Закономерности функционирования водных модельных экосистем при воздействии токсических факторов

Существующие в настоящее время подходы к оценке качества природных вод и базирующиеся на них системы контроля не способны справиться с тысячами новых загрязняющих веществ, поступающих в водные объекты и ведут природоохранные усилия специалистов в экологический тупик. Выходом из сложившейся ситуации может стать обоснование принципиально новой концепции построения нормативно — правовой базы для оценки антропогенного влияния на водные экосистемы. Она должна основываться на знании внутриводоемных процессов и реакций экосистем в целом на внешние воздействия (Никаноров, 2005). Одним из приоритетных и перспективных направлений исследования внутриводоемных процессов в Гидрохимическом институте было определено натурное моделирование. Изначально это направление рассматривалось, как основная методология для разработки новой концепции построения системы мониторинга качества поверхностных вод суши. С этой целью на протяжении многих лет, начиная с 1985 года, в Гидрохимическом институте проводились широкомасштабные физико-химические и гидробиологические исследования внутриводоемных процессов на водных объектах различной типологии и в различных географических зонах страны. С участием автора в 1987 — 1991 г. г. были проведены натурные эксперименты на р. Северский Донец по изучению влияния сточных вод завода «Краситель», фенола, метанола и других загрязняющих веществ в районе г. Рубежное в режиме планового и аварийного сбросовнатурные эксперименты по изучению влияния аварийного загрязнения р. Тузлов (приток второго порядка р. Дон) предприятиями химического комплекса г. Новочеркасскамоделирование с применением мезокосмов процессов загрязнения ртутью и нитратами в экспериментах на Исаковском водохранилище (Луганская область, Украина).

В рамках программы Советско-Венгерского сотрудничества в 1987 -1988 г. г. автор принимал участие в организации и проведении натурных экспериментов в Таганрогском заливе Азовского моря и на озере Кривом в пойме р. Дон. Для экспериментов был разработан комплекс мобильных технических средств для натурного моделирования.

В рамках совместных Советско-Американских исследований были проведены модельные эксперименты по изучению влияния на водные экосистемы пестицидов (хлорпирифоса и эсфенвалерита). Эксперименты проводились на оз. Кривом в 1988 и 1990 г. г. и небольшом озере близ г. Дулут, США в 1991 г.

Акцент в исследованиях того периода делался на изучении скорости распада, процессов трансформации и миграции загрязняющих веществ, а также влияния токсикантов на отдельные биотические компоненты экосистем. В методологическом отношении преобладал редукционистский подход. Программы исследований предполагали сбор информации по максимально возможному количеству гидробиологических и гидрохимических показателей и выявлению неких обобщенных закономерностей путем последующих статистических манипуляций. При том, что в ходе этих многочисленных экспериментов было установлено множество частных закономерностей, касающихся трансформации загрязняющих веществ в конкретных водных объектах, отклика отдельных биотических структур на загрязнение, разработана критериальная база подобия модельных экосистем (Никаноров, 2005), обобщенных закономерностей и критериев эволюции состояния водных экосистем в целом при воздействии загрязняющих факторов выявлено не было, возможно потому, что такие задачи не ставились.

Однако именно эти обстоятельства и предшествующие восьмилетние исследования по показателям зообентоса в рамках программ биологического мониторинга качества вод рек Дон, Северский Донец, Калитва, Маныч,.

Кундрючья, Сал, Мзымта, Лаура, Ачипсе, Терек, Сунжа, Кубань,.

Цимлянского, Новотроицкого, Веселовского и Пролетарского водохранилищ, 4 оз. Кардывач и оз. Гусиное, Таганрогского залива Азовского моря, а также курирование биологического мониторинга Нижней Волги и Северного Каспия привели к пониманию необходимости исследования водных экосистем на основе физических подходов, способных выявить общее в необозримом многообразии частностей.

Начиная с 1992 года, исследования носили целенаправленный холистический характер, и основной акцент делался на изучении обобщенных экосистемных процессов — фотосинтетическом продуцировании и деструкции органического вещества, процессов, позволяющих обеспечить сопоставимость результатов по всему многообразию откликов и сценариев загрязнения для любых водных экосистем. В этот период было проведено более десяти серий натурных экспериментов, часть из которых легла в основу представленной работы. Материалом для обобщения в настоящей диссертации послужили результаты 6 серий натурных экспериментов, выполненных автором в период с 1992 по 2009 г.г.

