Использование тест-организмов для токсикологических исследований воды

При дальнейшем уточнении методов биологического контроля качества вод необходимо выяснять допустимый уровень их загрязнения при антропогенном воздействии на водоёмы с целью обеспечения чистоты водной среды. Результаты биотестирования учитывают при установлении величин предельно-допустимых сбросов (ПДС) загрязняющих веществ.

Учитывая многообразие целей изучения водных объектов, а также различия и особенности последних, устанавливается пять основных этапов тестирования с последовательным усложнением задач и увеличением числа проб и параметров исследования.

• • 1 этап — определение экологического состояния на момент исследования.
• • 2 этап — измерение отклонений от нормы.
• • 3 этап — изучение факторов среды, влияющих на состояние водной экосистемы.
• • 4 этап — поиск очага загрязнения.
• • 5 этап — площадная съёмка и картирование объекта.

Первый этап тестирования является обязательным, с него необходимо начинать любые экологические исследования. Работы должны обеспечить получение характеристик водной среды и оценку её состояния. Второй этап исследования следует проводить в водных объектах, где установлено их эвтрофирование или токсикация. Необходимо определить величины отклонений от нормы и стабильность этих отклонений от времени, а также проводить повторные определения в точках, где были зафиксированы отклонения. Третий этап необходим в случае загрязнения водоёма. На этом этапе следует выявить вещество или группу веществ, вызвавших экологическое нарушение. Следует последовательно расширять круг изучаемых веществ в загрязнённых пробах. Задача эта многогрудная. Четвёртый этап следует проводить параллельно с третьим, поскольку ставятся те же задачи, осуществляя отбор дополнительных проб в направлении ухудшающейся экологической ситуации с определением в них биохимических показателей. Пятый этап требует тщательного предварительного планирования работ для обеспечения оптимального количества проб воды донных осадков, необходимых для составления карг экологического состояния всего водного объекта и отдельных его частей.

По мнению О. Ф. Филенко (1991), при оценке реальной или потенциальной угрозы опасного для организмов загрязнения вод исследования взаимодействия компонентов экосистем с веществами, поступающими в среду, ведутся в трёх направлениях:

• 1) обоснование предотвращения опасных уровней загрязнения вод;
• 2) оценка состояния экосистем, подвергающихся антропогенному воздействию;
• 3) текущий контроль качества водной среды.

Выражением первого из этих направлений является концепция критериев качества водной среды, реализуемая на основе лабораторных токсикологических тестов в виде ПДК, ориентировочных безопасных уровней воздействия (ОБУВ) и др. Суть приёма токсикологического контроля заключается в относительно кратковременном наблюдении за какой-либо характеристикой тест-организмов, помещённых в исследуемую среду.

Биотестирование с применением гидробионтов может быть использовано для оценки токсичности загрязняемых природных вод, контроля токсичности сточных вод, ускоренной оценки экстрактов, смывов и сред с санитарно-гигиеническими целями.

В СССР, а теперь и в Российской Федерации нормативы ПДК и ОБУВ загрязняющих веществ в воде определяются путём выполнения по определённой схеме лабораторных токсикологических экспериментов с гидробионтами — тест-организмами, представляющими систематические группы и трофические уровни экосистем.

Для каждого тест-организма устанавливается круг тестпараметров, которые являются основными и контролируются в обязательном порядке. При этом для надёжного контроля токсичности загрязнителей должно быть использовано одновременно несколько тест-объектов (Филенко, Дмитриева, 1999).

Для токсикологических исследований используют зелёные водоросли Scenedesmus quadricauda, S. acuminatus, Chlorella vulgaris,.

C. pyrenoidosa, Selenastrumcapricomutum, виды рода Ankistrodesmus и др. Токсичность испытываемых веществ испытывают по визуальным показателям (изменение окраски культуры водорослей, лизис клеток), значениям pH культуры, численности клеток, выделению и поглощению кислорода, определению соотношения живых и мёртвых клеток. Для более полной оценки токсичности веществ используют показатели биомассы клеток, содержания хлорофилла и каротиноидов и т. д. Из макрофитов наиболее удобными тест-объектами являются элодея (Elodea canadensis) и ряска (Lemna minor). В острых опытах устанавливают концентрации веществ, вызывающие за 10 дней роста культуры гибель 50% особей. В хронических опытах при разведении исходной острой концентрации наблюдают за такими показателями растений как визуальные повреждения (изменение окраски, потеря тургора и др.), выживаемость и прирост основного побега, число боковых отростков и их длина, число корней и длина.

