"ОЦЕНКА ЭКОЛОГИЧЕСКОГО СОСТОЯНИЯ ВОДНЫХ ОБЪЕКТОВ СУШИ" - читать интересную книгу автора

где s_i - индикаторная значимость, h_i - относительная частота встречаемости организмов.

Соотношение значений относительного обилия и частоты
встречаемости организмов

Расчет индекса сапробности по организмам - зоопланктерам

Итого:
Индекс сапробности S = ..........
Вывод: Водная экосистема является ...........

Используемая литература
Абакумов В.А."Руководство по гидробиологическому мониторингу пресноводных экосистем", СПб., ГМИ, с. 318, 1992.

Практическая работа №2

Нормирование загрязнения воды по индексу ИЗВ,
оценка загрязнения водных объектов по величине ИЗВ
В качестве интегральной характеристики загрязнения воды "Временными методическими указаниями по комплексной оценке качества поверхностных вод по гидрохимическим показателям", введенными указанием Госкомгидромета №250-1163 от 22.09.86 используются классы качества воды, оцениваемые по величинам "индекса загрязненности вод" (ИЗВ):

Для поверхностных вод расчет "индекса загрязненности вод" (ИЗВ) проводится для каждого пункта (створа) по формуле:

где C_i - среднее за год значение i-го показателя; ПДК_i - предельно допустимая концентрация загрязняющего вещества; "6" - строго заданное число показателей, взятых для расчета, включая в обязательном порядке растворенный кислород и БПК₅. Помимо них, в шесть участвующих в расчете ингредиентов входят те, которые имеют наибольшие относительные концентрации (отношение C_i/ПДК_i ). Внимание! Для кислорода находится отношение ПДК_i к C_i. Для представления качества вод в виде единой оценки показатели выбираются независимо от лимитирующего признака вредности; при равенстве концентраций предпочтение отдается веществам, имеющим токсикологический признак вредности. При расчете ИЗВ количество значений, используемых для определения средних концентраций за год, должно быть не менее пяти. Для рек в рассчитанное по (1) значение ИЗВ вводят поправку, равную отношению среднего за оцениваемый год стока к среднему многолетнему стоку. В таблице приводятся примеры ПДК, значения ВЗ и ЭВЗ загрязняющих веществ.

Таблица 1

Пpимеpы ПДK, высокое(ВЗ) и
экстремально высокое(ЭВЗ) загрязнение водоемов

Примечание:
*)-критерии ВЗ и ЭВЗ были установлены Госкомгидрометом;
**)-ПДК для БПК₅ принято равным приблизительно 70% ПДК для БПК полного.

Задания по работе:

1. Рассчитать ИЗВ, используя следующие результаты натурных наблюдений, выполненных на водном объекте (средние за год данные): О₂=80%; БПК₅=2.5 мгО/л; СПАВ=0.16 мг/л; Cu=0/0015 мг/л; NH₄=0,59 мг/л; Hg=0.0015 мг/л; фенолы=0.0015 мг/л. Обоснуйте выбор показателей. ИЗВ=... (воды.... класса качества)
   
2. Рассчитать ИЗВ, используя следующие результаты натурных наблюдений: О₂=70%; БПК₅=3.5 мгО/л; СПАВ=0.26 мг/л; Cu=0.0025 мг/л; NH4 =0,69 мг/л; Hg=0.0005 мг/л; фенолы=0.0035 мг/л. Обоснуйте выбор показателей. ИЗВ=... (воды.... класса качества)
   
3. Выбрать исходные данные для расчета ИЗВ по конкретному водному объекту Северо-Запада России; рассчитать ИЗВ для одной экологической ситуации.
4. По аналитическому обзору Ленкомэкологии "Экологическая обстановка в Санкт-Петербурге и Ленинградской области" за последние годы провести анализ пространственного изменения ИЗВ по водным объектам Северо-Запада России.

Используемая литература

Фролов А.К. "Состояние окружающей среды северо-западного и северного регионов России", СПб., Изд. "Наука",с. 370, 1995.