Актуальность исследования. Непрерывно возрастающее количество загрязняющих веществ, производимых промышленностью, трансформации которых при попадании в водные объекты, а, следовательно, и вызываемые ими негативные последствия невозможно предсказать вызвало необходимость оценки вредоносности загрязняющих веществ по отклику биотических компонентов водных экосистем: отдельных организмов, популяций, сообществ. Такой подход привел к созданию многочисленных методов биотестирования и биоиндикации, часть из которых положена в основу системы гидробиологического мониторинга поверхностных вод суши. Подобный подход корректен при решении специальных задач, связанных с оценкой токсичности и качества воды.

Под понятием «качество воды» подразумевают «характеристику состава и свойств воды, определяющую ее пригодность для конкретных видов водопользования» (ГОСТ 17.1.1.01−77, 1984). Иными словами, качество воды является категорией утилитарной. Каждый водопользователь вкладывает в 5 него свой смысл и соответственно предъявляет свои, подчас противоречащие друг другу, требования к качеству воды и использует свою критериальную базу оценки качества.

Не умаляя значения такого подхода при решении специальных задач, следует признать, что качество воды, прежде всего, должно соответствовать потребностям биотической составляющей экосистем, которая в свою очередь является одним из основных источников формирования качества воды в природных водных объектах (Вернадский, 1989, Горшков, Кондратьев и др., 2003). Поэтому представляется вполне закономерным для оценки качества водного объекта использовать комплексную иерархическую систему оценок, в которой приоритетной должна быть оценка состояния экосистемы водного объекта (Федоров, 1974, 1976, 1977, 1980, Форощук, 1988).

Проблему оценки состояния экосистемы, как целостной структуры, на протяжении многих лет пытаются решить, используя накопленный опыт в биотестировании, основанном на традиционных токсикологических принципах, и опыт в биоиндикации. При этом результаты отклика отдельных тест-объектов или природных популяций экстраполируют на экосистему в целом. В силу действия принципа эмерджентности свойства системы не являются простой суммой свойств элементов, составляющих ее. Соответственно, отклик системы на внешние воздействия не является простой суммой откликов элементов системы. Поэтому попытки создать некую интегральную систему оценки состояния экосистемы на основе откликов ее элементов — компонентов различных уровней организации, начиная с молекулярного (гидрохимический подход) и заканчивая уровнем сообществ (биоиндикационный подход), не принесли ожидаемых результатов (Шитиков, Розенберг, 3инченко, 2003, Villeneuve, Garcia-Reyero, 2011).

Критерии оценки экологического состояния водных объектов должны основываться на изучении фундаментальных закономерностей функционирования водных экосистем на основе обобщенных показателей, характеризующих внутриводоемные процессы. К ним относятся 6 фотосинтетическое продуцирование и деструкция органического вещества, отображающие все многообразие биотических связей и абиотических компонентов, образующих экосистему. При этом, экосистема представляется как открытая термодинамическая система, черпающая извне информационную и негэнтропийную подпитку для упорядочивания собственной структуры, а эволюция ее состояний — как последовательность неустойчивых структурообразующих и устойчивых преобразующих периодов (Моничев, Гелашвили, 2001). Иными словами, «эволюционные аспекты природы должны быть выражены в терминах фундаментальных законов физики» (Пригожин, 2000).

Маргалеф подчеркивал, что экосистемы обладают свойствами и направлениями развития физических систем и предлагал исследовать экосистемы на основе ограничений, предопределяемых законами термодинамики, полагая, что прогнозирование может быть основано только на термодинамических соображениях. «Стратегия развития вынуждена считаться с ограничениями физического мира, связанными со строением пространства и законами термодинамики. Однако на таких физических ограничениях основывается созидательная способность природы» (Маргалеф, 1992).

Таким образом, к настоящему времени сформировалось понимание того, что описание состояния сложных систем, какими являются водные экосистемы, невозможно без учета современных законов физики и новых вероятностных подходов, использующих не уравнения классической термодинамики, а концепцию второго закона термодинамики применительно к неравновесным системам, типичными представителями которых являются экосистемы поверхностных вод суши (Никаноров, 2009). При таком подходе водные экосистемы можно рассматривать, как частный случай диссипативных систем, основные закономерности функционирования которых и критерии эволюции состояний, в значительной мере известны (Розен, 1976, Зошн, 1980, Гапонов-Грехов, Рабинович, 1981, Зотан, 1982, Зошн, Зошна, 1987, Князева, Курдюмов,.

1994, Климентович, 1996, Опригов, 1999, Ризниченко, Рубин, 2004, Николис, Пригожин, 2008, Малинецкий ГГ., Потапов А. Б., 2009; Трубецков, 2010).

