Текст книги "Основы общей и экологической токсикологии"

К твердым бытовым отходам (ТБО) относят смесь веществ и материалов, образующихся в результате жизнедеятельности населения, которые необходимо утилизировать или уничтожить как бесполезные, нежелательные или опасные.

По своему составу ТБО неоднородны и включают макулатуру (20 – 40 % по массе), черные и цветные металлы (2 – 5 % и более), пищевые отходы (20 – 40 %), пластмассу (1 – 5 %), стекло (4 – 6 %), текстиль (4 – 6 %) и др. Количество ТБО (мусора), образующееся в некоторых странах мира в среднем на душу населения (по различным источникам на начало 1980-х гг.) приведено в табл. 2.7.

Таблица 2.7

Количество ТБО в некоторых странах мира в среднем на душу населения

^* Париж.

^** Москва.

Для справки отметим, что ежегодно в Санкт-Петербурге образуется около 1 млн т (около 5 млн м³) ТБО и 0,4 млн м³ осадков городских очистных сооружений.

Объем ТБО по России составляет около 130 млн м³. В настоящее время около 124 млн м³ складируются на специальных полигонах, а остальные уничтожаются на мусороперерабатывающих заводах.

С точки зрения экологической безопасности все ТБО целесообразно разделить на следующие четыре группы: 1) токсичные отходы (отходы, содержащие токсичные тяжелые металлы и их соединения, радиоактивные изотопы, люминесцентные лампы и т. д.);

2) потенциально-токсичные (при переработке генерируют токсичные вещества, загрязняющие окружающую среду); 3) нетоксичные (биологически инертные) отходы (кость, стекло, камень и т. п.);

4) пищевые отходы.

Городские свалки вокруг городов не только занимают обширные территории (для захоронения 1 т ТБО требуется 3 м²), но и представляют опасность для здоровья людей и являются потенциальным источником загрязнения подземных вод и распространения неприятных запахов.

Наглядный пример возможных масштабов загрязнения грунтовых вод – случай с военным складом в Скалистых горах (штат Колорадо, США). Из-за протечки хранилищ отходов ряд синтетических веществ попал в грунтовые воды, загрязнив около 50 км² территории, окружавшей склад. В этом районе пришлось закрыть множество водяных скважин. Армия США затратила более 200 млн долларов, чтобы очистить местность и предотвратить ее дальнейшее загрязнение. Полагают, что для завершения работы понадобится еще 1,8 млрд долларов.

Городские свалки опасны в отношении пожаров и распространения инфекций. Как правило, спустя год после начала складирования отходов на свалке, начинается интенсивное выделение биогаза, состоящего на 54 % из метана (СН₄) и на 46 % из диоксида углерода. В процессе разложения 1 т отходов выделяется 11,4 м³ такого газа, неконтролируемые выбросы которого представляют опасность в отношении взрыва или воспламенения метана, содержащегося в биогазе.

Свалка «живет» долгие годы. Выделение газов из толщи отходов начинается вскоре после ее создания и достигает максимума спустя 25 – 30 лет, после чего газ идет еще около полувека. То есть выделение газов свалкой длится не менее 75 лет.

Среди выделяющихся газов многие имеют сильный неприятный запах (сероводород, меркаптаны, аммиак, летучие амины). Но наиболее негативное воздействие на природную среду оказывают не они, а не имеющий запаха метан. Этот газ обладает способностью задерживать длинноволновое излучение, идущее от поверхности Земли, и таким образом способствовать повышению температуры земной атмосферы (так называемый «парниковый эффект»). «Парниковое» влияние метана в 30 раз выше, чем диоксида углерода, что делает его выделение в атмосферу крайне нежелательным.

Образующиеся в Санкт-Петербурге за год бытовые отходы, если их полностью захоранивать на полигонах, дадут со временем 30 – 40 тыс. т метана (Единая… 2000).

В связи с выделением метана и других горючих газов свалки представляют значительную пожарную опасность. Загоревшуюся свалку погасить очень трудно. Так, весной 1996 г. свалка у пос. Северная Самарка во Всеволожском районе Ленинградской области горела несколько недель, застлав удушливым дымом окрестности на много километров вокруг.