Практическая работа №3

Оценка лимитации биогенами продуцирования
органического вещества фитопланктоном
Оценка лимитации биогенами пеpвичной пpодукции пpоводится на основе гидpохимических наблюдений за содеpжанием аммонийного, ни-тpитного, нитpатного азота, минеpального фосфоpа и кремния. Удельная скорость (интенсивность) первичного продуцирования ОВ фитопланктоном Мf является функцией температуры воды f(t), освещенно-сти f(I), концентраций биогенных элементов, главным образом фосфора f(P), азота f(N), кремния f(Si) а также зависит от других факторов, в т.ч. и от концентрации загрязняющих веществ. Целью работы является оценка только f(P), f(N), f(Si) по формулам Михаэлиса- Ментен-Моно:

где:
Мf_max - максимально возможная Мf, зависящая от температуры воды и индивидуальных объемов клеток водорослей;
Р - концентрация в воде фосфатов;
Ns - концентрация доступного фитопланктону азота, определяемая по формуле:

Ns=NH₄ + a(NO₂+NO₃), a= 1/(1+(NH₄/NH₄ крит.)⁴),

Si - концентрация в воде кремния; Кsp, Ksn, Кssi - константы "полунасыщения" по фосфору, азоту, кремнию, имеющие размерность концентрации и соответствующие такому ее значению, при котором Мf равна половине от Мf_max; NH₄ крит. - критическая концентрация аммонийного азота, при которой происходит переключение азотного питания фитопланктона с аммонийного на нитратное и нитритное, а - параметр, регулирующий гладкость переключения азотного питания. В (1),(2),(3) отношения P/(Кsp+P), Ns/(Кsn+Ns), Si/(Кssi+Si) меньше 1.0 и показывают, что f(p),f(N),f(Si) составляют некоторую долю от Мf_max. Эти доли будут тем меньше, чем меньше будут концентрации биогенов в воде. Целью работы является ответ на вопрос, во сколько раз недостаток того или иного биогена уменьшает Мf_max? Для этого рассчитываются параметры rp, rn, rsi, обратные отношениям P/(Кsp+P), Ns/(Кsn+Ns), Si/(Кssi+Si):

rp=1/[P/(Кsp+P)], rn=1/[Ns/(Кsn+Ns)], rsi=1/[Si/(Кssi+Si)].
Таким образом, rp, rn, rsi показывают, во сколько раз недостаток в воде того или иного биогена уменьшает максимально возможную интенсивность продуцирования ОВ фитопланктоном. В результате выполнения работы проводятся расчеты параметров rp, rn, rsi. Для расчета величин rp, rn, rsi задаются значения Кsp, Ksn, NH₄ крит., средние концентрации биогенов, после этого рассчитывается параметр "а". Если значения "а" очень мало, то концентрации NO₂ и NO₃ в расчет не берутся. В этом случае принимается, что Ns=NH₄ и вычисляется параметр rn. Найденные значения сопоставляются между собой, и делается вывод о степени лимитации первичной продукции биогенами в отдельные сезоны (месяцы) года.

Исходные данные для расчетов:

1. Район - восточная часть Финского залива (пролив Бьеркезунд). Глубина 30 м.
2. Кsp=20 мкг/л, Ksn=35 мкг/л, Кssi=50 мкг/л; NH4 крит.=15 мкг/л,

3. Концентрации биогенов в слое 0-5 м:

   зима: NO₂=5мкг/л, NO₃=170мкг/л, NH₄=50мкг/л, Р=28мкг/л, Si=1400мкг/л.

   ранняя весна: NO₂=1.2мкг/л, NO₃=160мкг/л, NH₄=40мкг/л, Р=27мкг/л, Si=760мкг/л.

   поздняя весна, ранее лето: NO₂=0.5мкг/л, NO₃=20мкг/л, NH₄=20 мкг/л, Р=9мкг/л, Si=280мкг/л.

   лето: NO₂=0.5мкг/л, NO₃=10мкг/л, NH₄=10 мкг/л, Р=10 мкг/л, Si=550мкг/л.

   осень: NO₂=3.5мкг/л, NO₃=100мкг/л, NH₄=45 мкг/л, Р=17мкг/л, Si=900мкг/л.

