта 100 11±2,5 0

песок 116±4Д 6±1,2 0

детрит 158±3,4 188±1,8 204±6,2

илистый песок 98±2,5 94±2,0 87±2,5

песчанистый ил 114±2,5 137±4,8 124±2,5

Все концентрации дибутилфталата в отсутствии абсолютно-летальными, за исключением концентрации концентрации 0,03 мг/л без грунта гибель рачков завершал 4 суткам, при концентрации 0,05 мг/л, в среднем, -присутствие песчанистого ила и илистого песка гибё. несущественной. При концентрации 0,05 мг/л в присутст ила выживаемость рачков к концу эксперимента составл присутствие илистого песка - более 80%. При увеличен] дибутилфталата защитный эффект илистого песка и существенно увеличивался. Это свидетельствует о том концентрациях меди не исчерпывается поглотитель грунтов. При одинаковых концентрациях дибутилфтал; значения ОПВ в присутствии илистого песка и песчан близкими (табл. 3.7). Детрит и песок менее активно связ а Выживаемость рачков в растворе дибутилфталата в конце в присутствии песка не отличалась от выживаемости без гр-Можно предположить, что существенную рол дибутилфталата играет глинистая фракция грунта, в ч; процессов адсорбции и соосаждения (Siposito, 1983, Mu et.al., 1990, Wool, 1990, Alloway, 1992).

:e грунтов были 0,01 мг/л. При ась, в среднем, к к 2,5 суткам. В :ль рачков была вие песчанистого яла более 60%, в ии концентрации песчанистого ила что выбранных пая способность ата в растворе истого ила были .тают токсикант, нтрации 0,05 мг/л унта.

ь в связывании астности, за счет Пег, 1988, Patrick

Грунты Дибутилфталат

Концентрация, мг/л ПВ без грунта ПВсгр унтом ОПВ,%

песок 0,03 150 220 Г7 150

0,05 150 15 ) 100

детрит 0,03 150 1200 kl7 800

0,05 150 1050 442 700

песчанистый ил 0,01 1240±15 19( О 150

0,03 140±7 1630 М2 1160

0,05 100 181< *8 1810

илистый песок 0,01 1240±15 19( Ю 150

0,03 140±7 1570 И5 1120

0,05 100 1700 jt40 1700

Таблица 3.7

акж!

Влияние грунтов на токсичность проявлялось ti на плодовитость рачков D. magna. Сами грунты на шщ влияли незначительно (табл. 3.8). Так, например, если в ко на 1 самку приходилось 39,1 молодых особей, тс контрольного детрита их число составило 40,9.

При действии дибутилфталата в концентрациях 0, грунтов молодые особи вплоть до окончания опыта вооб:

:е и по эффекту йовитость рачков ятроле без грунта в присутствие

1)3 и 0,05 мг/л без ще не рождались.

В присутствии песка при всех концентрациях размножения также не I

происходило. По мере увеличения концентрации дибутилфталата в воде и |

при наличии остальных исследованных грунтов число молодых особей |

снижалось. Исключение составил опыт с илистым песком. В присутствие I

данного вида грунта при увеличении концентрации дибутилфталата в воде I

с 0,01 до 0,05 мг/л плодовитость рачков возрастала. Отмечена единичная |

гибель молодых эмбрионов при всех испытуемых концентрациях и даже в !

присутствии грунтов. ,

Таблица 3.8.

Плодовитость дафний (1 самки в % по отношению к

контролю) в присутствии различных донных грунтов_

Грунты Концентрация дибутилфталата (мг/л)

0 0,01 0,03 0,05

без грунта 100 81±5 0 0

песок 132±8 - 0 0

детрит 105±5 - 133±2,5 121±3,4

илистый песок 134±1,5 117±4,5 142±2,5 146±8,5

песчанистый ил 110*2,8 97±2,5 91±5 44±4

В отсутствие грунтов только концентрация 2,0 мг/л имазалил- | сульфата оказалась абсолютно-летальной для дафний. !

На токсичность имазалил-сульфата для рачков до концентрации 1 мг/л влиял только илистый песок (отмечено некоторое увеличение ОПВ при переходе концентрации от 0,5 мг/л к 1 мг/л). Защитное действие остальных грунтов практически не проявлялось (табл. 3.9). При более высокой концентрации имазалил-сульфата (2 мг/л) ОПВ в присутствие илистого песка составило 230%, а песчанистого ила и детрита - 140% й | 160%, соответственно. Проявление относительно высокого защитного ! эффекта детрита и песчанистого ила при концентрации 2,0 мг/л может ; свидетельствовать о том, что для образования комплекса имазалила с ! компонентами донных грунтов необходимо достижение определенного | концентрационного порога токсиканта, однако содержание органической | составляющей не имело существенного значения. Имазалил-сульфат, в основном, вызывал гибель эмбрионов, в связи с чем, количество молодых | рачков при концентрации 0,5 мг/л было низким, особенно в отсутствие ! грунта. При более высоких концентрациях в отсутствие и при наличии грунтов молодых рачков обнаружено не было.

Значения ПВ и ОПВ при загрязнении водной среды имазалил-

Грунты Имазалил сульфата

Концентрация, мг/л ПВ без грунта ПВ с п lyllTOM ОПВ, %

песок 1,0 1100±20 118С ±27 110

детрит 0,5 173Ш6 182 0±8 100

1,0 1390±11 15(Х (±17 110

2,0 520±7 830J Ь4,5 160

песчанистый ил 0,5 1540±21 1740: =21,5 но

1,0 1370±9 155С ±10 110

2,0 280±7 400 Ы6 140

илистый песок 0,5 1790±2 19 00 110

1,0 1170±24 189 D±2 160

2,0 370±8 840 И5 230

Таблица 3.9

Активнее всего от действия имазалил-сульфата в к мг/л и 1,0 мг/л на плодовитость дафний защищал детрит

(ти

Плодовитость дафний (1 самки в % по отношению к кон тролю)

онцентрациях 0,5 бл. 3.10).

Таблица 3.10

Грунты Концентрация имазалил-сульфаъ (мг/л)

0 0,5 1,0 2,0

без грунта 100 2±1,5 0 0

песок 152±6,5 - 0 -

детрит 104±4,5 71±8 27±0,8 0

илистый песок 75±2 5,8±2 0 0

песчанистый ил 130±4,5 32±2 0 0

В концентрациях 2,0 мг/л как при наличии, так грунта живой или мертвой молоди и погибших эмбрионе} было по причине того, что в такой концентрации д; достигали половозрелого состояния. Исключение составл - при концентрации имазалил сульфата 2,0 мг/л были отм мертвые эмбрионы. Таким образом, по показателям плодовитости (количества молодых особей, живы планктонных ракообразных D. magna было оценено в донных грунтов на токсичность различных веществ в целом, от действия хрома в водной среде лучше всего детрит и песчанистый ил, от меди - песчанистый ил, д песок. От органических загрязнителей, таких как дибуи всего защищал дафний песчанистый ил и илистый пе фунгицида имазалил сульфата в большей степени только

I при отсутствии в обнаружено не а[фнии просто не т илистый песок гчены единичные выживаемости и и мертвых) ияние образцов родной среде. В защищал рачков етрит и илистый илфталат, лучше ;ок, от действия истый песок.

В целом, существенное значение имели концентрация, в которой вносилось токсическое вещество, особенно - при загрязнении имазалил сульфатом, заряд ионов веществ, определивших различное сродство к компонентам грунта, наличие органической и глинистой составляющей.

Сорбционная способность донных грунтов. На основании данных по содержанию токсикантов в донных осадках, установленных аналитическими методами, рассчитывали среднюю скорость поглощения каждого из веществ разными грунтами в мкг/г-сут. (табл. 3.11).

Таблица 3.11

Определение средней скорости поглощения хрома грунтами_

Грунты Концентрация хрома в растворе (мг/л) Срок экспозиции (сут.) Содержание хрома в грунте (мкг/г) Средняя скорость поглощения хрома (мкг/г-сут.)