Дополнительным источником ТБО являются городские очистные сооружения, в которых в больших количествах накапливается осадок (или ил), состоящий на 70 – 80 % из органических веществ. Он имеет неприятный запах и содержит патогенную микрофлору. Обезвреживание осадка является обязательным условием системы очистки сточных вод, однако в ряде случаев осадок может содержать трудноудаляемые примеси (например, тяжелые металлы).

2.4. Основные источники и виды антропогенного загрязнения гидросферы

Гидросфера служит естественным аккумулятором большинства загрязняющих веществ, поступающих непосредственно в атмосферу или литосферу. Это связано с наличием глобального цикла круговорота воды, со способностью воды к растворению различных газов и минеральных солей, а также с тем, что любой водоем служит своего рода ямой, куда вместе с потоками воды смываются с суши всевозможные твердые частицы. Кроме того, вода в силу своего широкого использования в промышленности, сельском хозяйстве, в быту подвержена и непосредственному антропогенному загрязнению. Вместе с тем, будучи естественной средой обитания живых организмов (гидробионтов), вода находится в динамически равновесном состоянии обмена биогенными веществами с водной биотой. Присутствие загрязняющих веществ в водной среде, чуждых живой природе, оказывает влияние на процессы жизнедеятельности отдельных живых организмов и на функционирование всей водной экосистемы.

При изучении процессов загрязнения водных объектов установлены определенные закономерности: 1) неравномерность загрязнения водных объектов на территории страны; 2) периодически возникающие аварийные ситуации, сопровождающиеся массовыми выбросами загрязняющих веществ в водные объекты; 3) формирование устойчивых областей загрязнения, обусловленных постоянным поступлением в водные объекты промышленных, сельскохозяйственных и бытовых сточных вод.

Принято считать, что в промышленно развитых регионах на долю промышленных сточных вод приходится 70 – 80 %, примерно 20 % – нахозяйственно-бытовые (коммунальные) стоки, а остальное падает на долю сельскохозяйственных стоков. Основные виды и источники загрязнений водных объектов приведены в табл. 2.8.

Таблица 2.8

Основные виды и источники загрязнений водных объектов

По данным экологического инспектирования, оказалось, что по количеству сбрасываемых сточных вод и степени их загрязнения отрасли промышленности могут быть ранжированы следующим образом:

– целлюлозно-бумажная → химическая → цветная металлургия → черная металлургия → угольная → машиностроение → нефтедобывающая → нефтехимическая → электроэнергетика (Красовский Г. Н., Егорова Н. А., 1991).

Можно выделить шесть следующих наиболее существенных проблем, связанных с водными объектами: эвтрофирование, закисление, загрязнение токсичными химикатами, флуктуации уровня, заиливание и разрушение экосистем.

Понятие трофности водоемов сформулировано Тинеманном и Науманном в начале XX в. Под этим понятием понимают «кормность», «питательность» водоемов, т. е. обеспеченность пищей населяющих их гидробионтов. Само слово эвтрофный происходит от греческого слова «эвтрофос», что в переводе означает «тучность», «жирность».

Эвтрофирование — повышение биологической продуктивности водных объектов в результате накопления в воде биогенных элементов под действием антропогенных и естественных (природных) факторов.

Между эвтрофированием и загрязнением имеется существенная разница, заключающаяся, прежде всего, в том, что загрязнение обусловлено сбросом токсических веществ, подавляющих биологическую продуктивность водоемов, а эвтрофирование до известной степени повышает продуктивность.

Основными источниками загрязнения водоемов биогенными веществами служат смыв азотных и фосфорных удобрений с полей, строительство водохранилищ без надлежащей очистки ложа, сброс сточных вод, в том числе и прошедших биологическую очистку.

Биогенные компоненты поступают в природные экосистемы как водным, так и воздушным путем; сейчас, например, в мире используется свыше 30 млн т/год мыла и детергентов (основанных на фосфатах). В Канаде, например, одному из химиков была присуждена престижная национальная премия за разработку моющих средств (стиральных порошков), не содержащих фосфора.

В эвтрофировании водоемов принимают участие два главных биогенных элемента – азот и фосфор. Если N_min :P_min (отношение содержания минерального азота к содержанию минерального фосфора) меньше 10, то первичная продукция фитопланктона лимитируется азотом, при N_min :P_min > 17 – фосфором, при N_min :P_min = 10 – 17 – азотом и фосфором одновременно. Установлено также, что азот определяет развитие фитопланктона главным образом в олиготрофных океанических районах и в морских экосистемах, а фосфор во внутриконтинентальных водоемах.

