Чувствительность лабораторных тест-организмов к бихромату калия в природной воде р. Москвы

全文:

Один из важнейших методов оценки качества воды рыбохозяйственных водоемов – биотестирование с использованием стандартных тест-объектов. Оценка чувствительности лабораторной культуры тест-организмов к модельному токсиканту – обязательная составляющей подготовки к биотестированию, поскольку позволяет контролировать соблюдение условий проведения биотестирования и обеспечивает воспроизводимость результатов. Для каждого тест-объекта методики биотестирования регламентируют использование стандартных сред для культивирования, имеющих установленный состав или свойства. В особых случаях, например при разработке нормативов качества воды водных объектов рыбохозяйственного значения с учетом природных особенностей водного объекта (региональных ПДК), методика предусматривает проведение биотестирования на природной воде данного региона [3]. Химический состав природной воды может значительно отличаться от стандартных лабораторных сред. Широко известно, что на токсичность загрязняющих веществ для гидробионтов могут заметно влиять различные вещества, присутствующие в воде, в том числе растворенное органическое вещество [9, 10, 12], металлы [7, 8, 16, 17], гуминовые кислоты [13].

Цель настоящей работы – установление закономерностей изменения чувствительности лабораторных тест-организмов к модельному токсиканту в природной воде, отобранной в р. Москве в разные сезоны года в точках с разным уровнем антропогенной нагрузки.

Материалы и методы

Материалом для исследования послужили пробы воды, отобранные в р. Москве в 2021 г.: в период зимней межени (1-й квартал), в период весеннего половодья (2-й квартал), в период летней межени (3-й квартал) и в осенний период до начала процессов льдообразования (4-й квартал). Пробы отбирали на всем протяжении р. Москвы от верховьев (д. Барсуки) до устья (г. Коломна). Схема расположения точек отбора проб приведена на рис. 1. В точках 1, 3–6, 9–11, 13 и 15 отбирали пробы на биотестирование и гидрохимический анализ, в остальных точках проводили только гидрохимические исследования. Краткое описание мест отбора проб на биотестирование дано в табл. 1.

 

Рис. 1. Картосхема территории расположения точек отбора проб воды в р. Москве (г. Москва и Московская обл.) в 2021 г. Черные кружки – отбор проб на биотестирование и гидрохимический анализ, белые кружки – только гид рохимические исследования.

 

В отобранных пробах определяли ряд гидрохимических показателей, из которых для анализа были выбраны следующие: рН воды; общая жесткость; минерализация; концентрации главных ионов (К, Na, Ca, Mg, Cl, SO₄, HCO₃), кремния, аммонийного азота (N–NH₄), нитритного азота (N–NO₂), нитратного азота (N–NO₃), фосфора фосфатов (P–PO₄), растворенного органического углерода (С_орг), органических форм фосфора (P_орг), нефтепродуктов и тяжелых металлов (Mn, Cu, Fe). Растворенный органический углерод определяли методом каталитического высокотемпературного сжигания при 680˚C на анализаторе “Simadzu TOC–V_CPH”, нефтепродукты – флуориметрическим методом на анализаторе жидкости “Флюорат 02–3М”, тяжелые металлы – атомно-абсорбционным методом на спектрометре “Квант-Z.ЭТА”. Содержание главных ионов определяли методом капиллярного электрофореза на приборе “Капель-104Т”, анализ биогенных элементов выполняли спектрофотометрическими методами.

Используемые в работе тест-объекты – одноклеточные водоросли Scenedesmus quadricauda (Turh.) Breb., ракообразные Daphnia magna Straus и аквариумные рыбы Poecilia reticulata Peters – широко используются в экологической токсикологии, в том числе при разработке нормативов качества воды для водных объектов рыбохозяйственного значения. Оценку острой токсичности проб воды по выживаемости дафний и рыб за 96 ч и росту численности водорослей за 72 ч проводили методом биотестирования [4]. За критерий наличия острой токсичности в пробе принято снижение исследуемого показателя на ≥50% относительно контроля.