В свою очередь продукционно-деструкционный подход позволяет описать состояние экосистем параметрами, выраженными в энергетических терминах, и дает возможность выявить в динамике экосистем особенности характерные для функционирования открытых самоорганизующихся систем вообще. Тем самым предоставляется возможность применить известные принципы и критерии эволюции из неравновесной термодинамики к описанию состояния экосистем, дать качественную оценку состояний, фиксировать переход из одного состояния в другое, определить меру устойчивости того или иного состояния. Иными словами, на основе системного подхода, продукционно-энергетической методологии изучения водных экосистем и термодинамической интерпретации данных, становится возможным производить оценку состояния водных экосистем как целостных биологических структур.

Цель работы и задачи исследования.

Цель работы — на примере природных модельных экосистем установить основные закономерности динамики продукционно-деструкционных процессов водных экосистем в условиях токсического воздействия, выявить характерные особенности режимов функционирования водных экосистем, установить критерии, определяющие направление их развития и на этой основе разработать методологию оценки состояния водных экосистем.

Для достижения поставленной цели решались следующие задачи:

1. Исследовать динамику продукционно-деструкционных процессов водных экосистем в условиях отсутствия выраженных антропогенных воздействий и при токсическом воздействии методом натурного моделирования.

2. С использованием фазового пространства выявить в динамике продукционно-деструкционных процессов водных экосистем закономерности и режимы, характерные для функционирования 8 самоорганизующихся открытых физических систем (диссипативных структур).

3.Определить характер зависимости фазовых портретов от величины токсического воздействия.

4.Определить зависимость реакции водных экосистем от их состояния в момент воздействия.

5.Установить зависимость продукционно-деструкционных параметров водных экосистем от природы внешнего воздействия (тяжелые металлы, СПАВ, водообмен). Научная новизна работы.

На основе изучения динамики продукционно-деструкционных процессов водных экосистем в натурных экспериментах под воздействием токсических факторов показана применимость основных закономерностей функционирования открытых физических систем (диссипативных структур) для описания качественного состояния водных экосистем.

Впервые для анализа динамики продукционно-деструкционных процессов водных экосистем использована методика исследования трехмерного фазового пространства/] VR/PА (R/P) At'}.

Установлено, что для водных экосистем характерно функционирование с регулярной сменой режимов: стационарные состояния, характеризуемые минимальными значениями скорости изменения отношения деструкции к продукции (A (R/P) At'1), перемежаются нестационарными режимами с резким возрастанием величины A (R/P) At'1.

Определено, что экосистемы, выведенные из стационарного состояния под воздействием внешних факторов, стремятся к возврату в состояние с минимальной скоростью изменения отношения R к Р.

Выявлено, что переход экосистем из одного состояния в другое происходит не плавно, а скачкообразно в моменты бифуркации, где скорость изменения RJP минимальна или близка к нулю, при этом резко изменяются направления фазовых траекторий.

Определено, что устойчивые стационарные состояния водных экосистем вероятны в довольно узких пределах значений отношения деструкции к продукции, а именно в области аттракторов.

Установлено, что под воздействием внешних факторов фазовое пространство, ограниченное циклическими траекториями стационарных состояний экосистем уплотняется и, в случае превышения уровня воздействия выше критической величины, предельные циклы — аттракторы, формируются в другой области фазового пространства. При этом плотность фазового пространства циклической области тем больше, чем больше величина воздействия.

Показано, что реакция экосистем на внешние воздействия имеет нелинейный характер и существенным образом зависит не только от величины и периодичности воздействия, но также от состояния (режима функционирования) экосистем в момент воздействия.

Практическая значимость работы.

Разработана методология оценки состояния водных экосистем на основе продукционно-деструкционных параметров их функционирования. Предложенная методология может быть использована при экологическом мониторинге поверхностных вод суши, для разработки экологических нормативов предельно допустимых нагрузок при антропогенном воздействии и установления оптимального режима эксплуатации водных экосистем, минимизирующего негативное влияние внешних воздействий. Предложенная методика и полученные данные были использованы при подготовке учебно-методических пособий и чтении лекций по спецкурсу для студентов ЮФУ.

Апробация диссертационной работы.

Основные материалы диссертационной работы докладывались на III.

Всероссийской конференции по водной токсикологии. (Борок, 11−16 ноября.

2008 г.) — научно-практической конференции «Современные фундаментальные проблемы гидрохимии и мониторинга качества поверхностных вод России» (г.

Азов, 8−10 июня 2009 г.) — научной конференции (с международным участием).