Среди множества биогенных элементов, влияющих на процесс эвтрофирования (азот, кислород, углерод, сера, кальций, калий, хлор, железо, марганец, кремний и др.), для водоемов умеренной зоны решающую роль играет фосфор.

Эвтрофирование представляет собой естественный процесс эволюции водоема. С момента «рождения» водоем в естественных условиях проходит несколько стадий развития: на ранних стадиях – от ультраолиготрофного до олиготрофного, далее становится мезотрофным и в конце концов водоем превращается в эвтрофный и гиперэвтрофный – происходит «старение» и гибель водоема с образованием болота.

Однако под воздействием хозяйственной деятельности этот естественный процесс приобретает специфические черты, становится антропогенным. Резко возрастают скорость и интенсивность повышения продуктивности экосистем. Так, если в естественных условиях эвтрофирование какого-либо озера протекает за период 1000 лет и более, то в результате антропогенного воздействия это может произойти в сто и даже тысячу раз быстрее. Такие крупные водоемы, как Балтийское море, озера Эри, Тахо и Ладожское, перешли из одного трофического состояния в другое всего за 20 – 25 лет. Данный процесс охватил многие крупнейшие пресноводные озера Европы, США (Великие Американские озера), Канады и Японии.

По образному выражению Ю. Одума, антропогенное эвтрофирование есть злокачественное увеличение первичной продукции в водоеме. Развитие процесса антропогенного эвтрофирования приводит ко многим неблагоприятным последствиям с точки зрения водопользования и водопотребления (развитие «цветения» и ухудшение качества воды, появление анаэробных зон, нарушение структуры биоценозов и исчезновение многих видов гидробионтов, в том числе ценных промысловых рыб).

Первое научное упоминание токсического цветения в пресноводных водоемах Австралии, вызвавшего гибель овец, лошадей, свиней, собак, сделал в 1878 г. Дж. Френсис. С тех пор появилось множество свидетельств таких токсичных цветений в различных водоемах мира. Так, токсичность сине-зеленых водорослей во время их цветения установлена в Киевском водохранилище, на реке Днепр, в Куршском заливе Балтийского моря и т. д. Особенно им благоприятствуют в умеренных широтах подогрев воды в водохранилищах-охладителях и замедленный водообмен. Сине-зеленые водоросли в результате своей жизнедеятельности производят сильнейшие токсины (алкалоиды, низкомолекулярные пептиды и др.), которые сами не используют, но попадая в водную толщу, эти токсины представляют опасность для живых организмов и человека. Они могут вызывать цирроз печени, дерматиты у людей, отравление и гибель животных (Фрумин Г. Т., 2002).

Известны два типа токсинов, образуемых сине-зелеными водорослями (цианобактериями), – нейротоксины и гепатотоксины. Нейротоксины представляют собой алкалоиды, действующие на нервную систему. Цианобактерии, образующие нейротоксины, встречаются сравнительно редко. Гепатотоксины – это циклические гепто– или пентапептиды (то есть короткие цепи белковой природы, состоящие из пяти или шести аминокислот), содержащие необычные аминокислоты. Гепатотоксин, попавший в организм животного, вызывает разрушение печени, и через несколько часов наступает смерть. В литературе не описаны случаи гибели людей от гепатотоксинов цианобактерий, но считается совершенно очевидным, что некоторые люди, умершие от рака печени, убиты цианобактериями.

Токсины находятся в клетках цианобактерий и только после их разрушения поступают в воду. Они весьма устойчивы и не разрушаются при хлорировании воды. Более того, токсины сине-зеленых водорослей сохраняются и в сухих клетках.

По данным мировой статистики, примерно в 40 – 50 % случаев цветения происходит развитие токсигенных цианобактерий. В настоящее время развитие токсигенных цианобактерий приобретает глобальный характер, что обусловлено усилением антропогенного загрязнения водных объектов. Как национальную проблему рассматривают токсичные цветения озер в Англии, Финляндии, Норвегии. В этих странах созданы специальные центры для их изучения и контроля. В литературе описаны наблюдения токсигенных цианобактерий в ряде озер Карелии и в Невской губе.