 

Таблица 1. Точки отбора проб воды в р. Москве (г. Москва и Московская обл.) в 2021 г. (“+” – проведен отбор проб на биотестирование и гидрохимический анализ; в точках 2, 7, 8, 12 и 14 проводили только гидрохимические исследования)

Точки отбора проб	Даты отбора проб				Краткое описание мест отбора проб
	1-й квартал	2-й квартал	3-й квартал	4-й квартал
1	–	+	+	+	д. Барсуки
3	–	+	–	–	п. Старая Руза
4	–	–	+	+	Русло реки на границе д. Бережки и пос. Дома отдыха Тучково
5	+	–	–	–	г. Звенигород
6	+	+	+	+	с. Петрово-Дальнее
9	–	+	+	+	г. Москва, район Печатники
10	+	+	+	–	г. Москва, Курьяново; вниз по течению от водовыпуска Курьяновских очистных сооружений
11	–	–	+	+	Городской округ Дзержинский
13	+	–	+	+	г. Бронницы, район Москворечье
15	–	–	+	+	Городской округ Коломна

 

В качестве среды для содержания и культивирования дафний и рыб использовали водопроводную воду, отстоянную в течение 10–14 дней при постоянной аэрации.

Средой для культивирования водорослей служила среда Прата.

Чувствительность дафний и рыб оценивали по величине ЛК₅₀ (полулетальной концентрации) модельного токсиканта бихромата калия (K₂Cr₂O₇), чувствительность водорослей оценивали по величине ЭК₅₀ (полуэффективной концентрации) модельного токсиканта. Нормативный диапазон чувствительности к бихромату калия для водорослей составляет 1.3–2.5 мг/дм³ за 48 ч, для дафний 0.9–2.5 мг/дм³ за 24 ч и для рыб 106.0–175.0 мг/дм³ за 24 ч [4].

Чувствительность тест-объектов определяли с использованием отобранных проб воды в качестве сред для приготовления тестируемых растворов токсиканта; параллельно определяли чувствительность тест-объектов с использованием стандартных сред в соответствии с принятой методикой [4].

Для оценки чувствительности дафний исследовали действие бихромата калия в концентрациях 1, 2 и 3 мг/дм³. В опытах использовали стеклянные стаканы объемом 100 мл, в которые помещали по 10 рачков. Повторность в опыте и контроле была трехкратная. Длительность эксперимента составляла 24 ч. В эксперименте рачков не кормили.

Для оценки чувствительности рыб исследовали действие бихромата калия в концентрациях 50, 100, 150, 200, 250 и 300 мг/дм³. В опытах использовали стеклянные стаканы объемом 5 дм³, в которые помещали по 10 особей. Повторность в опыте и контроле была трехкратная. Длительность эксперимента составляла 24 ч. В эксперименте рыб не кормили.

Для оценки чувствительности водорослей исследовали действие бихромата калия в концентрациях 1.0, 1.5, 2.0, 2.5, 3.0 мг/дм³. В опытах использовали колбы объемом 100 мл (рабочий объем 50 мл). Повторность в опыте и контроле была трехкратная. Длительность эксперимента составляла 48 ч. Численность клеток водорослей определяли по флуоресценции хлорофилла с помощью флуориметра “Флюорат 02–3М”. В качестве дополнительного показателя состояния популяции микроводорослей вычисляли среднюю логарифмическую скорость роста за 3 сут [2] как отношение разности логарифмов численностей клеток в начале и конце экспозиции к длительности экспозиции (сут):

 ${\mu }_{i-j}=\frac{\ln X_j -\ln X_i}{t_j -t_i} ,$(1)

µ – средняя скорость роста от момента времени t_i до момента t_j; X_i – численность клеток в момент t_i; X_j – численность клеток в момент t_j.