Используемая литература

Дмитриев В.В. Диагностика и моделирование водных экосистем. СПб., Изд. СПбГУ, 215 с.1995.

Практическая работа № 4

Оценка самоочищения водной экосистемы по фильтpационной активности зоопланктона Cпособ оценки самоочищения водной экосистемы основан на расчете времени осветления воды зоопланктерами-фильтраторами. Для этого необходимо выполнить расчет скорости фильтрации воды зоопланктоном в оптимальных условиях питания по формуле:

В (1):

t - температура воды,

t_opt - оптимальная температура, принимается 20°С;

а_z и b - эмпирические параметры. Значение параметра b принять равным 0.1; параметр а_z - максимально возможная скорость фильтрации воды зоопланктоном в оптимальных условиях питания (отсутствие голодания, или засорения фильтрационного аппарата при избытке пищи) является функцией индивидуального веса организмов.

Реальные условия питания часто отличаются от оптимальных. Кроме того, необходимо учитывать снижение скорости фильтрации воды зоопланктоном, связанное с голоданием (мало корма) или засорением фильтрационного аппарата (много корма). В связи с этим расчет скорости фильтрации как функции температуры воды и концентрации пищи проводится в несколько этапов. На первом этапе по формуле (1) рассчитывается f_Z^опт, на втором этапе рассчитывается суммарная пища зоопланктона (S):

S=c_FF+c_BB+c_DD,

где

S - cуммарная пища, c_F ,c_B ,c_D - коэффициенты трофического взаимодействия зоопланктона с компонентами пищи; F,B,D - биомассы фито-, бактериопланктона и концентрация детрита в воде.

На третьем этапе рассчитывается f_z как функция температуры воды и суммарной пищи: Здесь а=1/S_c; d=(S_c-S_t)/100 - расчетные параметры; S_o, S_t, S_c -критические(пороговые) концентрации пищи. Затем рассчитывается произведение f_z на биомассу зоопланктона Z. Это произведение называется фильтрационной активностью (ФА) зоопланктона. Время осветления воды зоопланктоном (Т) есть величина обратная ФА. В зависимости от трофности водоема оцениваемые параметры могут иметь разные значения (см. таблицы 1 и 2).

Таблица 1

Возможные пределы изменения скорости фильтрации воды зоопланктоном в водоемах разной биологической продуктивности

Таблица 2

Соотношение средних летних и зимних биомасс зоопланктона в водоемах (мг/л)

1. Выполнить расчет Т для следующих условий:
   c_F=1, c_B=1, c_D=0.5; F=2, B=0.5, D=1 мг/л; t=15 с; S_o=0, S_t=1 ,S_c=15 мг/л;
   Z=1 мг/л; a_z=0.3 л/мг сыр. веса сут;
2. Для условий какого водоема выполняется расчет? Найдите левую и правую границы времени осветления воды для водоема данного типа летом и зимой, используя в расчетах данные, приведенные в таблицах.
3. Сравните летнюю и зимнюю величины Т в водоемах разного уровня трофии при условии, что величины c_F=1,c_B=1 ,c_D=0.5; биомасса зоопланктона изменяется, как это указано в табл.2; критические значения пищи и параметры функций -см п.1; температура воды для лета=20, а для зимы=5 С°.; летние F=5, B=1.5, D=5 мг/л; зимние F=0.1, B=0.1, D=0.5 мг/л.

Используемая литература

Дмитриев В.В. Диагностика и моделирование водных экосистем. СПб., Изд. СПбГУ, 215с.1995.

Практическая работа № 5

Оценка фактора риска, связанного с загрязнением водных экосистем Риск - вероятность реализации опасности, или ожидаемая величина ущерба, связанного с поступлением в воду ЗВ. Риск не может быть измерен с помощью инструментальных методов. Качественно риск характеризуется через природу неблагоприятных последствий, а количественно - через вероятность их возникновения. Риск может быть определен по формуле:

Риск = экспозиция x токсичность Под экспозицией понимается количество ЗВ, приходящегося на одну биологическую мишень, а под токсичностью - потенциальную опасность ЗВ, его способность причинить вред. Принятие решения о допустимости использования того или иного ЗВ, необходимости ограничения или полного запрещения его производства (т.е. определение приемлемого уровня риска) вместе с разработкой контрольных мероприятий и подготовкой соответствующей нормативной документации - все это входит в сферу управления риском. Введем понятие фактора риска (R) для водной экосистемы (Исидоров,1997), определяемое по формуле:

где Е - фактор экспозиции, Ef_w - фактор эффективности возействия ЗВ. Фактор экспозиции для воды рассчитаем по формуле:

где:

U - способ использования химиката (U=5 при "закрытом", т.е. в помещении, использовании, U=1 при "открытом" способе);

Р_w - характеристика скорости гидролиза (равна 1 при быстром и 2 при медленном гидролизе);

ВА - фактор биоаккумулирования. ВА связан с фактором биоконцентрирования В_сf=C_f/C_w (C_f - концентрация ЗВ в гиробионте, C_w - концентрация ЗВ в воде) следующей зависимостью:

Таким образом, факторы экспозиции для воды могут принимать значения от 0.4 до 25 С_w. Для общей оценки токсичности ЗВ (химиката) ЕF_w в странах ЕС принято использовать набор стандартных тестов, дающих необходимый минимум информации о токсичности ЗВ. Для этого из 9 тестов, применяемых в странах ЕС выберем три, относящиеся к воде. Это тесты для определения: Для различных ЗВ параметр LC₅₀ для рыб изменяется в пределах: Cu 0.02-1.0; Zn 0.5-5.0; Pb 0.5-10.0; Cd 0.5-105.0; Cr 3.5-118.0; Ni 5.0-100.0; Fe 1.4-133.0 мг/л в зависимости от минерализации воды и видов рыб. Сумма оценок, полученных в каждом из этих тестов дает фактор эффективности воздействия ЗВ ЕF_w. Результат расчета фактора риска (R) нормализуется в фактор S_y. При этом принимается, что максимальные значения R равны 1.0, а минимальные - нулю. Предварительные заключения о риске делаются на основании полученных величин:

риск считается высоким при S_y>0.55,
потенциально значимым при 0.30< S_y<0.55,
отсутствующим при S_y<0.30.
Задания по работе:

1. Рассчитать риск, связанный с присутствием в воде химического вещества "Х" в концентрации 30 мкг/л, обладающего следующими свойствами: минимальная зафиксированная в воде в результате наблюдений концентрация химического вещества равна 0.1 мкг/л, максимальная -100 мкг/л; способ использования вещества - открытый; вещество медленно гидролизуется; накапливается в гидробионте, выбранном в качестве биологической мишени до концентраций, превышающих содержание в воде в 20 раз; летальная концентрация "Х", вызывающая гибель 50% рыб составляет 4 мг/л, а дафний - 50 мкг/л. Эффективная доза ингибирования роста микроводорослей равна 20 мкг/л.
2. Рассчитать риск, связанный с присутствием в воде химического вещества "Y" в концентрации 50 мкг/л, обладающего следующими свойствами: минимальная зафиксированная в воде в результате наблюдений концентрация химического вещества равна 10 мкг/л, максимальная - 100 мкг/л; способ использования вещества - открытый; вещество медленно гидролизуется; накапливается в гидробионте, выбранном в качестве биологической мишени до концентраций, превышающих содержание в воде в 100 раз; летальная концентрация "Y", вызывающая гибель 50% рыб составляет 2 мг/л, а дафний - 40 мкг/л. Эффективная доза ингибирования роста микроводорослей равна 20 мкг/л.
3. Оценить вклад составляющих фактора эффективности по приведенным в п.1 и п.2 заданиях. Выполнить нормализацию фактора риска по другим формулам: (Х - Х_мин) / (Х_макс - Х_мин), если риск возрастает с ростом Х. Отличается ли результат оценки риска при изменении способа нормализации исходных данных. К чему сводится расчет оценки риска при простейшем способе нормализации, предложенном в работе В.А. Исидорова.
4. Выполнить расчет факторов риска для конкретного водного объекта с учетом LC₅₀ для рыб, приведенных выше.

Используемая литература

Исидоров В.А. "Введение в химическую экотоксикологию", СПб, Изд. СПбГУ, 1997.