Интересный пример токсического действия сине-зеленых планктонных водорослей описан для Южной Африки. Там эти явления привлекли особое внимание после сооружения большого водохранилища на реке Вааль в Трансваале, строительство которого было окончено в 1938 г. С 1940 г. по берегам водохранилища были отмечены случаи падежа скота, принявшие массовый характер в 1942 г. во время сильного цветения водохранилища сине-зелеными водорослями. Погибли тысячи голов крупного рогатого скота и овец, гибли также лошади, мулы, ослы, собаки, кролики и домашняя водоплавающая птица. Отмечалось, что слабым ветром водоросли сгонялись к берегу, где концентрировались, ивэтихместах животные гибли за считанные часы.

Токсины водорослей являются первопричиной загадочной гаффской болезни, эпидемии которой, начиная с 1924 г., несколько раз наблюдались в окрестностях города Кенигсберга (ныне Калининград), на побережье опресненного залива Балтийского моря Фришес-Гафф. Болезнь поражала рыбаков, занимавшихся промыслом в заливе, и не распространялась на выезжавших на лов в Балтийское море. Гаффская болезнь наступает внезапно, без продромальных симптомов, и выражается в острых мышечных болях при малейших движениях или при прикосновении, в результате чего больные падают и остаются неподвижными, создавая внешнюю картину паралича.

Основным ограничивающим фактором «цветения» сине-зеленых водорослей является уменьшение сброса биогенных веществ (в основном фосфора) в водные экосистемы.

Поскольку эвтрофирование водоемов стало серьезной глобальной экологической проблемой, по линии ЮНЕСКО начаты работы по мониторингу внутренних вод, контролю за эвтрофированием водоемов земного шара.

Основными критериями для характеристики процесса эвтрофирования водоемов являются:

– уменьшение концентрации растворенного кислорода в водной толще;

– увеличение концентрации биогенных веществ;

– увеличение содержания взвешенных частиц, особенно органического происхождения;

– последовательная смена популяций водорослей с преобладанием сине-зеленых и зеленых водорослей;

– уменьшение проникновения света (самозатенение, возрастание мутности воды);

– увеличение концентрации фосфора в донных отложениях;

– значительное увеличение биомассы фитопланктона (при уменьшении разнообразия видов) и т. д.

Отношение общего азота к общему фосфору в водоеме указывает на степень эвтрофирования его водной экосистемы. Для сильно гумифицированных внутренних водоемов N_общ. :P_общ. имеет порядок 100 и более; для самых чистых олиготрофных и мезотрофных озер – 30 – 40; для эвтрофных водоемов, находящихся под очевидным антропогенным воздействием, – 15 – 25; для гипертрофных водоемов – 12 – 18 (до 3 – 5).

Из множества индикаторов, которыми можно отразить трофическое состояние водоемов, наиболее приемлемы как для прямой спецификации соответствующих категорий трофности, так и для построения математических моделей, следующие:

1) Поступление специфических биогенных веществ.

2) Концентрация биогенных веществ. В настоящее время принятыми критическими концентрациями азота и фосфора (включая общий фосфор, ортофосфаты, общий азот и растворенный неорганический азот – аммоний, нитриты и нитраты) во время интенсивного перемешивания вод, при котором создаются потенциальные условия для цветения водорослей, являются следующие: для фосфора – 0,01 г/м³, для азота – 0,3 г/м³. При более низких концентрациях будет иметь место азотное лимитирование развития водорослей, однако такие концентрации трудно измерить точно.

3) Скорость истощения кислорода в гиполимнионе (гиполимнион – глубинный слой воды в водоеме, залегающий ниже слоя температурного скачка – термоклина). С развитием эвтрофирования пропорционально увеличиваются потери кислорода в водах гиполимниона. Скорость этого истощения используется как индикатор трофического состояния, так как она имеет короткопериодную изменчивость. Этот индикатор может применяться только для характеристики стратифицированных водоемов. Предложены следующие пределы этого индикатора для разных по трофности водоемов: олиготрофные – менее 250 мг/(м³ ⋅ сут); мезотрофные – 250 – 500 мг/(м³ ⋅ сут); эвтрофные – более 550 мг/(м³ ⋅ сут).