Обработку данных проводили в статистической среде R [14], в том числе с помощью библиотеки drc (версия 3.0–1), предназначенной для анализа зависимостей доза–эффект [15]. Для расчета величины ЛК₅₀ выбрана логнормальная регрессионная модель с двумя параметрами (верхняя и нижняя асимптоты равны 1 и 0 соответственно):

$f\left(x\right)=\Phi \left\{ b\left(\log \right(x)-\log (e\left)\right)\right\} .$ (2)

Для расчета полуэффективной концентрации (ЭК₅₀) выбрана логнормальная регрессионная модель с тремя параметрами (нижняя асимптота принята равной нулю):

 $f\left(x\right)=d\Phi \left\{b\left(\log \right(x)-\log (e\left)\right)\right\} .$(3)

В формулах (2) и (3) Ф – кумулятивная функция плотности для стандартного нормального распределения, e – определяет положение точки перегиба сигмоидной кривой и соответствует ЛК₅₀ или ЭК₅₀, b – коэффициент угла наклона в области точки перегиба, d – верхняя асимптота сигмоидной кривой.

Наличие статистической связи между изучаемыми показателями оценивали с помощью ранговой корреляции (Спирмена).

Следует отметить, что жесткость и минерализацию рассчитывали с использованием концентраций главных ионов. Поскольку эти данные расчетные и не являются статистически независимыми, при анализе корреляционных связей гидрохимических показателей в качестве поправки на множественные сравнения был принят уровень значимости 0.001 вместо общепринятого 0.05.

Результаты

Биотестирование проб воды на Daphnia magna показало, что во всех исследованных пробах выживаемость рачков за 96 ч составила 100%, кроме единственного отклонения – в точке 10 в 1-м квартале гибель дафний составила 17%. Точка 10 находится по течению ниже сброса очищенных сточных вод Курьяновских очистных сооружений.

Таким образом, во всех исследованных пробах не выявлена острая токсичность для Daphnia magna.

На рыбах Poecilia reticulata проводили биотестирование проб воды, отобранных в точке 10 в 1-м, 2-м и 3-м кварталах. Во всех исследованных пробах острая токсичность для рыб не выявлена.

Биотестирование проб воды на Scenedesmus quadricauda показало, что в течение года менялась средняя логарифмическая скорость роста водорослей µ (1): наибольшая наблюдалась весной (рис. 2). Коэффициент корреляции Спирмена между скоростью роста и датой эксперимента равен –0.77, и эта связь статистически значима (р < 0.001). В контрольных культурах (в среде Прата) наблюдалась подобная корреляция, но более слабая и статистически незначимая – коэффициент корреляции равен –0.50 (р = 0.083).

 

Рис. 2. Пространственная и сезонная изменчивость средней логарифмической скорости роста водорослей µ в исследованных пробах воды.

 

Пространственная изменчивость скорости роста практически отсутствовала, коэффициент корреляции между скоростью роста и положением точки отбора равен 0.16 (р = 0.529).

Средняя логарифмическая скорость роста почти во всех пробах была выше, чем в контроле (рис. 3), что, очевидно, объясняется более высоким содержанием биогенных элементов в природной воде по сравнению со средой Прата. Относительная скорость роста (выраженная в долях от контроля (%)) также демонстрирует статистически значимую сезонность – коэффициент корреляции равен –0.59 (р = 0.010). Для двух проб наблюдали заметно отклоняющиеся значения – это повышенная скорость роста в точке 6 весной и низкая скорость роста в точке 9 осенью.

 

Рис. 3. Cезонная изменчивость относительной скорости роста водорослей в исследованных пробах воды (пунктир – линейная тенденция, горизонтальная линия – уровень контроля).

 

Вследствие повышенной скорости роста численность водорослей через 72 ч эксперимента также оказалась выше, чем в контроле, практически во всех пробах (рис. 4). Эффект стимуляции осенью был ниже, чем весной. Единственный случай угнетения роста водорослей – это точка 9 осенью, где численность была ниже, чем в контроле, на 32%.

 

Рис. 4. Численность водорослей, достигнутая за 72 ч, в исследованных пробах воды. Пунктир – линейная тенденция, горизонтальная линия – уровень контроля.

 

Таким образом, во всех исследованных пробах не выявлена острая токсичность для Scenedesmus quadricauda.