В качестве тестовых организмов могут выступать и простейшие организмы, например инфузории Paramecium caudatum. В качестве функций отклика на токсиканты используют показатели выживаемости особей и функцию их размножения, выражающуюся в изменении скорости клеточного деления. Установление ПДК для ракообразных осуществляется на примере представителей отряда Cladocera Daphnia magna, D. longispina, D. carinata, Symocephalus vetulus, Ceriodaphnia affinis и Moina macrocopa (Лесников, Исакова, Колосова, 1986). В острых опытах оценку степени воздействия той или иной концентрации вещества проводят по времени достижения гибели 50% популяции. При наблюдении кладоцер в хронических опытах исследуют такие популяционные характеристики как выживаемость, рост, плодовитость и качество потомства. Среди представителей бентоса удобными тест-объектами являются брюхоногие моллюски (прудовик Limnea stagnalis) и личинки хирономид (Chironomus dorsalis). Кроме острых опытов по установлению летальных доз веществ для этих организмов, проводят также хронические опыты (30−60 суток), где для прудовиков контролируют рождаемость, плодовитость, процесс эмбриогенеза, скорость роста и водно-солевой обмен особей, а для хирономид — выживаемость, скорости роста биомассы. При токсикологических испытаниях не обойдены вниманием и представители высших трофических уровней водных экосистем, в том числе рыбы.

Среди ихтиофауны чаще всего используют мальков и взрослых рыб из семейств лососевых (форель Salmo trutta, пелядь Coregonuspeled), окуневых (судак Sander lucioperca, окунь Perea fluviatilis), карповых (плотва Rutilus rutilus, пескарь Gobio gobio, верховка Leucaspius delineatus, голавль Leuciscus cephalus, гольян Phoxinus phoxinus, лещ Abramis brama, краснопёрка Scardinius erythrophthalmus, карп Cyprinus carpio, карась Carassius carassius). Степень отравления определяют по изменению следующих показателей: выживаемость рыб (как в остром, так и в хроническом опыте), прирост или снижение биомассы, клиническая картина отравления (оценивается по изменению поведения рыб), характер питания, характер и частота дыхания, внешний вид (состояние кожных покровов, плавников, глаз), состояние жаберного аппарата. Проводят также гистологические, гистохимические, гематологические и биохимические анализы, которые могут свидетельствовать об изменениях в организме и в отсутствие внешних проявлений интоксикации. Распространено также исследований реакций эмбрионов рыб (аквариумная рыба данио Danio rerio, вьюн Misgurnus fossilis, осетр Acipenser sp., радужная форель Salmo irideus), более чувствительных к токсическим воздействиям. В этом случае исследуют показатели выживаемости эмбрионов, отклонений в развитии, морфометрические параметры.

Результаты описанных лабораторных токсикологических опытов с тест-объектами путём интегрирования полученных сублетальных концентраций для разных организмов позволяют вычислить используемые в природоохранных документах ПДК. Сегодня ПДК установлены для более чем 1000 химических соединений. Существуют нормативы, регламентирующие состав воды отдельно в водоёмах хозяйственнопитьевого и культурно-бытового использования и в водоёмах рыбохозяйственного назначения. Исключение составляет оз. Байкал, на бассейн которого распространяются индивидуальные «Нормы допустимого воздействия на экологическую систему Байкала» (Кобзев, 1980).