детрит 0 40 30,33 -

0,3 40 688 16,44

0,5 36 712 18,94

песок 0 14 0,31 -

0,3 14 0,62 0,02

0,5 14 0,39 0,01

песчанистый ил 0 16 20,22 -

• 0,3 16 24,59 0,27

0,5 16 29,43 0,58

0,7 9 28,53 0,92

илистый песок 0 16 2,10 -

0,3 13 2,52 0,03

0,5 5 3,07 0,19

0,7 4 2,80 0,18

Содержания токсикантов в донных осадках сопоставлялись с общими количествами этих токсикантов, вносившимися в сосуды в процессе опытов, в расчете на 1 г осадков. На рис. 3.2 показаны соотношения этих величин при разных концентрациях на примере хрома. Разность между расчетным количеством токсиканта, приходящимся на 1 г осадка, и фактически определенным экспериментально представляет собой вещество, остававшееся в растворе, или поглощенное тест-объектами, которое и определяло токсичность растворов.

Рис. 3.2. Содержание хрома (мкг/г) в илистом песке до и после опыта

Скорости поглощения веществ донными

осадками сопоставляли с их защитной

эффективностью для рачков, т.е. с ОПВ. В целом, защитная

эффективность возрастала с увеличением

концентрации хрома в

растворе и скорости его поглощения не зависимо от вида осадков (рис. 3.3).

О 0.3 0.5 0.7

□ фон мгСг/я

О фон + внесенное количество в ходе опыта (расчетна В обнаружено аналитическим методом

Рис. 3.3. Связь защитной

эффективности донных

_ опв.%

грунтов от действия хрома

с их способностью

абсорбировать металл

Наибольшая сорбционная активность и,

соответственно, защитная

эффективность была отмечена для детрита и песчанистого ила. Скорость включения хрома детритом была

существенно выше, чем песчанистым илом. Однако оба фунта при одинаковых концентрациях хрома в воде обладали одинаковой защитной эффективностью. Это может объясняться тем, что биодоступность хрома, связанного детритом, была выше, чем связанного песчанистым илом.

С повышением концентрации меди возрастала скорость включения ее осадками, и, соответственно, возрастала их защитная эффективность (рис. 3.4).

скорость поглощения хрома грунтами, мкг/г*сут.

скорость поглощения меди грунтами. МКГ^г'СуГ.

Защитная эффективность грунтов для

рачков при всех концентрациях была наибольшей в диапазоне скоростей

включения дибутилфталата от 0,03 до 0,05 мкгт/суг (рис. 3.5). При более низкой скорости включения, как и при более высокой, ОПВ снижалась. Наибольшая сорбционная активность и защитная эффективность была отмечена для илистого песка. Скорость включения дибутилфталата детритом была существенно выше, чем илистым песком, но тем не менее, защитная эффективность детрита была существенно ниже. Это может быть обусловлено тем, что детрит входит в рацион рачков и активное накопление им дибутилфталата делает токсикант биодоступным для дафний.

Рис, 3.4, Связь защитной эффективности донных грунтов от действия меда с их способностью абсорбировать металл

ОПЭ.1«,

Рис. 3.5. Связь защитной эффективности донных грунтов от действия

дибутилфталата с их способностью его абсорбировать

Определения количества накопленного нмэзалил сульфата в

донных грунтах не

скорость поглощения дибутилфталата грунтами, мкг/гсут.

ОПВ,%

производилось, но по степени ослабления токсического эффекта можно косвенно судить об уровне остаточной концентрации токе иканта в растворе в присутствие грунтов (Филенко, Медянкина, 2005).

2000 ■

Рис. 3.6. Влияние илистого песка на ПВ дафний при разных концентрациях сульфата имазалила

Степень снижения

токсического оценивали, выживаемости плодовитости Так, например.

эффекта по

и по дафний, во всем

.о,

ш с:

1500 ■ 1000 ■ 500 0

\ : \

> \ N

0.5

1.5 2 2,5 ация имазалила (мг/л) — с грунтом

;утствие илистого

ариды и ряска. С эксичности среды в связи с его

концентра —О—без грунта

концентрационном

диапазоне одинаковые эффекты на ПВ без грунта и в при|: песка (рис. 3.6) оказывали концентрации, отличающиеся г риблизительно на 0,5 мг/л. Очевидно, эта величина отражает накапливающий предел илистого песка по отношению к этому загрязнителю.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ.

Разная защитная эффективность грунтов от равных токсикантов определяется свойствами этих токсикантов. Так в растворах бихромата калия хром, как наиболее ядовитый элемент, входит в иона, имеющего отрицательный заряд. Имазалил и мед растворе в виде катионов. Анион и катионы могут иметь

от содержания вещества, и его

состав бихромат-присутствуют в разное сродство к

компонентам грунтов, чем и определяется различное влияние грунтов на их токсичность.

Как показали результаты химического определения используемых в экспериментах токсических веществ, накопительная активность грунтов в большинстве случаев адекватно отражалась в снижении токсичности загрязняющих веществ. Для изменения токсичности имели значение и абсолютные уровни, и скорость накопления загрязняющих веществ грунтами.

Таким образом, донные грунты влияют на токсичность загрязняющих веществ для водных организмов в зависимости от свойств самого грунта и вещества, экологических особенностей гидробионтов. Ослабление токсичности загрязнения сопровождается депонированием потенциально токсичных веществ в донных осадках, временной маскировкой их токсичности. Поэтому важно изучать и оценивать сорбционную емкость различных донных отложений, различающихся по своим свойствам, при поступлении токсических веществ в водную среду.

Для оценки влияния донных грунтов на биодоступность потенциальных токсикантов, тем самым - на потенциальную способность к снижению токсичности водной среды - необходимо изучение этой способности с применением не только методов химического анализа, но и, в первую очередь, методов биотестирования.

В процессе экохимического мониторинга пробы донных осадков должны отбираться с учетом преимущественного накопления различных загрязняющих агентов.

Примененный нами токсикометрический показатель повременной выживаемости ПВ оказался информативным и может найти применения и в других токсикологических исследованиях, наряду с традиционными показателями (Ж, ЭК и др.).

ВЫВОДЫ

1. Присутствие донных грунтов в разной степени, в зависимости от их состава, изменяет токсичность органических и неорганических загрязняющих веществ для ракообразных Gammarus lacustris и Daphnia magna и ряски Lemna minor. Дафнии оказались наиболее показательным объектом при оценках перемещения загрязняющих веществ в системе «вода-грунт».

2. Защитная эффективность грунтов от неорганических токсикантов для рачков D. magna по показателям выживаемости и плодовитости снижается в ряду песчанистый ил > детрит > илистый песок > песок, а от

органических токсикантов - в ряду илистый песок > п детрит > песок.

3. Для ряски защитная эффективность от воздей

есчанистый ил > зтвия бихромата

калия уменьшается в ряду от песчанистого ила к илистому песку, а от

детриту.

й эффективности

воздействия хлорида меди - в ряду от песчанистого ила к

4. Помимо свойств грунтов различие их защитнс определяется свойствами загрязняющих веществ, вероятно, в частности формой иона, в которой находится действующий компонент молекулы загрязнителя.

5. При оценках токсического эффекта на тест - объекты, наряду с традиционными показателями эффекта, может быть показатель повременной выживаемости («ПВ»), суммарную жизнестойкость выборки и отражающий вероятность выживания членов популяции при конкретном экстремальном воздействии, В частности, этот показатель оказался информативным ijipn оценках роли донных грунтов в изменении токсичности веществ пр ракообразных D. magna и G. lacustris.

6. Активность накопления хрома, меди, дибутил грунтами (скорость поглощения загрязняющего вещества в мкг/г-сут) снижается от детрита к песку.

7. В большинстве испытаний защитный соответствует активности поглощения ими загрязняющих веществ. Такая взаимосвязь установлена для меди (в присутствие всех грунтов), для хрома (в присутствии песчанистого ила, песка и детрита), для i ибутилфталата (в присутствие илистого песка).

использован и характеризующий

а испытаниях на

|>талата донными

эффект грунтов

Основные результаты исследования отражень]1 в следующих печатных работах:

1. Филенко О.Ф., Медянкина М.В. Роль состава модификации токсичности загрязняющих веществ (бикромата калия и сульфата имазалила) // Тезисы докладов Международной конференции «Современные проблемы водной токсикологии», 20-24 сер п. Борок Ярославской обл., с. 151-152.

2. Исакова Е.Ф., Медянкина М.В. Влияние донных отложений на токсичность хрома и меди в водной среде //

Всероссийской конференции с участием стран бли;кнего зарубежья

«Экология пресноводных экосистем и состояние здоровь 28 апреля 2006 года, г. Оренбург, с. 14-15.

цонного грунта в

нтября 2005 года,

езисы докладов

я населения», 25-

3. Филенко О.Ф., Медянкина M.B. Роль донных грунтов в модификации токсичности загрязняющих веществ (на примере бихромата калия и сульфата имазалила) // Токсикологический вестник. - № 4, - 2006, с. 7-11.