Чувствительность Daphnia magna к стандартному токсиканту в целом оказалась в пределах нормативного диапазона чувствительности для данного тест-объекта – в 16 пробах из 24 значения ЛК₅₀ (24 ч) – 0.9–2.5, в трех пробах >2.5 и в пяти пробах <0.9 мг/дм³. В четырех из них во всем исследованном диапазоне концентраций модельного токсиканта наблюдалась полная гибель рачков и вычислить точное значение ЛК₅₀ было невозможно, однако очевидно, что оно значительно <1 мг/дм³. Эти пробы были отобраны в точках 1 (в апреле и ноябре), 4 (в ноябре) и 6 (в августе).

Во все сезоны года значения ЛК₅₀ для дафний демонстрируют тенденцию к увеличению в пробах со станций 10–15 – эти точки находятся по течению ниже Курьяновских очистных сооружений (рис. 5). Выявлена статистически значимая корреляция между ЛК₅₀ и положением точки отбора, коэффициент корреляции равен 0.84, р < 0.001.

 

Рис. 5. Пространственная (а) и сезонная (б) изменчивость полулетальной концентрации бихромата калия для Daphnia magna за 24 ч (“усы” – доверительный интервал ЛК50).

 

Сезонная изменчивость величин ЛК₅₀ для дафний не выявлена: коэффициент корреляции с датой биотестирования равен 0.16, р = 0.504.

Чувствительность Poecilia reticulata к стандартному токсиканту, оцененная в пробах воды из точки 10 в 1-м, 2-м и 3-м кварталах, представлена на рис. 6. Значения ЛК₅₀ (24 ч) практически находятся в пределах нормативного диапазона данного тест-объекта (106–175 мг/дм³).

 

Рис. 6. Полулетальные концентрации бихромата калия для Poecilia reticulata за 24 ч в точке 10 (“усы” – доверительный интервал ЛК50).

 

Исследование чувствительности Scenedesmus quadricauda к стандартному токсиканту показало, что практически все полученные значения ЭК₅₀ (48 ч) лежат выше верхней границы нормативного диапазона чувствительности данного тест-объекта (рис. 7). Только в одной из всех исследованных проб чувствительность оказалась в пределах 1.3–2.5 мг/дм³. В нескольких пробах было невозможно определить точно величину ЭК₅₀, поскольку в исследованном диапазоне концентраций бихромата калия не наблюдали угнетения роста водорослей. Следовательно, ЭК₅₀ значительно >3 мг/дм³ (таких проб было 5). Кроме того, в некоторых пробах при достаточно больших значениях ЭК₅₀ их доверительные интервалы были очень велики также по причине незначительного реагирования на токсикант в исследованном диапазоне концентраций.

 

Рис. 7. Пространственная (а) и сезонная (б) изменчивость полуэффективной концентрации бихромата калия для Scenedesmus quadricauda за 48 ч (“усы” – доверительный интервал ЭК50).

 

Для ЭК₅₀ не выявлены ни пространственная, ни сезонная корреляция, соответствующие коэффициенты корреляции равны 0.20 (р = 0.519) и 0.28 (р = 0.348). Вместе с тем есть данные, показывающие, что эффект от воздействия бихромата калия на культуру S. quadricauda зависит от сезона – наибольшая чувствительность наблюдается в зимний период [1]. Таким образом, в рамках данного исследования показатель ЭК₅₀ оказался неинформативным для выявления тенденций из-за низкой точности определения, связанной с непопаданием его величин в выбранный диапазон концентраций модельного токсиканта.

Анализ гидрохимических показателей вод р. Москвы, измеряемых на протяжении 2021 г. в исследованных точках, показал, что в целом состав воды качественно меняется в пределах г. Москвы после Курьяновских очистных сооружений. Повышается содержание минеральных форм азота и фосфора, причем концентрации фосфора фосфатов, аммонийного и нитритного азота > ПДК во все сезоны года. Органические формы фосфора также повышаются после Курьяновских очистных сооружений. Повышаются общая минерализация, жесткость воды, содержание в воде основных ионов – Na, K, хлоридов и сульфатов, при этом концентрация ионов кальция не меняется.