В свете современных требований к охране природной среды эта система, основанная на раздельном определении концентраций опасных веществ и сопоставлении их с ПДК, не может быть признана эффективной, поскольку практическое использование концепции ПДК встречается с целым рядом трудностей. Основные из них перечислены в работе В. А. Абакумова и Л. М. Сущсни (1991). Во многих случаях при установлении ПДК учитывается только прямое токсикологическое воздействие, а многие возникающие косвенные эффекты остаются в стороне. Не менее серьёзным недостатком существующей системы контроля, по мнению авторов, является и то, что изолированное действие отдельных химических веществ без учёта реальной экологической ситуации не отражает истинной картины воздействия. Изолированного действия не существует — есть лишь совместное действие всего комплекса факторов. Выше говорилось о 1000 соединений, для которых существуют ПДК. В то же время число веществзагрязнителей, способных влиять на экологическое состояние биоты в водоёмах и водотоках, на сегодня превысило миллион наименований и ежегодно синтезируется ещё свыше четверти миллиона новых веществ. Кроме того, в пресноводных экосистемах образуются сложные комплексы различных химических соединений, принципиально иначе воздействующие на биоценозы, чем отдельные составляющие. В результате происходящих химических реакций и превращений химических элементов в водной среде происходит образование новых соединений, которые могут быть токсичнее исходных ингредиентов. Вредное действие физических, химических и других факторов при их комбинировании может суммироваться (аддитивное или независимое действие), ослабляться (антагонизм) или усиливаться (синергизм). Причём синергическое действие факторов представляет наибольшую опасность для организмов. Согласно обобщённой концепции синергизма (Петин, Жураковская, Пантюхина, Рассохина, 1999) при комбинированных воздействиях факторов происходит образование дополнительных повреждений за счёт взаимодействия субповреждений, индуцируемых каждым из агентов и не являющихся значимыми при раздельном воздействии каждого из факторов. Показано, что существует оптимальное соотношение воздействующих агентов, при котором синергизм максимален. Чем меньше интенсивность одного фактора, тем меньшая интенсивность другого фактора должна использоваться для проявления максимального синергизма.

Не вполне правомерна также экстраполяция результатов, полученных в лаборатории по данным о реакциях отдельных изолированных индивидуумов, на естественные многовидовые сообщества. Так, выживание и размножение популяции зависят от её поведения, питания, взаимодействия с хищниками и жертвами и т. д.

Необоснованным выглядит также один из основополагающих принципов концепции ПДК, указывающий на абсолютную универсальность полученных нормативов, пригодность их для любой природной зоны, любого времени года, любого местообитания (например, при разработке рыбохозяйственных ПДК не существует разницы между лентическими и лотическими водоёмами). В самом деле, каждая экосистема обладает эволюционно обусловленным уникальным комплексом связей между отдельными компонентами, специфическим адаптационным потенциалом к возможным опасным воздействиям, выработанной со временем токсикорезистентностью (Волков, Заличева и др., 1997).

По нашему мнению эффективность применения нормативов ПДК следует признать невысокой также и потому, что на водные экосистемы помимо химического загрязнения оказывают негативное влияние и многие другие антропогенные факторы нехимичсской природы, например тепловое загрязнение, мутность воды, изменение гидрологического режима водоёма, выражающееся в перепадах расходов и уровней воды. Состояние пресноводных экосистем находится в прямой зависимости от состояния площади водосбора, уровня антропогенной освоенности бассейна. Существенное влияние на гидробионтов оказывает изменение режима наносов, береговые и русловые деформации, связанные с водозаборами и другими инженерными сооружениями на реках.

Отсутствие соответствия между лабораторными и природными моделями экосистем приводит к тому, что ПДК часто оказываются завышенными (Жигальский, 1997). В качестве примера можно привести ситуацию, когда несмотря на удовлетворительные результаты гидрохимического анализа (то есть соблюдение ПДК) в водоёмах заповедника «Большая Кокшага» (республика Марий Эл), проведённый гидробиологический мониторинг показал тенденцию к ухудшению экологического состояния пойменных участков реки, что выражалось в изменении структуры зоопланктонных сообществ (Дробот, 1997). Известны и обратные ситуации — например, состояние сообщества зоопланктона (индексированное по суммарной численности) в р. Суре оставалось благополучным и при превышении ПДК большинства измеряемых физико-химических показателей (Максимов, Булгаков и др., 2000).

Принимая во внимание критические замечания, высказанные в адрес концепции ПДК, следует сказать также о точке зрения, согласно которой нормативы ПДК, несмотря на все свои недостатки остаются важными ориентирами для планирования деятельности, связанной с возможным загрязнением среды (Филенко, 1991), а токсикологический контроль, основанный на биотестировании, может служить дополнением, но не альтернативой методам биоиндикации в природных экосистемах и экологического нормирования.