4. Филенко О.Ф., Медянкина М.В. Влияние донных грунтов на токсичность загрязняющих веществ // Вестник Московского Университета. Серия Биология. В печати.

5. Медянкина М.В. Филенко О.Ф., Широков Д.А. Влияние донных осадков на токсичность тяжелых металлов для дафний. 1. Хром // Экологические приборы и системы. - № 12, - 2006, с. 39-42.

6. Медянкина М.В. Филенко О.Ф., Широков Д.А. Влияние донных осадков на токсичность тяжелых металлов для дафний. 2. Медь // Экологические приборы и системы. Отправлено в печать.

Автор выражает глубокую признательность:

Сотруднику кафедры гидробиологии биологического факультета МГУ, к.б.н. Исаковой Е.Ф. за помощь в освоении методологии биотестирования;

Сотруднику кафедры эрозии почв факультета почвоведения МГУ Есафовой E.H. за поддержку и помощь в работе;

Зав. лабораторией эколого-токсикологических исследований ФГУП «ВНИРО», к.б.н. Соколовой С.А. за помощь в проведении определения тяжелых металлов в экспериментальных донных грунтах методом атомной адсорбции;

Доктору биологических наук, профессору кафедры органической химии химического факультета МГУ Лебедеву А.Т. за помощь в проведении определения дибутилфталата в донных грунтах методом количественного анализа по масс-хроматограмме.

Доктору медицинских наук, к.б.н. Гвозденко С.И. за организацию определения содержания тяжелых металлов в донных грунтах методом рентгенфлуоресцентного анализа.

Подписано к печати 18.01.07 Формат 60x90 1/16 Объем 1 п.л.

Тираж 100 экз. Заказ №18 Отпечатано ООО «Ново-Пресс»

Содержание диссертации, кандидата биологических наук, Медянкина, Мария Владимировна

ВВЕДЕНИЕ

ГЛАВА 1. ДОННЫЕ ОТЛОЖЕНИЯ ВОДНЫХ ОБЪЕКТОВ. 8 ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ

1.1. Биодоступность токсичных веществ и их накопление в донных 8 отложениях и водных организмах

1.2. Роль донных отложений в модификации токсичности 13 загрязняющих веществ и основные механизмы удаления загрязняющих веществ из водной среды

1.3. Использование пресноводных организмов для тестирования воды, 26 донных отложений, почв

1.3.1. Биотестирование водной среды с применением 30 пресноводных организмов

1.3.2. Использование водных организмов для биотестирования 34 донных отложений и почв

1.4. О подходах к нормированию загрязняющих веществ в донных 36 отложениях

ГЛАВА 2. МАТЕРИАЛЫ И МЕТОДЫ

2.1. Определение некоторых свойств и характеристика донных 37 отложений, используемых в модельных опытах

2.2. Потенциально токсичные загрязняющие вещества, исследованные 39 в модельных экспериментах

2.3. Гидробионты, использованные в экспериментах по изучению 42 влияния донных отложений на изменение токсичности водной среды

2.4. Методы химического анализа, применявшиеся для оценки 44 накопления загрязняющих веществ в донных отложениях

ГЛАВА 3. РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ

3.1. Гранулометрический состав и содержание органического 46 вещества в исследовавшихся грунтах

3.2. Влияние донных отложений на изменение токсичности водной 46 среды для бентосных рачков Gammarus lacustris

3.3. Влияние донных отложений на изменение токсичности водной 48 среды для растения Lemna minor

3.4. Влияние донных отложений на изменение токсичности водной среды для планктонных рачков D magna

3.4.1. При загрязнении бихроматом калия

3.4.2. При загрязнении хлоридом меди

3.4.3. При загрязнении дибутилфталатом

3.4.4. При загрязнении фунгицидом имазалил сульфатом

3.5. Сорбционная способность донных грунтов

3.5.1. При загрязнении водной среды хромом

3.5.2. При загрязнении водной среды медью

3.5.3. При загрязнении водной среды дибутилфталатом

3.5.4. При загрязнении водной среды имазалил сульфатом 90 ЗАКЛЮЧЕНИЕ 93 ВЫВОДЫ 97 СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ 99 ПРИЛОЖЕНИЕ

Введение Диссертация по биологии, на тему "Экотоксикологическая оценка донных отложений загрязняемых водных объектов"

Донные осадки, образующиеся в результате седиментации взвешенного в воде материала и его взаимодействия с водной фазой, играют важную роль в формировании гидрохимического режима водоемов. Донные осадки представляют собой сложную многокомпонентную систему, которая, в зависимости от условий, складывающихся в водоеме, от сорбционных свойств самих отложений и от свойств веществ, которые поступают в водоемы, может быть аккумулятором химических соединений и источником их вторичного поступления в толщу воды (Кондратьева, 2000). Переход потенциально токсичных веществ в системе «вода - донные осадки» служит важным механизмом регулирования их содержания в водной толще, влияющей на качество воды и на токсичность водной среды для гидробионтов (Томилина, Комов, 2002).

Большое внимание уделяется изучению степени загрязнения донных отложений различными токсическими веществами, прежде всего, тяжелыми металлами, нефтепродуктами, пестицидами (Гапеева, Законов, 1997, Козловская, Герман, 1997, Баканов, Гапеева, 2000, Флеров, Томилина, Кливленд, 2000). Оценка качества донных отложений при этом сводится к определению содержания в них тех или иных токсических веществ методами химического анализа или же оценка их токсичности методами биотестирования. Определение загрязненности осадков проводится методами химического анализа, а оценка их токсичности может производиться методами биотестирования. Так, в настоящее время разработаны методы биотестирования донных отложений - Руководство по определению методом биотестирования токсичности вод, донных отложений, загрязняющих веществ и буровых растворов (Руководство по определению., 2002).

Между тем российским законодательством предусмотрен контроль загрязнения донных отложений при проведении государственного мониторинга водных объектов (Закон об охране окружающей среды, 2002, Закон о рыболовстве и сохранении водных биологических ресурсов, 2004,

Водный Кодекс, 2006). При этом для оценки уровней загрязнения донных отложений токсическими веществами приходится использовать зарубежные системы стандартов (Волга:., 1995).

К настоящему времени в России не существует единых нормативов содержания загрязняющих веществ в донных отложениях. Роль донных отложений никак не учитывается при разработке эколого - рыбохозяйственных ПДК, хотя попытки установить методические основы нормирования загрязнения донных отложений неоднократно предпринимались (Петрова, 1988, Временное методическое руководство., 2000, Томилина, 2000, Даувальтер, 2001, Михайлова, 2001, Анохина, 2004) и разработано «Временное методическое руководство по нормированию уровней содержания химических веществ в донных отложениях поверхностных водных объектов (на примере нефти)» (Временное методическое руководство., 2000).

Количественная оценка вклада различных донных отложений в перенос и баланс загрязняющих веществ встречает сложности, что связано с различной связывающей активностью донных грунтов, с их емкостью поглощения. Допные отложения, в зависимости от состава и происхождения, обладают неодинаковой способностью к снижению токсичности водной среды. Для различных донных отложений нормативы содержания в них определенных токсических веществ будут различаться (Анохина, 2004). Сорбционпая способность донных отложений зависит от типа грунта, т.е. от содержания в нем органических веществ, гидроксидов железа и марганца, содержания глинистой фракции, определяющих степень биодоступности металлов. При разработке таких нормативов, очевидно, следует учитывать множество факторов, влияющих на содержание загрязняющих веществ в донных осадках (гранулометрический и минералогический состав отложений, содержание органического вещества, в том числе гумусовых веществ, содержание глинистой фракции и т.д.) и их биодоступность.

В настоящей работе была предпринята попытка исследовать донные грунты разного происхождения и состава, а также оценить их способность влиять на токсичность загрязненной водной среды. В связи с этим, актуальность данной работы обусловлена необходимостью разработки подходов к нормированию содержания загрязняющих веществ в различных донных отложениях и установлению рекомендаций исследования проб при биотестировании и экохимическом мониторинге.

Целью нашей работы служило исследование влияния донных отложений разного состава на токсичность загрязняемой водной среды для гидробионтов в связи с проблемами биотестирования и нормирования загрязнения.