Концентрации тяжелых металлов (Mn, Cu и Fe) незначительно меняются в пространстве. При этом содержание Cu почти везде немного > ПДК, содержание Mn > ПДК в несколько раз, а содержание Fe было ≤ ПДК, за исключением периода весеннего половодья.

Содержание в воде нефтепродуктов – одного из главных компонентов антропогенного загрязнения – увеличивалось в пределах г. Москвы во все сезоны года.

Жесткость воды варьировала в пределах 1.32–6.19˚Ж; диапазон pH составлял 6.7–8.6.

Исследование влияния химического состава вод р. Москвы в 2021 г. на чувствительность тест-объектов к бихромату калия показало значительную корреляцию с некоторыми гидрохимическими показателями. Диапазоны изменений гидрохимических показателей в р. Москве в 2021 г. приведены в табл. 2.

 

Таблица 2. Диапазоны изменений гидрохимических показателей в р. Москве в 2021 г.

Показатель	Концентрация, мг/дм3
Na	2.75–143.03
Cl	2.7–293.9
K	1.60–11.61
P–PO4	0.019–2.11
N–NO2	0.001–1.979
SO4	5.11–60.04
N–NO3	0.11–6.4
Минерализация	115.6–819.7
N–NH4	0.004–4.814
Mg	4.34–1.95
Нефтепродукты	0.006–0.21
Pорг	0.04–2.13
Ca	19.4–95.4
Cорг	5.8–24.0
Si	0.10–7.1
Mn	0.0011–1.3
HCO3	79.6–386.9
Cu	0.001–0.005
Fe	0.004–0.31

 

В табл. 3–5 представлены результаты оценки корреляционной связи показателей чувствительности дафний и водорослей (ЛК₅₀ и ЭК₅₀) с гидрохимическими параметрами воды.

 

Таблица 3. Корреляция полулетальной концентрации бихромата калия для Daphnia magna за 24 ч c гидрохимическими показателями

Показатель	Коэффициент корреляции Спирмена	p
N–NO2	0.78	< 0.0001
Cl	0.77	< 0.0001
K	0.77	< 0.0001
Na	0.77	< 0.0001
P–PO4	0.76	< 0.0001
SO4	0.76	0.0001
N–NO3	0.75	0.0002
Минерализация	0.71	0.0005
Mg	0.67	0.0011
N–NH4	0.64	0.0024
Pорг	0.62	0.0036
Жесткость	0.57	0.0082
Нефтепродукты	0.47	0.0350
Ca	0.47	0.0345
Cu	0.31	0.1880
Mn	0.26	0.2692
Cорг	0.24	0.2999
Si	0.19	0.4147
HCO3	0.08	0.7359
Fe	–0.39	0.0866
pH	–0.42	0.0867

 

Таблица 4. Корреляция полуэффективной концентрации бихромата калия для Scenedesmus quadricauda за 48 ч c гидрохимическими показателями

Показатель	Коэффициент корреляции Спирмена	p
Mn	0.38	0.2024
P–PO4	0.31	0.3103
SO4	0.29	0.3436
K	0.29	0.3341
N–NO2	0.23	0.4587
Pорг	0.23	0.4580
Si	0.22	0.4757
N–NO3	0.21	0.4935
pH	0.19	0.6076
Cl	0.14	0.6560
Cu	0.13	0.6672
Fe	0.07	0.8233
Нефтепродукты	0.05	0.8722
N–NH4	–0.01	0.9783
Минерализация	–0.01	0.9928
Na	–0.01	0.9783
Mg	–0.02	0.9494
HCO3	–0.02	0.9639
Жесткость	–0.04	0.9006
Ca	–0.06	0.8490
Cорг	–0.26	0.3988

 

Таблица 5. Корреляция отклонения численности Scenedesmus quadricauda от контроля за 72 ч биотестирования c гидрохимическими показателями