Современные проблемы гидрохимии и формирования качества вод" (г. Азов, 27 — 28 мая 2010 г.) — на итоговых сессиях Ученого совета Гидрохимического института (2009, 2010), на Всероссийской научной конференции «Устойчивость водных объектов, водосборных и прибрежных территорийриски их использования» (Калининград, 25 — 30 июля 2011 г.) — на VII Международной научно-практической конференции «Экологическая безопасность: проблемы и пути решения» (Алушта, 12−16 сентября, 2011 г.) — на IV Всероссийской конференции по водной экотоксикологии «Антропогенное влияние на водные организмы и экосистемы» (Борок, 24 — 29 сентября 2011 г.).

Публикации. По теме диссертации опубликовано 12 работ, 3 из которых в реферируемых журналах из списка ВАК Министерства образования и науки России. Основные результаты работ изложены в публикациях (Трофимчук, 2008, Трофимчук, 2009, Трофимчук, 2010, Трофимчук, Сухоруков, Бакаева, 2010, Никаноров A.M., Трофимчук М. М., 2010, 2011).

Основные положения, выносимые для защиты.

1. Для экосистем свойственны режимы, характерные для функционирования открытых физических систем (диссипативных систем): чередование стационарных и нестационарных состояний, смена режимов в точках бифуркации, возврат после возмущения в стационарное состояние, характеризуемое минимальной скоростью изменения отношения R/P, уплотнение фазового пространства при деградации системы, наличие аттракторов.

2. Разнообразные по физической природе внешние воздействия (тяжелые металлы, СПАВ, скорость водообмена), оказываемые на экосистемы, проявляются неспецифическими откликами, заключающимися в изменении балансового соотношения — R/P, скорости его измененияA (R/P) At'1, и интенсивности продукционно-деструкционных процессов.

— И.

3. Реакция экосистемы на токсическое воздействие зависит от состояния (режима функционирования) экосистемы в момент воздействия, величины токсического воздействия и периодичности воздействия.

4. Анализ динамики продукционно-деструкционных процессов в трехмерном фазовом пространстве позволяет регистрировать смену состояний экосистем, как ненарушенных, так и подверженных антропогенному воздействию, дать им качественную характеристику и оценить предельный уровень воздействия.

Структура и объем работы.

Диссертация изложена на 150 страницах. Состоит из введения, шести глав, выводов, списка литературы и приложения. Включает в себя 7 таблиц, 24 рисунка.

Список литературы

содержит 125 отечественных и иностранных источников.

Выводы.

Исследование динамики продукционно-деструкционных процессов водных экосистем в условиях отсутствия выраженных антропогенных воздействий и при токсическом воздействии методом натурного моделирования в предложенном трехмерном фазовом пространстве позволяет сделать следующие выводы:

1. Для водных экосистем характерно функционирование с регулярной сменой режимов: стационарные состояния, характеризуемые минимальными значениями скорости изменения отношения деструкции к продукции, перемежаются нестационарными режимами с резким возрастанием величины A (R/P) At'. Поскольку смена режимов характерна для функционирования экосистем и в ненарушенном состоянии, необходимо различать норму функционирования и оптимум функционирования экосистем, имея в виду, что норма включает в себя оптимум.

2. Переход экосистем из одного состояния в другое происходит не плавно, а скачкообразно в моменты бифуркации при резком изменении направления фазовой траектории, благодаря чему появляется возможность надежно отделить одно состояние от другого.

3. Под воздействием внешних факторов фазовое пространство, ограниченное циклическими областями стационарных состояний экосистем уплотняется и, в случае превышения уровня воздействия выше критической величины, происходит изменение режима функционирования экосистем, а аттракторы формируются в другой области фазового пространства, при этом плотность циклической области тем выше, чем больше величина воздействия.

4. Устойчивые стационарные состояния водных экосистем вероятны в довольно узких пределах оптимальных значений отношения деструкции к продукции. Области фазового пространства, лежащие в этих пределах, выступают в качестве аттракторов оптимального состояния экосистем.

5. Реакция экосистем на внешние воздействия зависит от величины и периодичности воздействия, а также от состояния (режима функционирования) экосистем в момент воздействия.

6. Установлена зависимость устойчивости режимов функционирования экосистем от их метаболической мощности.

7. Единообразие реакций экосистем на разнообразные по природе факторы внешнего воздействия, как природного происхождения, так и антропогенные (тяжелые металлы, ОТАВ, водообмен), в том числе токсические, свидетельствует как о неспецифичности метода, так и системности отклика.

8. Динамика состояния экосистем, описываемая величинами первичной продукции и деструкции, как термодинамическими параметрами состояния экосистемы, соответствует общим закономерностям эволюции состояний диссипашвных систем.

9. На основании многочисленных натурных экспериментов разработана методология оценки состояния водных экосистем по динамике продукционно-деструкционных процессов.