	Перейти к оглавлению

ОЦЕНКА ЭКОЛОГИЧЕСКОГО СОСТОЯНИЯ
ВОДНЫХ ОБЪЕКТОВ СУШИ

Авторы работ: Дмитриев В.В.
Настоящий раздел подготовлен для использования в рамках выполнения школьных гидроэкологических программ, при проведении наблюдений мониторингового типа за состоянием водных экосистем. В разделе обобщены классификации и типизации водных объектов, используемые для характеристики трофности, качества воды, сапробности вод. Не все они могут повсеместно использоваться и рекомендоваться для работы на водных объектах. Их недостатки общеизвестны. Так, например, в классификациях В.Д. Романенко (1990) и Института охраны природы и заповедного дела Минэкологии России (1992) используется идея трофосапробности, имеющая как положительные, так негативные стороны. Критерии оценки степени химического загрязнения поверхностных вод при стабильном сохранении химического загрязнения в течение 3 лет (по "Критерии оценки экологической обстановки территорий для выявления зон чрезвычайной экологической ситуации и зон экологического бедствия" Минприроды России, 30 ноября 1992 г.) вообще малоизвестны и являются, на наш взгляд, достаточно рекогносцировочными. Их назначение - выявление зон экологического бедствия и риска. Достаточно известны критерии оценки качества вод ГХИ (Зенин, Белоусова, 1988), использующиеся в гидроэкологическом мониторинге водных объектов суши. Для оценки трофности водных экосистем можно рекомендовать использование классических подходов Г.Г. Винберга (1960), Хендерсона-Селерса (1990). Критерии распознавания трофности водных экосистем обобщены нами в работе "Многокритериальная оценка состояния и устойчивости геосистем на основе метода сводных показателей". II. Трофический статус водных экосистем. Вестник С-Петербургского университета, 1997, серия 7, вып.1, №23, с.51-67. Здесь же приводятся 5 практических работ, которые могут помочь школьникам в освоении теоретического материала и послужить основой для подготовки самостоятельных гидроэкологических исследований.

Таблица 1

Параметры и алфавит классов для оценки состояния водных экосистем
(Институт охраны природы и заповедного дела Минэкологии России, 1992)

Примечание: *)- проточные водоемы; **)- непроточные водоемы; ***)- возможны более высокие значения

Таблица 2

Классификация гидрофизических, гидрохимических, гидробиологических показателей, ориентированная на 5 классов трофии и качества вод (по В.Д. Романенко, 1990)

Таблица 3

Классификация загрязненности водных объектов по гидробиологическим показателям
(по Зенину, Белоусовой, 1988 г.)

Таблица 3-а

Классификация загрязненности водных объектов по химическим показателям
(по Былинкиной, Драчеву, Ицковой; цит. по Зенину, Белоусовой, 1988 г.)

Таблица 4
Критерии оценки степени химического загрязнения поверхностных вод при стабильном сохранении химического загрязнения в течение 3 лет (по "Критерии оценки экологической обстановки территорий для выявления зон чрезвычайной экологической ситуации и зон экологического бедствия" Минприроды России, 30 ноября 1992 г.)

Практическая работа №1

Оценка состояния водной экосистемы по индикаторным
организмам на примере зоопланктона. Расчет индекса сапробности
по методу Пантле и Букка
Сапробность - способность организмов жить при большой концентрации органических веществ в среде. Сапробионты - растительные и животные организмы, обитающие в водоемах, загрязненных органическими веществами. Сапробность водоема -характеристика степени загрязненности водоема по видовому составу и массе гидро-бионтов. В зависимости от степени загрязнения (сапробности) воды делят на поли-(r), мезо-(ba), олиго-(o), ксеносапробионтные(c). Индекс сапробности (S) вычисляют с точностью до 0.01. Для c-сапробной (наиболее чистой) зоны - 0-0.50; для o-сапробной - 0.51-1.50; для b-мезосапробной - 1.51-2.50; для a-мезосапробной - 2.51-3.50; для r-сапробной (наиболее грязной) - 3.51-4.00. Для гиперсапробных систем S>4.00.