В процессе работы внимание было сосредоточено на решении следующих задач:

- подобрать донные грунты различного состава для модельных экспериментов в системе «загрязненная водная среда - донные отложения», исследовать некоторые их свойства и выбрать организмы для исследования этой системы;

- с помощью выбранных водных организмов исследовать способность незагрязненных донных отложений к модификации токсичности водной среды при ее загрязнении токсикантами органической и неорганической природы;

- предложить новый показатель токсического эффекта загрязняющих веществ, позволяющий дать его оценку при ограниченном числе вариант испытаний;

- оценить сорбционную способность и «защитный эффект» донных отложений с применением биотестирования и методов химического анализа.

Научная новизна. Впервые в одинаковых условиях проведена оценка влияния донных грунтов разного гранулометрического состава и с различным содержанием органического вещества па токсичность неорганических и органических загрязнителей водной среды для дафний, как представителей планктона, для ряски, как растительного объекта и для рачка гаммаруса, как организма бентоса.

Предложен новый показатель «повременной выживаемости» («ПВ»), который отражает вероятность выживания членов популяции в целом при конкретном экстремальном воздействии и может быть использован для токсикометрических оценок. По степени ослабления токсического эффекта можно косвенно судить об уровне остаточной концентрации токсиканта в растворе в присутствие донных грунтов. Величина «ПВ» может быть использована как для планктонных (в данной работе это рачки D. magna), так и для бентосных (в данной работе это рачки G. lacustris) организмов.

Заключение Диссертация по теме "Гидробиология", Медянкина, Мария Владимировна

выводы

3. Для ряски защитная эффективность от воздействия бихромата калия уменьшается в ряду от песчанистого ила к илистому песку, а от воздействия хлорида меди - в ряду от песчанистого ила к детриту.

4. Помимо свойств грунтов различие их защитной эффективности определяется свойствами загрязняющих веществ, вероятно, в частности -формой иона, в которой находится действующий компонент молекулы загрязнителя.

5. При оценках токсического эффекта на тест - объекты, наряду с традиционными показателями эффекта, может быть использован и показатель повременной выживаемости («ПВ»), характеризующий суммарную жизнестойкость выборки и отражающий вероятность выживания членов популяции при конкретном экстремальном воздействии. В частности, этот показатель оказался информативным при оценках роли донных грунтов в изменении токсичности веществ при испытаниях на ракообразных D. magna и G. lacustris.

6. Активность накопления хрома, меди, дибутилфталата донными грунтами (скорость поглощения загрязняющего вещества в мкг/г-сут) снижается от детрита к песку.

7. В большинстве испытаний защитный эффект грунтов соответствует активности поглощения ими загрязняющих веществ. Такая взаимосвязь установлена для меди (в присутствие всех грунтов), для хрома (в присутствии песчанистого ила, песка и детрита), для дибутилфталата (в присутствие илистого песка).

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Таким образом, сопоставление эффекта потенциально токсичных загрязняющих веществ на три вида тест - организмов показало, что дафнии оказываются более чувствительным объектом, чем гаммариды и ряска. С применением дафнии нагляднее выявляется изменение токсичности среды при изменении концентрации токсиканта, в частности, в связи с его перераспределением в системе «вода - донный грунт». С помощью сопоставления между собой введенных показателей (ПВ и ОПВ) и учета плодовитости (количества молодых особей, живых и мертвых), в частности, планктонных ракообразных D. magna в условиях токсического воздействия различных загрязняющих веществ была осуществлена оценка влияния различных донных грунтов на изменение токсичности водной среды. В качестве донных грунтов были выбраны образцы с разным содержанием органического вещества и имеющие разную дисперсность. Песчанистый ил и илистый песок были собраны в природных водоемах, детрит - в модельной аквариалыюй экосистеме, очищенный кварцевый песок взят из числа материалов, используемых в лабораторной биохимической практике. Эффект ослабления токсичности в присутствие донных осадков кажется явлением закономерным, однако наши опыты свидетельствуют о том, что в значительной степени это ослабление зависит от гранулометрического состава грунта, от содержания глинистой фракции, от содержания органического вещества, от природы загрязняющего вещества, и его концентрации. В конечном счете, токсичность определяется биодоступностью вещества, которая меняется в связи с переходом токсиканта в грунт или с изменением формы вещества в водной толще.

Связывающая активность песка и илистого песка по отношению к хрому невысока, и с повышением концентрации хрома быстро достигается предел связывающего потенциала грунтов. Детрит и песчанистый ил способны более активно связывать хром, и его концентрация 0,7 мг Cr/л не исчерпывает их адсорбирующей емкости.

Все исследованные грунты, за исключением песка, существенно снижали токсичность меди для рачков. Наибольший защитный эффект был выявлен для илистого песка, песчанистого ила и детрита.

Снижение защитного действия песка от токсичности хрома и меди с повышением концентрации может свидетельствовать о насыщении связывающих центров в песке.

Защитный эффект илистого песка и песчанистого ила от действия дибутилфталата существенно увеличивался при увеличении концентрации. Эффект детрита на токсичность был менее выраженным и с увеличением концентрации снижался. Связывающая активность илистого песка и песчанистого ила по отношению к дибутилфталату высока, и повышение концентрации дибутилфталата в растворе не исчерпывает поглотительной способности грунтов.

На токсичность имазалил сульфата для рачков до концентрации 1 мг/л влиял только илистый песок. Защитное действие остальных грунтов практически пе проявлялось. Проявление относительно высокого защитного эффекта детрита и песчанистого ила при концентрации 2,0 мг/л может свидетельствовать о том, что для образования комплекса имазалила с компонентами донных грунтов необходимо достижение определенного концентрационного порога токсиканта, однако содержание органической составляющей не имело существенного значения при связывании имазалил сульфата компонентами грунтов.

Дибутилфталат в большей степени поглощался грунтами, в которых содержание песчанистой фракции преобладало над содержанием глинистой.

Разная защитная эффективность грунтов от разных токсикантов определяется свойствами этих токсикантов. Так в растворах бихромата калия хром, как наиболее ядовитый элемент, входит в состав бихромат-иона, имеющего отрицательный заряд. Имазалил и медь присутствуют в растворе в виде катионов. Анион и катионы могут иметь разное сродство к компонентам грунтов, чем и определяется различное влияние грунтов на их токсичность.

Грунты защищали от токсического воздействия и ряску L. minor, но их защитная роль в большой степени определялась используемой в опытах концентрацией токсического вещества. Как правило, защитная эффективность грунтов была высокой при малых концентрациях и снижалась при повышении концентрации, по это было характерно не для всех случаев. Так, медь при наличии песка и песчанистого ила стимулировала рост ряски во всех концентрациях, детрит - в большей концентрации, илистый песок - в меньшей. Хром, в свою очередь, в присутствии песка, детрита и илистого песка снижал рост популяции ряски, а песчанистый ил стимулировал прирост ряски в двух исследованных концентрациях.

Таким образом, донные грунты влияют на токсичность загрязняющих веществ для водных организмов в зависимости от свойств самого грунта и вещества, экологических особенностей гидробионтов. Ослабление токсичности загрязнения сопровождается депонированием потенциально токсичных веществ в донных осадках, временной маскировкой их токсичности. При перемене условий такие вещества могут быть возвращены в водную толщу. Эти условия необходимо учитывать при отработке методологии установления критериев загрязнения донных грунтов, при проведении их биотестирования.

При установлении нормативов содержания загрязняющих веществ для водных экосистем целесообразно проводить исследования и с использованием некоторого набора донных грунтов (различающихся по гранулометрическому составу, содержанию глинистой фракции, органического вещества). С одной стороны целесообразно учитывать роль грунтов в изменении токсичности вредных веществ при разработке рыбохозяйственных ПДК для воды. С одной стороны присутствие грунтов при проведении опытов по изучению токсичности загрязняющих веществ может приводить к завышению нормативов, с другой стороны, при поступлении в водную среду загрязняющих веществ даже на уровне рыбохозяйственных ПДК, существует потенциальная возможность их постепенного накопления в донных отложениях, и при перемене условий в водоеме возможна десорбция токсикантов и их возвращение в водную среду уже с превышением ПДК. Поэтому важно изучать и оценивать сорбционную емкость различных донных отложений (различающихся по гранулометрическому составу, содержанию глинистой фракции, органического вещества) при поступлении токсических веществ в водную среду.

Для оценки влияния донных грунтов на биодоступность потенциальных токсикантов, тем самым — на потенциальную способность к снижению токсичности водной среды - необходимо изучение этой способности с применением не только методов химического анализа, но и, в первую очередь, методов биотестирования.