4) Глубина видимости диска Секки. Это наиболее широко используемый (из-за простоты оценки) самый старый метод приближенной оценки трофического состояния водоемов. Диск Секки – стандартный по размеру (200 мм в диаметре) диск с черно-белыми секторами, который опускают в воду до глубины исчезновения его видимости. Эта глубина регистрируется, и диск поднимают вверх;

глубина, на которой диск начинает быть снова видимым, также регистрируется. Глубина, соответствующая видимости диска Секки, является средней из двух ее вышеуказанных значений. Глубина видимости диска Секки обратно пропорциональна плотности популяций водорослей в воде, так как взвешенное вещество будет рассеивать падающий свет и увеличивать его ослабление. Таким образом, глубина видимости диска Секки в воде связана с первичной продуктивностью вод, которая является показателем трофического состояния водоема: олиготрофные водоемы – более 6,0 м; мезотрофные – от 3 до 6,0 м; эвтрофные – менее 3 м.

В качестве прямого индикатора трофического состояния обычно используется концентрация хлорофилла a. Хлорофилл а (C₅₅H₇₂O₅N₄Mg) является основным фотосинтетическим пигментом, поэтому измеренное значение его концентрации в пробе воды является репрезентативным индикатором биомассы водорослей. Он является полезной и точной мерой эвтрофирования водоемов и поэтому регулярно используется при измерении «откликов» водоемов на биогенную нагрузку с целью их восстановления.

Основная трудность заключается в том, что концентрация хлорофилла а увеличивается незначительно при его содержании свыше 100 мг/м³ независимо от увеличения концентрации биогенных веществ, так как самозатенение приостанавливает дальнейший рост первичных продуцентов.

Пять определений граничных концентраций хлорофилла a для олиготрофного, мезотрофного и эвтрофного состояний водоемов суммированы в табл. 2.9, а в табл. 2.10 приведена иная шкала трофических уровней.

Таблица 2.9

Фиксированные категории трофического состояния по литературным обобщениям

(Хендерсон-Селлерс Б., Маркленд Х. Р., 1990)

Таблица 2.10

Шкала трофических уровней по литературным обобщениям

Широко известный ныне термин «кислотные дожди» появился в 1872 г. Его ввел в практику английский инженер Роберт Смит, опубликовавший книгу «Воздух и дождь: начала химической климатологии». Детальными и по-настоящему научными исследованиями кислотных дождей стали заниматься только в конце 1960-х гг.

О вредном воздействии кислотных дождей свидетельствуют следующие примеры. В Канаде из-за частых кислотных дождей более 4000 озер превратились к кислотные водоемы, а 12 000 озер находятся на грани гибели. В Швеции в 18 000 озерах нарушено биологическое равновесие. Кислотные дожди наносят большой урон и лесам: в ФРГ и некоторых районах Швейцарии погибла ¹/₃ всех елей. При анализе соединений, которые являются предшественниками кислотных дождей, а также при определении интенсивности кислотных дождей необходимо учитывать не только антропогенные источники, т. е. обусловленные сознательной деятельностью человека, но и природные источники, например лесные массивы, поскольку они в процессе газообмена выделяют значительное количество органических веществ. Имеет значение и степень урбанизации отдельных регионов, например, выделяемый из антропогенных источников аммиак может существенно влиять на нейтрализацию кислотных компонентов. При этом вследствие загрязнения воздуха природными источниками сокращение промышленных выбросов не всегда может дать требуемый положительный эффект.

К основным загрязнениям атмосферы, которые являются источниками образования кислотных дождей, относятся диоксид серы (SO₂), оксиды азота (в основном оксид азота NO и диоксид азота NO₂) и летучие органические соединения.

В состав летучих органических соединений входят реакционноспособные алканы – 50 % (пропан, н-бутан и более высокомолекулярные), олефины – 23 % (этилен, пропилен и др.), ароматические углеводороды – 18 % (бензол, ксилолы и др.), альдегиды и кетоны – 8 %(формальдегид, ацетон и др.), органические кислоты – 1 % (муравьиная, уксусная и др.).

Летучие органические соединения, в отличие от оксидов серы и азота, поступают в атмосферу главным образом из природных источников (65 % от общего количества). Основной природный источник этих веществ – растения, в результате жизнедеятельности которых образуются непредельные соединения – терпеновые углеводороды и производные изопрена. Они активно участвуют в химических реакциях, протекающих в атмосфере, способны взаимодействовать с озоном и гидроксильными радикалами, инициируют химические реакции, в результате которых образуется целый ряд продуктов. Из природных источников выделяется более 90 % летучих органических соединений; количество их возрастает при повышении температуры и интенсивности солнечного освещения, т. е. летом их значительно больше, чем зимой. В некоторых районах, особенно в городских, загрязнения такого типа поступают в основном из антропогенных, а не из природных источников.