Показатель	Коэффициент корреляции Спирмена	p
pH	0.62	0.0136
Mn	0.39	0.1095
SO4	0.24	0.3308
Mg	0.15	0.5467
Жесткость	0.14	0.5669
Минерализация	0.11	0.6683
Ca	0.09	0.7357
K	0.08	0.7544
Cu	0.06	0.8229
HCO3	0.06	0.8050
Нефтепродукты	0.01	0.9805
Cl	0.01	0.9606
N–NO2	0	0.9902
Pорг	0	0.9935
N–NH4	–0.04	0.8772
Na	–0.06	0.8114
P–PO4	–0.08	0.7476
N–NO3	–0.13	0.6091
Si	–0.15	0.5445
Fe	–0.26	0.3028
Cорг	–0.56	0.0148

 

Обнаружены статистически значимые корреляции ЛК₅₀ бихромата калия для дафний с минерализацией и входящими в нее ионами (К, Na, Ca, Mg, Cl, SO₄, HCO₃), а также неорганическими формами азота и фосфора (N–NH₄, N–NO₂, N–NO₃, P–PO₄). С тяжелыми металлами (Mn, Cu, Fe) корреляции слабые и статистически незначимые, причем с Fe корреляция отрицательная, как с pH.

Корреляции ЭК₅₀ бихромата калия для водорослей с гидрохимическими показателями достаточно слабые (≤ 0.38) и статистически незначимы. Также не подтвердилось предположение о связи стимуляции роста водорослей с концентрацией биогенных элементов – все корреляции этого параметра с гидрохимическими показателями статистически незначимы. По-видимому, более значительную роль здесь играет сезонность роста культуры водорослей, нежели химический состав воды.

Выделить наиболее влиятельный фактор, связанный с чувствительностью дафний, статистическими методами невозможно в рамках данного исследования в связи с тем, что наблюдаемое загрязнение воды – комплексное и его компоненты сильно скоррелированы между собой. Курьяновские очистные сооружения сбрасывают в р. Москву (точка 10) воды с повышенной минерализацией и значительным увеличением содержания минеральных форм азота.

Обсуждение

В настоящее время накоплен большой массив данных, свидетельствующий о том, что токсичность загрязняющих веществ зависит не только от их концентрации в воде, но также от присутствия в воде других веществ; жесткость – один из основных факторов, влияющих на токсичность загрязняющих веществ для гидробионтов [5, 9, 10, 12].

Уменьшение токсичности загрязняющих веществ при повышении жесткости воды может определяться как химическим механизмом (снижением концентрации токсичных веществ вследствие комплексообразования и процессов сорбции), так и биологическими факторами (биодоступностью, бионакоплением, ролью кальция в регуляции процессов проницаемости клеточных мембран).

Состав природных вод может оказывать серьезное влияние на форму нахождения в воде Cr, который использовали в качестве стандартного токсиканта; при этом известно, что токсичность разных форм Cr для гидробионтов различна [11].

Лабораторная вода для культивирования дафний и оценки их чувствительности к бихромату калия в стандартных условиях имеет жесткость 3.0–6.5°Ж – оптимальную для жизнедеятельности дафний [3]. Жесткость воды в исследованных пробах соответствовала этому диапазону с несколькими отклонениями в сторону низких значений (до 1.3˚Ж). Поэтому в данном исследовании чувствительность дафний к стандартному токсиканту в целом оказалась в пределах нормативного диапазона. Для водорослей чувствительность к стандартному токсиканту определяют в среде Прата (табл. 6), где минерализация и жесткость практически отсутствуют, поэтому в природной воде с относительно высокой жесткостью значения ЭК₅₀ бихромата калия оказались существенно выше верхней границы нормативного диапазона чувствительности этого тест-объекта.

По химическому составу воды р. Москвы относятся к гидрокарбонатному классу и кальциевой группе. Однако от истока к устью происходит изменение гидрохимического облика реки в сторону значительного увеличения содержания главных ионов и биогенных элементов [6].