Примененный нами токсикометрический показатель повременной выживаемости оказался информативным и может найти применения и в других токсикологических исследованиях, наряду с традиционными показателями (ЛК, ЭК и др.).

Библиография Диссертация по биологии, кандидата биологических наук, Медянкина, Мария Владимировна, Москва

1. Айвазова J1.E., Старцева А.И., Цвылев О.П. Метод биотестирования водной среды с использованием одноклеточных водорослей. Методы биотестирования вод. Черноголовка. 1988. С. 18-21.

2. Айвазова JI.E., Гроздов А.О., Соколова С.А., Новосадова Т.Г., Трофимова М.Г. Метод биотестирования водной среды с использованием инфузорий. Методы биотестирования вод. Черноголовка. 1988. С. 37-42.

3. Аринушкина Е.В. Руководство по химическому анализу почв. Изд-во МГУ. 1970,-487 с.

4. Анохина O.K. Экологическое нормирование содержания загрязняющих веществ в донных отложениях Куйбышевского водохранилища. /Автореферат диссертации на соискание ученой степени кандидата химических наук, 2004, - 23 с.

5. Баканов А.И., Гапеева М.В., Томилина И.И. Оценка качества донных отложений водохранилищ Верхней Волги с использованием элементов триадного подхода//Биология внутр. вод. 2000. №1. С. 148-156.

6. Балаян А.Э., Стом Д.И. Метод биотестирования по обездвиживанию клеток водоросли дюналиеллы. Методы биотестирования вод. Черноголовка. -1988. С. 21-23.

7. Болдырева Н.М. Метод биотестирования сточных и природных вод на культуре инфузорий. Тез. сообщ. Всес.конф. «Оценка и классификация кач-ва пов. вод для водопольз.», Харьков. 1989. С. 42-43.

8. Вадюнина А.Ф., Корчагина З.А. Методы исследования физических свойств почв и грунтов. Изд. 2-е. Учебное пособие для студентов вузовспециальность агрохимия и почвоведение). М., «Высшая школа». 1973, -399 с.

9. Варшал Г.М., Кощеева И.Я., Велюханова Т.К. и др. Исследование состояния микроэлементов в поверхностных водах. В сб.: Геохимия природных вод. Л. 1985. С. 205-215.

10. Веселовский В.А., Т.В. Веселова, А.Г. Дмитриева. Метод биотестирования по определению флуоресценции водорослей с помощью портативного флуориметра. Методы биотестирования вод. Черноголовка. -1988. С. 26-29.

11. В.Виноградов К.А. Северо-западная часть Черного моря: биология и экология. Киев. Наукова думка. 2006, - 701 с.

12. Водный кодекс Российской Федерации от 03.06.2006 г. №74-ФЗ.

13. Волга: два года вместе. Общественный российско-голландский проект «Волга». Нижний Новгород. 1995, - 64 с.

14. Временное методическое руководство по нормированию уровней содержания химических веществ в донных отложениях поверхностных водных объектов (на примере нефти), Тюмень, 2000.

15. Гапеева М.В., Законное В.В., Гапеев А.А. Локализация и распределение тяжелых металлов в донных отложениях Верхней Волги // Вод. ресурсы. 1997. - Т.24. №2. С. 174-180.

16. Гедройц К.К. Учение о поглотительной способности почв. 4 изд. М, - 1933.

17. Гиль Т.А., А.Э. Балаян, Д.И. Стом. Метод биотестирования по гашению люминесценции светящихся бактерий. Методы биотестирования вод. Черноголовка. 1988. С. 15-17.

18. Голубкова Э.Г. Paramecium caudatum. Ehrenberg токсикологический тест-объект. // Гидробиол. ж. - 1978, - Т. 14, №2. С. 183-193.

19. Грушко Я.М. Соединения хрома и профилактика отравлений ими. М., Медицина, 1964.

20. Давыдов J1.K., Дмитриева А.А., Конкина Н.Г. Общая гидрология. Гидрометеоиздат. 1973, - 464 с.

21. Данильченко О.П., Н.А. Тушмалова, М.Д. Бресткина. Экспресс-метод оценки качества природной и сточной воды по функциональному состоянию инфузорий спиростом. Методы биотестирования качества водной среды. М. МГУ. 1989. С.40-46.

22. Даувальтер В.А. Оценка экологического состояния поверхностных вод Европейской Субарктики по результатам исследования донных отложений / В.А. Даувальтер // Тезисы докладов VIII Гидробиологического общества РАН.-2001.-Т.2,-с. 121.

23. Дмитриева А.Г. Метод биотестирования по определению живых и мертвых клеток водорослей с помощью люминесцентной микроскопии. Методы биотестирования вод. Черноголовка. 1988. С. 85-89.

24. Дмитриева А.Г., Т.В. Веселова, В.А. Веселовский. Биотестирование сточных вод и их компонентов и биоиндикация природных вод с использованием люминесцентных методов. Методы биотестирования качества водной среды. М. МГУ. 1989. С. 21-34.

25. Дмитриева А.Г., Кожанова О.Н., Дронина H.J1. Физиология растительных организмов и роль металлов. М.: Изд-во Московского университета, 2002, - 160 с.

26. Законнов В.В., Зиминова Н.А. Осадконакопление и аккумуляция биогенных элементов в дойных отложениях Рыбинского водохранилища // Гидрохимические исследования волжских водохранилищ. Рыбинск: Ин-т биологии внутренних вод АН СССР. 1982. С. 68-80.

27. Измеров Н.Ф. Хром и его соединения. М., ЦМП ГКНТ. 1984, - 44 с.

28. Исакова Е.Ф., Колосова JT.B. Метод биотестирования с использованием дафний. Методы биотестирования вод. Черноголовка. 1988. С. 50-57.

29. Исакова Е.Ф., Колосова JT.B. Проведение токсикологических исследований на дафниях. Методы биотестирования качества водной среды. М. МГУ. 1989. С. 51-62.

30. Итоги апробации методов биотестирования, разработанных в соответствие с планом НИОКР на 1981-85 гг. по развитию контроля природных и сточных вод. Доклад ВНТК, образованной постановлением МПТС при ГКНТ СМ СССР № 138 от 06.04.83 г. М. 1986.

31. Карпович Т.А., Колупаев Б.И., Бейм A.M. Метод биотестирования на основе регистрации дыхательной и сердечной активности рыб. Методы биотестирования вод. Черноголовка. 1988. С. 60-65.

32. Козловская В.Н., Герман А.В. Полихлорированные бифенилы и полиароматические углеводороды в экосистеме Рыбинского водохранилища // Вод. ресурсы. 1997. - т. 24. №5. С. 563-569.

33. Колосова JI.B., Данильченко О.П., Бузинова. Н.С. Использование для токсикологических исследований прудовика обыкновенного. Методы биоиндикации и биотестирования природных вод. Вып.1. JT. Гидрометеоиздат. 1987. С. 98- 103.

34. Колупаев Б.И. Метод биотестирования по изменению дыхания и сердечной деятельности у дафний. Методы биотестирования вод. Черноголовка. 1988. С. 103-104.

35. Кондратьева JI.M. Вторичное загрязнение водных экосистем // Вод. Ресурсы. 2000. Т. 27. - №2. С. 221-231.

36. Константинов А.С. Влияние загрязнения па гидрофауну. Зообентос // Волгоградское водохранилище. Саратов: Изд-во Саратов. Ун-та. 1977. С. 146153.

37. Крайнюкова А. Н. Биотестирование в охране вод от загрязнения// Методы биотестирования вод. Черноголовка. 1988. С. 4-14.

38. Крайнюкова А.Н., Рязанова А.В., Емельянеико. В.В. Метод биотестирования по реакции закрывания створок раковин двустворчатых моллюсков. Методы биотестирования вод. Черноголовка. 1988. С. 57-60.

39. Крайнюкова А.Н., Вальтер Г.А., Антонов С.В., Катриченко Г.Н. Метод биотестирования сточных вод по реакции ухода рыб из токсичной среды. Методы биотестирования вод. Черноголовка. 1988. С. 66-68.

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

41. Линник П.Н., Васильчук Т.А. Роль гумусовых веществ в процессах комплексообразования и детоксикации (на примере водохранилищ Днепра) // Гидробиологический журнал 2001. - Т. 37, - №5 — С. 98-112. - Рус.

42. Липеровская Е.С., Дрожбииа Т.М. Характеристика загрязнения р. Москвы и влияние на распределение олигохет // Процессы загрязнения и самоочищения р. Москвы. М.: Стройиздат, 1972. С. 130-139.