Атмосферу можно рассматривать как огромную окислительную систему с высоким содержанием основного окислителя – кислорода. Соединения, содержащие атомы C, H,SиNприродного и антропогенного происхождения, попадая в атмосферу, превращаются в стабильные долгоживущие соединения (например, СО₂)иливкороткоживущие соединения кислотного характера (оксиды азота и серы), которые участвуют в жидкофазных процессах с образованием кислот, удаляемых из атмосферы с осадками. Это и есть кислотные дожди.

В этих превращениях кроме кислорода участвуют озон О₃, гидроксильный радикал НО^*, гидропероксидный радикал НО₂^*, органические пероксидные радикалы (ROO^*), пероксиацетилнитрат (ПАН), пероксид водорода (Н₂О₂), нитрат-ион . Наиболее реакционноспособный гидроксильный радикал НО^*, он участвует в окислении оксидов азота и серы в азотную и серную кислоты:

В Средней и Северной Европе, а также Северной Америке кислотные дожди стали важной международной проблемой и даже поводом для конфликтов.

Из всего количества кислот, выпавших с дождями над территорией Центральной Европы, в среднем ²/₃ приходится на серную кислоту, ¹/₃ – на азотную.

Многие страны Европы, как бы «экспортирующие» и «импортирующие» серу (имеется в виду поступление и вынос серы через воздушные границы), можно условно разделить на государства с положительным и отрицательным балансом. Так, например, Норвегия, Швеция, Финляндия, Австрия и Швейцария больше получают от своих соседей, чем выпускают через собственные границы. Дания, Нидерланды, Бельгия, Великобритания, Германия и Франция больше направляют выбросов диоксида серы к соседям, чем получают от них.

При изучении кислотности водоемов возникает вопрос, в какой степени кислотность определяется выбросами из антропогенных источников и не связаны ли изменения кислотности с природными факторами. В США проведен глубокий геолого-палеонтологический анализ, результаты которого свидетельствуют о том, что кислотность большинства озер в послеледниковый период была не выше рН 8. В настоящее время для тех же зон кислотность гораздо выше (рН 4,6 – 5,0).

При анализе состава кислотного дождя основное внимание обращается на содержание катионов водорода (Н⁺), определяющих его кислотность (рН), а также анионов – сульфата , нитрата , хлорида (Cl), фосфата , катионов – аммония ,

натрия (Na⁺), калия (К⁺), кальция (Са²⁺), магния (Mg²⁺). Для суммарной характеристики растворенных ионов иногда используют электропроводность.

При рН 7 среда нейтральна (в дегазированном состоянии), при рН<7 – кислая. Однако это определение кислотности не столь очевидно для природной воды. Вода находится в равновесии с окружающим воздухом, насыщение диоксидом углерода приводит к образованию угольной кислоты с рН 5,6. Это состояние можно считать исходным для определения кислотности природной воды. Как правило, рН большинства рек и озер составляет 6 – 8, при высоком содержании минеральных и органических кислот рН заметно ниже – 3,2. Для засушливых регионов (Индия и другие страны Юго-Восточной Азии) характерны сильнощелочные почвы, и рН вод в них иногда выше 9.

В то же время в природных водах в больших количествах могут присутствовать растворимые карбонаты (обычно их пересчитывают на эквивалентное количество CaCO₃), анионы органических кислот, которые образуются в результате микробиологических процессов, и растворимые гидроксиды металлов. Наличие таких соединений приводит к нейтрализации катионов Н⁺, поскольку органические анионы связываются в слабодиссоциирующие кислоты, а карбонат-анион переходит в бикарбонат-анион. Поэтому введен термин «кислото-нейтрализующая способность» (КНС) воды, который определяется в мг-экв катионов Н⁺, необходимых для достижения рН 5,6. Обычно кислото-нейтрализующая способность дистиллированной воды в равновесии с газообразным СО₂ равна 0; при наличии указанных выше соединений она больше 0.