Рассмотренные в этом разделе системы биологического анализа качества вод лишены существенных недостатков систем и способов, в которых оценка степени загрязнения производится только по показательному значению организмов или по видовому разнообразию. Поскольку и показательное значение организмов, и видовое разнообразие может быть использовано для оценки уровня органического загрязнения, нет причин использовать лишь один из этих подходов. Важное преимущество этих систем в том, что с их помощью возможна быстрая оценка степени загрязнения. Существенные их различия между собою способствуют более широкому выбору конкретного метода анализа для каждого конкретного случая. Общепризнанная же система биологического анализа качества вод отсутствует, что требует продолжения специальных исследований и разработки таких методов контроля. Эти методы должны обеспечить высокую точность получаемых сведений и оперативность их получения. При этом большее внимание должно быть уделено ихтиофауне как одному из важнейших биотестов ихтиотоксикологических оценок. В качестве же приоритетного оценочного критерия должна быть чистая вода и возможность выполнения ею биологических функций.

Обилие систем биологического анализа и способов оценки уровня загрязнения, появившихся в последнее время, является результатом неудовлетворенности практических работников системой Кольквитца-Марссона и их стремления найти иной подход к оценке степени загрязнения водоёмов, позволяющий более оперативно получать ответы на запросы практики.

Степень загрязнения водоёмов может оцениваться по показательным организмам и их видовому разнообразию. Соединение для этой цели двух подходов поддерживается многими исследователями. Очевидно, из видового разнообразия, прежде всего, следует обращать внимание на неустойчивые к загрязнению виды, так как они объективно сигнализируют о возрастании загрязнения, и эти сигналы поступают быстрее, чем от устойчивых видов.

Использование показателей видового разнообразия и информационных индексов для оценки загрязнённости осложняется при экстремальных состояниях среды. Например, жизнь крайне обедняется в горячих источниках, пересоленных водоёмах, мутных реках, в суровых ледовых условиях и в некоторых других случаях. Помимо структурных особенностей биоценозов для индикации загрязнения можно учитывать многие функциональные характеристики. Прежде всего, это БПК, то есть величина аэробной деструкции органических веществ, определение которой имеет вековую историю и стало одним из наиболее распространённых элементов биологического анализа качества вод.

Приведённый нами краткий обзор позволяет предположительно наметить некоторые принципы, которые должны лечь в основу системы биологического анализа пресных вод. Существует необходимость в упрощённой системе, которую мог бы использовать широкий круг исследователей, и которая позволяла бы достаточно быстро оценивать уровень загрязнения водоёмов. Нет общего мнения по поводу того, каким требованиям эта система должна отвечать. В ней должно быть использовано наряду с индикаторным значением таксонов видовое разнообразие. В основу выбора индикаторных таксонов должна быть положена лёгкость обнаружения и определения. Следует принять во внимание возможность использования индикаторных таксонов более высокого ранга, чем вид. Так как данные, полученные биологами, в дальнейшем будут применяться специалистами других профессий, они должны быть выражены в понятной для не биологов форме.

Рассмотренные способы биологического анализа и оценки качества вод весьма разобщены, имеющиеся преимущества и недостатки обеспечивают достаточно быструю оценку степени их загрязнения. Существенные их различия между собою способствуют более широкому выбору конкретного метода анализа для каждого конкретного случая. Общепризнанная же система биологического анализа качества вод отсутствует, что требует продолжения специальных исследований и разработки таких методов контроля. Эти методы должны обеспечить высокую точность получаемых сведений и оперативность их получения. В ней учитывается видовое разнообразие и показательное значение таксонов. В основу выбора индикаторных таксонов положена лёгкость их определения. Результаты даются в цифровой форме. При этом большее внимание должно быть уделено ихтиофауне как одному из важнейших биотестов ихтиотоксикологических оценок. В качестве же приоритетного оценочного критерия должна быть чистая вода и возможность выполнения ею биологических функций.

При оценке степени загрязнения промышленными стоками, содержащими токсиканты, разнообразие которых очень велико и характер действия различен, могут встречаться затруднения при применении любых систем биологического анализа, так как трудно разработать единую систему, основанную на индикаторном значении таксонов. В этом случае может быть полезна оценка уровня загрязнения по видовому разнообразию.

Гидробиологическое изучение загрязняемых водоёмов не должно ограничиваться лишь обнаружением и оценкой степени загрязнения. Для прогнозирования последствий внесения в водоём органических веществ антропогенного происхождения и для управления процессом самоочищения необходимо изучение биологической утилизации и трансформации веществ и энергии на всех трофических уровнях.