43. Лукьянов А.С., Сидоров С.С. Метод биотестирования токсичности водной среды по оптомоторной реакции рыб. Методы биотестирования водной среды. М. МГУ. 1989. С. 96-106.

44. Лысенко Н.Л. Биоиндикация и биотестирование водных экосистем // Биология в школе. 1996. № 5. С. 12-15.

45. Манская С.М., Дроздова Т.В. Геохимия органического вещества М.1964, -315 с.

46. Маторин Д.Н., Вавилин Д.В., Попов И.В., Венедиктов П.С. Метод биотестирования природных вод с применением регистрации замедленной флуоресценции микроводорослей. Методы биотестирования качества водной среды. М. МГУ. 1989, С. 10-20.

47. Методические основы оценки и регламентирования антропогенного влияния на качество поверхностных вод. / под ред. А.В. Караушева, изд. 2-е. Ленинград: Гидрометеоиздат, 1987, С. 70-72.

48. Методическое руководство по биотестированию воды (РД 11802-90). Госкомприроды СССР, М. 1991.

49. Методические указания по установлению эколого-рыбохозяйственных нормативов (ПДК и ОБУВ) загрязняющих веществ для воды водных объектов, имеющих рыбохозяйственнс^ значение / под ред. О.Ф. Филенко, С.А. Соколовой. М.: Изд-во ВНИРО, 1998. - 145 с.

50. Михайлова Л.В., Акатьева Т.Г., Рыбина Г.Е. Токсичность и генетическая опасность донных отложений малых рек в районе нефтедобычи //Тез. Докл. 1-го съезда токсикологов России. 17-20 ноября 1998 г. М., 1998. С. 300.

51. Михайлова JT.B. Разработка нормативов загрязняющих веществ в донных грунтах (на примере нефти)/ Л.В. Михайлова// VII Съезд гидробиологического общества РАН: тезисы докладов. Калининград, 2001. -с. 152-153.

52. Мур Дж., Рамамурти С. Тяжелые металлы в природных водах: контроль и оценка влияния. М., Мир, 1987, 288 е., с. 72-87.

53. Нахшина Е.П. Микроэлементы в водохранилищах Днепра. Киев: Наукова Думка. 1983.

54. Нахшина Е.П. Тяжелые металлы в системе «вода донные отложения» водоемов (обзор). // Гидробиологический журнал, - 1985. - Т. 21, №2. с. 80-90.

55. Никаноров A.M., Жулидов А.В. Биомониторинг металлов в пресноводных экосистемах. Л.: Гидрометеоиздат, 1991. 311с.

56. Оксиюк О.П., Плазий Е.П., Меленчук Г.В. Роль песчаного грунта в процессах самооочищения воды от органического вещества // Гидробиологический журнал. 2004. - Т. 40, №1 - с. 63-73 .

57. Патин С.А. Экологические проблемы освоения нефтегазовых ресурсов морского шельфа. М.: Изд-во ВНИРО. 1997, - 349 с.

58. Патин С.А., Морозов Н.П. Микроэлементы в морских организмах и экосистемах. М.: Пищепромиздат. 1981, - 220 с.

59. Перевозников М.А., Богданова Е.А. Тяжелые металлы в пресноводных экосистемах. С-Пб.- 1999, 228 с.

60. Перельман А.И. Биокосные системы Земли, Изд-во «Наука». -1977.- 160 с.

61. Перельман А.И. Геохимия природных вод. / под ред. А.И. Перельмаиа. Человек и окружающая среда.: Наука, 1982, - 164 с.

62. Перечень рыбохозяйственных нормативов: предельно допустимых концентраций (ПДК) и ориентировочно-безопасных уровней воздействия (ОБУВ) вредных веществ для воды водных объектов, имеющих рыбохозяйственное значение. М.: Изд-во ВНИРО, 1999. - 304 с.

63. Петрова И.В. Экспериментальное исследование влияния загрязненного дизельным топливом ила на гидрохимический режим и бентос (на примере Asellus aquaticus). JI.: Изв. ГосНИОРХ, 1981. Вып. 173, С 102-107.

64. Петрова И.В. Способ расчета наибольших недействующих концентраций загрязняющих веществ для донных отложений. Влияние биологически активных веществ на гидробионтов / И.В. Петрова // Сборник научных трудов. 1988. - Вып. 287. - с. 79-87.

65. Пожаров А.В., Папутская Н.И., Титаренко Ю.Н., Лебедев В.Ф., Захаров И.С. Метод биотестирования по хемотаксической реакции парамеций. Методы биотестирования вод. Черноголовка. 1988. С. 99-102.

66. Потапова Н.А., Т.В. Королевская. Биотестирование токсичности вод на основе учета ростовой реакции бактериальных культур. Методы биоиндикации и биотестирования природных вод. Вып.1. Л.: Гидрометеоиздат. 1987. С. 103-109.

67. Родюшкин И.В. Формы нахождения тяжелых металлов в воде озера Имандра. В кн.: Пробл. химич. и биологич. мониторинга экологич. состояния водных объектов Кольского Севера., Апатиты. - 1995, - с. 55-64.

68. Руководство по определению методом биотестирования токсичности вод, донных отложений, загрязняющих веществ и буровых растворов. М.: РЭФИА, НИА - Природа. - 2002, - 118 с.

69. Сейсума З.К., Куликова И.Р., Вадзис Д.Р., Легздиня М.Б. Тяжелые металлы в морских гидробионтах. 1978.

70. Серавин Л.Н. Влияние растворов химических веществ на фагоцитоз Paramecium caudatum. Вестн. Ленингр. ун-та. Биология. - 1957, № 3, Вып.1, -С. 85-99.

71. Сергеев Е.М. Грунтоведение. 2-е изд. М.: Изд-во МГУ. 1959.

72. Степанова Н.Ю. Экологические критерии нормирования нагрузки на водоем в условиях его загрязнения возвратными водами: Автореф. дисс. . канд. биол. наук. / Н.Ю. Степанова. Каз. гос. ун-т. Казань, - 1999, - 22 с.

73. Томилина И.И. Эколого-токсикологическая характеристика донных отложений водоемов северо-запада России. / Автореф. дисс. . канд. биол. паук. 2000,-21 с.

74. Томилина И.И., Комов В.Т. Донные отложения как объект токсикологических исследований (обзор). Биология внутренних вод. 2002, №2,- С. 20-26.

75. Тушмалова Н.А., Данильченко О.П., Бресткина М.Д. Метод биотестирования природных и сточных вод по уровню двигательной активности инфузории спиростомы. Методы биотестирования вод. Черноголовка. 1988. С. 44-46.

76. Ульянова И.П., Татаренко У.С., Леонова Л.И. О методе оценки токсичности сточных вод с участием микроорганизмов. Тез. сообщ. Всес. копф. «Оценка и классификация кач-ва пов. вод для водопольз.». Харьков. -1979,- С. 181-184.

77. Федеральный закон «Об охране окружающей среды» от 10.01.2002 г. №7-ФЗ.

78. Федеральный закон «О рыболовстве и сохранении водных биологических ресурсов» от 20.12.2004 г. №166-ФЗ.

79. Фельдман М.Б., Нахшина Е.П. К вопросу о роли донных отложений в самоочищении водоемов от ионов цинка // Санитарная гидробиология и водная токсикология. Киев. 1968. -Т. 2. С. 190—196.

80. Флеров Б.А., Томилина И.И., Кливленд J1. и др. Комплексная оценка состояния донных отложений Рыбинского водохранилища // Биология внутр. вод. 2000. №2. С. 148-156.

81. Цаценко JI.B., Малюга Н.Г. Методика биотестирования почвы на основе ряскового теста в агроэкологическом мониторинге. Краснодар, 2003. -43 с.

82. Щербаков Ю.А., Котляров С.Г. Роль биоиндикации в оценке степени загрязненности водоемов при натуральных исследованиях и лабораторном моделировании // Теоретические вопросы биотестирования. Волгоград. 1983. С. 82-86.

83. Щербань Э.П. Экспериментальная оценка токсичности дунайской воды для Daphnia magna straus. Гидробиологический журнал. 1982. - Т. 18, №2-с. 82-87.

84. Юрин В.М. Электроальгологический способ контроля загрязнения природных вод. Методы биотестирования вод. Черноголовка. 1988. С.63-71.