Показатель кислото-нейтрализующей способности является наиболее распространенным критерием закисления вод. Разница между суммой катионов (с коррекцией на морскую соль) и радикалами сильных кислот отражает запас или дефицит гидрокарбонатов, а в случае с водами, обогащенными гумусовыми кислотами, – их сумму, т. е. буферную способность системы. Кислото-нейтрализующая способность воды может быть рассчитана двумя способами:

Содержание элементов представляется в эквивалентах и корректируется на устранение доли морских аэрозолей по соотношению соответствующих элементов к хлору. Принимается, что хлориды в воде имеют морское происхождение. Содержание органического аниона (A^n-) рассчитывается по концентрации органического вещества (С_РОВ):

Если химические анализы проведены корректно и баланс ионов сходится, то значения КНС₁ и КНС₂ совпадают. Американские исследователи экстремальным считают значение КНС – 50 мг-экв/дм³, норвежские специалисты – 20 мг-экв/дм³.

Изменение в соотношении молярной концентрации в сторону превалирующего положения сульфатов может являться симптомом закисления вод. – есть признак переходного состояния водных объектов к закислению.

Водоемы с различной естественной кислотностью водной среды населяют гидробионты, адаптированные к определенным интервалам концентраций водородных ионов (эвриионные организмы приспособлены к наиболее значительным колебаниям рН водной среды, стеноионные, наоборот, жизнеспособны при незначительных колебаниях рН). В соответствии с предложенной классификацией типов природных водоемов гумидной зоны России в зависимости от фактора рН водоемы различной трофности и состава флоры и фауны подразделяются на нейтрально-щелочные (рН = 6,8 – 8,5), олигоацидные (рН = 6,7 – 5,6), мезоацидные (рН = 5,5 – 4,0) и полиацидные (рН ≤ 4,0).

Антропогенное закисление пресноводных экосистем сопровождается глубокими перестройками водных биоценозов на всех трофических уровнях. По мере повышения кислотности водной среды уменьшается видовое разнообразие водных организмов, происходит смена доминантных видов, снижается интенсивность продукционных процессов. Общую направленность экологических изменений при закислении природных вод можно характеризовать как экологический регресс с присущей ему определенной направленностью развития целого комплекса общих по своему экологическому значению признаков: уменьшению видового разнообразия, устойчивости к внешним возмущениям, увеличению энтропии, упрощению межвидовых отношений, уменьшению пространственной гетерогенности, упрощению временной структуры популяций.

Отрицательные экологические последствия закисления пресноводных экосистем обусловлены воздействием на гидробионтов водородных ионов (Н⁺) токсичных металлов, концентрации которых при закислении возрастают. Кроме прямого воздействия, связанного с изменением химического состава воды, существенное значение имеет и косвенное воздействие, связанное с изменением межвидовых отношений. Активная реакция водной среды (рН) является одним из важнейших экологических факторов обитания гидробионтов. Кроме того, рН биологических жидкостей (крови, гемолимфы) является основой нормального функционирования всех систем организма на уровне биохимических (физико-химических) реакций, например ферментативных. Водородный показатель водной среды играет важнейшую роль в обмене веществ между организмом и средой в экологическом метаболизме. Когда среда подкислена, яйцеклетки, сперма и молодь водных обитателей погибают. Ущерб не ограничивается гибелью водных организмов. Многие пищевые цепи, охватывающие почти всех диких животных, начинаются в водоемах. Прежде всего, сокращается популяция птиц, питающихся рыбой или насекомыми, личинки которых развиваются в воде.

К основным компонентам водной биоты относятся редуценты, разлагающие органические вещества, фитопланктон, зоопланктон, бентос, макрофиты, амфибии и др. Активность фитопланктона снижается при рН ≤ 6; при сохранении или частичном увеличении суммарной биомассы одни типы замещаются другими.

Негативные изменения зоопланктона возникают при рН 5, причем особенно сильно они проявляются при повышенном содержании алюминия.

При рН 5 резко снижается популяция рыб (озерной форели). Развитие популяций рыб отражает суммарные функции экосистемы. При рН воды выше 6 развитие популяций рыб устойчиво, некоторые нарушения наблюдаются при рН 5,5. Поддержание популяции при рН менее 5 практически невозможно. Так, при рН ниже 4,5 не обнаруживаются никакие ракообразные, улитки, мидии, и при этом не может жить никакая, имеющая промысловое значение пресноводная рыба.