 

Таблица 6. Состав питательной среды Прата

Компоненты среды	Концентрация в среде, г/дм3
KNO3	0.1
MgSO4·7Н2О	0.01
К2НРО4·3Н2О	0.01
FeCl3·6Н2О	0.001

 

Превышения ПДК хотя бы по одному из исследованных показателей наблюдались во всех пробах на протяжении года, но в пределах города эти превышения были в несколько раз больше. При этом исследования на тест-объектах показали отсутствие острой токсичности во всех пробах. Таким образом, при данном уровне загрязнения оценка острой токсичности в кратковременных тестах – недостаточно чувствительный метод определения загрязнения, поскольку ПДК разрабатывают на основе длительного исследования, когда недействующие концентрации, как правило, в несколько раз ниже.

Чувствительность дафний к модельному токсиканту сохранялась в пределах нормативного диапазона даже при значительном превышении ПДК по нескольким показателям. На рис. 8 представлено соотношение полулетальной концентрации бихромата калия для дафний с суммарной по восьми показателям (минеральным формам азота и фосфора (N–NH₄, N–NO₂, N–NO₃, P–PO₄), нефтепродуктам, Cu, Fe и Mn) кратностью превышения ПДК. Наблюдается тенденция снижения чувствительности тест-объекта (повышение ЛК50) в более загрязненных пробах (коэффициент корреляции 0.72, р = 0.0004). Вероятно, это связано с тем, что в характеристику загрязненности (сумма превышений ПДК) вошли показатели, коррелирующие с минерализацией и жесткостью, которые снижают токсичность загрязняющих веществ.

 

Рис. 8. Соотношение полулетальной концентрации бихромата калия для Daphnia magna за 24 ч с суммарной по восьми показателям кратностью превышения ПДК.

 

Заключение

В условиях комплексного антропогенного загрязнения, включающего в себя повышение минерализации, токсичность модельного токсиканта (которая интерпретируется как чувствительность тест-объекта) оказалась снижена, несмотря на совместное действие нескольких загрязнителей.

Этот факт необходимо учитывать при разработке нормативов качества воды для условий, отличающихся от стандартных. Например, при разработке региональных ПДК используют природную воду, считающуюся условно чистой, которая может влиять на чувствительность тест-объектов за счет таких параметров, как рН, жесткость, минерализация и др. В случае снижения чувствительности будет получена завышенная величина ПДК. Повышенная минерализация маскирует токсичность загрязняющего вещества, что может привести к накоплению вещества в среде обитания гидробионтов с последующим переходом его в доступную форму при изменении условий среды. Федеральные нормативы ПДК, разработанные для стандартных условий, учитывают различные величины минерализации, включая почти нулевую в средах для водорослей, поэтому они более жесткие.

Полученные данные вызывают вопрос об экологической обоснованности региональных ПДК и целесообразности их разработки. Как минимум в ходе таких исследований необходимо уделять особое внимание контролю чувствительности тест-объектов к стандартному токсиканту параллельно в лабораторной и в природной воде.

作者简介

Е. Оганесова

Всероссийский научно-исследовательский институт рыбного хозяйства и океанографии; Московский государственный университет им. М. В. Ломоносова

编辑信件的主要联系方式.
Email: asamojlova@mail.ru
俄罗斯联邦, 105187, Москва; 119234, Москва

Т. Самойлова

Всероссийский научно-исследовательский институт рыбного хозяйства и океанографии

Email: asamojlova@mail.ru
俄罗斯联邦, 105187, Москва

Е. Дмитриева

Всероссийский научно-исследовательский институт рыбного хозяйства и океанографии

Email: asamojlova@mail.ru
俄罗斯联邦, 105187, Москва

Л. Духова

Всероссийский научно-исследовательский институт рыбного хозяйства и океанографии

Email: asamojlova@mail.ru
俄罗斯联邦, 105187, Москва

В. Трофимова

Всероссийский научно-исследовательский институт рыбного хозяйства и океанографии

Email: asamojlova@mail.ru
俄罗斯联邦, 105187, Москва

С. Кладити

Всероссийский научно-исследовательский институт рыбного хозяйства и океанографии

Email: asamojlova@mail.ru
俄罗斯联邦, 105187, Москва

参考

补充文件