85. Юрин В.М., Плакс А.С., Кудряшов. А.П. Метод биотестирования по данным электрической реакции клеток харовых водорослей. Методы биотестированию вод. Черноголовка. 1988. С.33-37.

86. Alloway В. J. Sorption of trace metals by humic materials in soil. In: B.J. Alloway (Ed.). Heavy metals in soils. Blackie, Glasgow. -1990.

87. Alloway, B. J. Heavy metal dynamics in sediments and estuarine water. In: R. M. Haison(Ed). Understanding Our Environment. 2nd Edition. Royal Society of Chemistry, Cambridge. 1992.

88. Bachman R.W. Zinc-65 in studies of the freshwater zinc cycle // Radioecology. N.-Y. Reinhold Publ. Corp. maschinstor. 1963. P. 485-496.

89. Baudo Renato, Rossi Daria, Beltrami Monica. In situ toxicity testing of Lake Orta sediments // J. Limnol. 2001. - 60. №2. - P. 277-284.

90. Baun, A., Nyholm, N., Stoyanov, J.V., Kusk, K.O. Application of algal tests on soil suspensions for assessing potential bioavailable toxicity. In: In Situ and

91. On-site Bioremediation, New Orleans. 1997, April 28-May 1, Vol. 4, pp. 1-6. Battelle Press, Columbus, OH.

92. Becker D.S., T.C. Ginn, Effects of storage time on toxicity of sediments from Puget Sound, Washington. Environ. Toxicol. & Chem. 1995. - 14. № 5. pp. 829-835.

93. Bernes C. Persistent organic pollutants A Swedish perspective to an international problem, Swedish Environmental Protection Agency Publishing. -1998.

94. Boehm P.D., Fiest D.L. Subset face distributions of petroleum from an offshore well biowout // Environ. Sci. and Technol. 1982. V. 16. - P.67-74.

95. Booij K. Distribution of hydrophobic contaminants between sediment, water and colloids in bath incubations / K. Booij // Bull Environ Contam. Toxicol. -1993.-50.-P. 205-211.

96. Borgmann U., Norwood W.P. Metal bioavailability and toxicity through a sediment core // Environmental Pollution. 2002. - 116, №1. - P. 159-168.

97. Boudou A., Georgescauld D. and Desmazes J. P. In: J. D. Nriagu (Ed.). Aquatic toxicology. Wiley, New York. 1983.

98. Brezonik, P. L. Chemical kinetics and process dynamics in aquatic systems. Lewis Publishers. Baco Raton Ann Arbor London Tokyo. 1993.

99. Brown G.E., Jr., Foster A.L., and Ostergren J.D. Mineral surfaces and bioavailability of heavy metals: A molecular-scale perspective. Proc. Natl. Acad. Sci. USA. - 1999. - March 30; 96(7). - P. 3388-3395.

100. Bryan, G.W. The effects heavy metals (other than mercury) on marine and estuarine organisms. Proceedings of the Royal Society London 1971.- 177, -P. 389.

101. Buffle J. Natural organic matter metal-organic interactions in aquatic systems, In: Sigel (Ed). Circulation of metals in the environment. Metal ions in Biological systems 18 M. Dekker. 1984. - p.l65-221.

102. Burton G.A. Assessing sediment quality. Sediment toxicity assessment, Lewis Publishers. 1992.

103. Carr R.S., Long E.R., Windom H.L., Chapman D.C., G. Thursby, G.M. Sloane, D.A. Wolfe. Sediment quality assessment studies of Tampa Bay, Florida. Environ. Toxicol. & Chem. 1996. 15 № 7. - pp. 1218-1231.

104. Carter J.A., R.E. Mroz, K.L. Tay and K.G. Doe An Evaluation of the Use of Soil and Sediment Bioassays in the Assessment of Three Contaminated Sites in Atlantic Canada. Water Quality Research Journal of Canada, 1998, 33 № 2. - pp. 295-317.

105. Cheung Y.H., A. Neller, K.H. Chu, N.F.Y. Tam, C.K. Wong, Y.S. Wong, M.H. Wong. Assessment of sediment toxicity using different trophic organisms. Archives of Environ. Contam. & Toxicol. 1997, 32 N 3. - pp. 260-267.

106. Cahill R.A., Autrey A.D., Anderson R.V., Grubaugh J.W. Improved measurement of the organic carbon content of various river components // J. Freshwater Ecol. 1987. V.4. - P. 219-223.

107. Conrad, A. U., R. J. Fleming, et al. Laboratory and field response of Chironomus riparius to a pyrethroid insecticide. Water research 33 (7). 1999. - P. 1603-1610.

108. Cowgill, V. M. The hydrogeochemical of Linsley Pond, North Branford. Part 2. The chemical composition of the aquatic macrophytes. Archiv fur Hydrobiologie 45 (1).- 1974. P. 1-119.

109. Cubbage J., Batta D., Briedenbach S. Creation and analysis of freshwater sediment quality in Washington State // Environmental Investigations and Laboratory Services Program. Washington Department of Ecology. Olympia, WA. - 1997.-P. 98.

110. Dabrowska, H., S. W. Fisher. "Dietary uptake efficiency of 2,2',4,4',5,5'-hexachlorobiphenyI in yellow perch and rainbow trout: role of dietary and body lipids." Environmental Toxicology and Chemistry 18(5). 1999. - P. 938945.

111. Decho A.W., Luoma S.N. Humic and fulvic acids: sink or source in the availability of metals to the marine bivalves Macoma balthica and Potamocorbola amurensis. Mar. Ecol. Progr. Ser. 108. 1994. - P.133-145.

112. Denny P. Solute movement in submerged angiosperms. Biological Review 55.- 1980.-P. 65-92.

113. Denny P. Mineral cycling by wetland plants a review. Archiv fur Hydrobiologie Beih. 27. - 1987. P. 1-25.

114. Eisenreich S.J., Looney B.B., Thornton. J.D. Airbone organic contaminants in the Great Lakes ecosystem // Environ. Sci. and Technol. 1981. V.15. P.30-38.

115. Florence, Т. M., Lumsden B. J. and Fardy J. J.Annals of Chimica Acta 281.- 1983.-p. 219.

116. Freidig, A.P., E. Artola Garicano. Estimating impact of humic acid on bioavailability and bioaccumulation of hydrophobic chemical in guppies using kinetic solid-phase extraction. Environmental Toxicology and Chemistry 17 (6). -1998.-P. 998-1004.

117. Gachter R., Lum-Shue-Chau K., Chan Y.K. Complexing capacity of the nutrient medium and its relation to inhibition of algae photosynthesis by copper // Hydrobiol. 1973. Vol. 35 № 2. - P.252-261.

118. Gop K.M., Parkerton T.F., Rodgers J.H. et al. Comparative toxicity and speciation of two hexavalent chromium salts in acute toxicity test// Environ. Toxicol. Chem. 1987. Vol. 6. № 9. - P. 697-703.

119. Gunnarsson, J. S., M. E. Granberg, et al. "Influence of sediment-organic matter quality on growth and polychlorobiphenyl bioavailability in echinodermata (Amphiura filiformis)." Environmental Toxicology and Chemistry 18(7).- 1999.-P. 1534-1543.

120. Hakanson L., Jansson M. Principles of Lake Sedimentology. // Springer Verlag, Berlin Hammer, D. A. and Bastian R. K. Wetland ecosystems

121. Natural water purifiers. In: D. A. Hammer (Ed.). Constructed wetlands for waste water treatment. Lewis Publishers, USA. 1989.

122. Hall N.E., J.F. Fairchild, T.W. LaPoint, P.R. Heine, D.S. Ruessler, C.G. Ingersoll. Problems and recommendations in using algal toxicity testing to evaluate contaminated sediments. J. of Great Lakes Res. 1996, 22 № 3. - pp. 545556.

123. Harvey H W. Recent advance in the chemistry and biology of the sea water. Cambridge Univ. Press. 1945.

124. Heylen S., De Pauw N. Mentum deformities in Chironomus larvae for assessment of freshwater sediments in Flanders, Belgium // Verh. / Int. Ver. theor. und angew. Limnol. 2002. - 28. ч. 2 - P. 781-785.

125. Heida H. van der Oost R. Sediment pore water toxicity testing. Water Sci. and Technol. 1996, 34 (7-8). - pp. 109-116.

126. Hodson P. V., Bosgmann V. and Shear P. Toxicity of copper to aquatic biota. In: J. O. Briagu (Ed). Copper in the Environment, 2. Health effects. Wiley-Interscience Publishers New York. 1979. - p. 307-372.

127. Hutchinson G.E. A treatise of Limnology (Geography, Physics and Chemistry). N.-Y. 1957.

128. International symposium on new microbiotests. Abstract book. Persoone, G. & I. Holoubek (eds.), June 1-3 1998, Brno, Czech Republic. University of Gent, Belgium and Masaryk University Czech Republic. 1998.

129. Janssen, C. Alternative assays for routine toxicity assessments: a review. In: G. Schbbrmann & F. Markert (Eds). Ecotoxicology. John Wiley & Sons, Inc. and Spektrum Akademischer Verlag. 1998. - pp. 813-839.

130. Jenne F.A. Controls of Mn, Fe, Co, Ni and Zn concentration in soil and water; the significant role of hydrous manganese and iron oxides // Trace inorganic in water. Advances in Chem. Washington. 1968. № 73. - P. 337387.

131. Jonasson, A. New devices for sediment and water sampling. Mar. Geol. 1977. - P. 1413-1421.

132. Jurinak J.J., Bauer N. Thermodynamics of zinc adsorption on calcite, dolomite and magnesium type minerals // Soil Sci. Soc. Amer. Prot. 1956. Vol. 20. P. 466—471.

133. Kemble N.E., Dwyer F.J, Ingersoll C.G. et al. Tolerance of freshwater test organisms to formulated sediments for use as control materials in whole-sediment toxicity tests // Environ. Toxicol, and Chem. 1999. V. 18. №2. - P. 222230.

134. Kloke, A., Sauerbeck, D. R. and Vetter, H. In: J. O. Nriagu (Ed.). Changing metal cycles and human health, springer-Verlag, Berlin. 1984.

135. Kunkel, R. and Manahan, S. E. Atomic absorption analysis of strong heavy metal chelating agents in water waste water. Annals of Chemistry, 45, 1973. -P. 1465.

136. Kukkonen, J., Oikari A. Bioavailability of organic pollutants in boreal waters with varying levels of dissolved organic material. Water research 25 (4). -1991.-p. 455-463.

137. Kylin H., J. Kreuger, et al. Angaende behovet av miljokemisk kompetens kring bekampningsmedel I Sverige (in Swedish). Departments of Environmental Assessment and Soil Sciences. Uppsala, Swedish University of Agricultural Sciences: 5. 1998.

138. Lawrence S.G., Ed. Manual for the culture of selected Freshwater invertebrates. Can. Spec. Publ. Fish. Aquat. Sci. 54. 1981. - P. 169.

139. Lappanen M. The role of feeding behaviour in bioaccumulation of organic chemicals in benthic organisms. Ann. Zool. Fennici 32. 1995. - P. 247255.

140. Leckie J. O. and Davis J. A. Aqueous environmental chemistry of copper. In: J. O. Nriagu (Ed.). Copper in the environment. I. Ecological Cycling. Wiley-Interscience Publisher, N.Y. 1979. - p 89-122.

141. MacDonald D.D. Development and Evaluation of Consensus-Based Quality Guidelines for Freshwater Ecosystem / D.D. MacDonald, C.C. Ingersoll, T.A. Berger // Arch. Environ. Contam. Toxicol. 2000. - V.39. - P.20.

142. Mantoura, R. F. C. and Riley, J. P. The use of gel filtration in the study of mental binding by human acids and related components. Analytica Chimica Acta, 78.- 1975.-P. 193-200.

143. Matagi, S.V. Swai, D. and Mugabe, R. Heavy Metal Removal Mechanisms in Wetlands. Afr. J. Trop. Hydrobiol. Fish. 8. 1998. - p. 23-25.

144. Merritt, R.W., and K.W. Cummins. An introduction to the aquatic Insects of North America Dubuque, IA: Kendall / Hunt. 1984.

145. Mertz, W and Cornazer, T. Newer Trace elements in nutrition. Dekker, New York.-1971.

146. Morgan W.S.C. Fishing for toxicity: biological automonitor for continuous water quality control. Effluent and water treat. J. 1976, 16, № 9, pp.471-472,474-475.

147. Pastorok R., Peek D.C., Sampson J., Jacobson M. Ecological risk assessment for river sediments contaminated by creosote. Environ. Toxicol. & Chem.- 1994, -13, № 12. pp. 1929-1941.

148. Patrick W. H., Gambrell R. P. and Khalid R. A. Physiochemical factors regulating solubility and bioavailability of toxic heavy metals in contaminated Dredged Sediments. Utrech Plant Ecology News Report 11. 1990. -P. 44-51.

149. Pennak R.W. Freshwater invertebrates of the United States: Protozoa to Mollusca, 3rd Ed. New York: John Wiley&Sons. 1989.

150. Persaud D. Guidelines for the protection and management of aquatic sediment quality in Ontario. / D. Persaud, R. Jaagumagi, A. Hayton. Water Resources Branch, Ontario Ministry of the Environment, Toronto. — 1993. - 27 p.

151. Pimentel, D. Amounts of pesticides reaching target pests: environmental impacts and ethics. Journal of Agricultural and Environmental Ethics 8,- 1995.-P. 17-29.

152. Roddie B.D., Thain J.E. Biological effects of contaminants: Corophium sp. sediment bioassay and toxicity test // ICES Techn. Mar. Environ. Sci.- 2002. № 28. - C. 1-19.

153. Schlekat, С. E., A. W. Decho. "Bioavailability of particle-associated silver, cadmium, and zinc to the estuarine amphipode Leptocheirus plumulosus through dietary ingestion." Limnology and Oceanography 45(1). 2000. - P. 11-21.

154. Shea D. Deriving sediment quality criteria // Envir. Sci. Technol. -1988. V. 22.-P. 1256.

155. Sherry J., B. Scott, B. Dutka. Use of various acute, sublethal and early life-stage tests to evaluate the toxicity of refinery effluents. Environ. Toxicol. & Chem. 1997, 16,№ ll.-pp. 2249-2257.

156. Sposito, G. In: I. Thornton (Ed). Applied Environmental Geochemistry. Academic Press, London. 1983.

157. Slooff W., D. de Zwart, J.M. Macquenie. Detection limits of a biological monitoring system for chemical water pollution based on mussel activity. Bull. Envir. Cont. and Tox. 1983. 30, № 4. - pp. 400-405.

158. Smith-Sonneborn J„ G.L. Fisher, R.A. Palizzi, C. Herr. Mutagenicity of cool fly ash: a new bioassay for mutagenic potential in a particle feeding ciliate. -Envir. mutagen. 1981, 3, - pp. 239 - 252.

159. Stortelder P.B.M., С van der Guchte Hazard assessment and monitoring of discharges to water: concepts and trends. // European Water Pollution Control. 1995.-V. 5.-№5.

160. Suedel B.C., Rogers J.H.Jr. Development of formulated reference sediments for use in freshwater and esturine tests // Environ. Toxicol. Chem. 1994. V. 13. - P. 1163-1175.

161. Sodarmann, Thistle D. A microcosm system for the study of pollution effects in shallow, sandy, subtidal communities / Environmental Toxicology and Chemistry. 2003.-22. №9. -P. 1093-1099.

162. Swartz R. C., Kemp P. F., Schults D. W., Ditsworth G. R., Ozretich R. J. Acute toxicity of sediment from Eagle harbor, Washington, to the infaunal amphipod Rhepoxynus abronius. Environ. Toxicil. and Chem. 1989, 8, № 3, - p. 215-222.

163. Tinsley I.J. Chemical concepts in pollutant benavior. N.Y., - 1978,281 p.

164. Thain J., Bifield S. Biological effects of contaminants: Sediment bioassay using the polychaete Arenicoia marina // ICES Techn. Mar. Environ. Sci. -2002. № 29. - C. 1-16.

165. Wepener V. Application of equilibrium partitioning method to derive cooper and zinc quality criteria in water and sediment: A South African perspective / V. Wepener, J.H.J, van Vuren, H.H. du Preez // J. Water SA. 2000. - V.26. - №1. -P. 97.

166. Widenfalk Anneli. Pesticide bioavailability in aquatic sediments a literature review. / Department of EnvironmentalAssessment Swedish University of Agricultural Sciences. - 2002.

Информация о работе

Медянкина, Мария Владимировна
кандидата биологических наук
Москва, 2007
ВАК 03.00.18

Диссертация

Экотоксикологическая оценка донных отложений загрязняемых водных объектов - тема диссертации по биологии, скачайте бесплатно

Автореферат

Похожие работы