Последствия эвтрофирования
В современных условиях процессы развития и преобразования водных экосистем протекают значительно быстрее, чем раньше, поскольку они обусловлены не столько естественными факторами, действующими в масштабе геологического времени, сколько антропогенными. К числу глобальных процессов, резкое возрастание скорости которых отмечено в последние десятилетия, можно отнести процесс антропогенного эвтрофирования (РД…, 2000). Естественно, что это не единственная проблема для водных экосистем, но именно ее называют доминирующей в современных условиях (Sondergaard et al., 2007).
Процессы эвтрофирования настолько интенсифицировались, что приводят к постоянно усиливающемуся ухудшению качества воды. Явление стихийного антропогенного эвтрофирования получило глобальный характер и резко
выражено как в олиготрофных холодноводных озерах Европы, Северной Америки, Азии, так и на мезо- и эвтрофных водохранилищах умеренных широт. Этот процесс характерен также для прудов, эстуарных бассейнов и в отдельных случаях даже для морей (Науменко, 2007). В Азиатском регионе 54% озер и водохранилищ являются эвтрофными, в Европе, Африке, Северной и Южной Америке – 53% (Bartram et al., 1999).
В небольших замкнутых водных объектах, к которым относятся озера, эвтрофирование приводит к резкому уменьшению глубин, а затем и к их исчезновению, особенно если этот процесс сопряжен с заиливанием. Актуальна эта проблема и для Республики Татарстан. Детальные исследования, выполненные в 1968-1970 гг. в Казанском отделе гидрологии и водных ресурсов СевНИИГиМ, выявили в Татарской АССР 8691 озеро (начиная с озер площадью 0,1 га), однако не было обнаружено множество озер (1071) имевшихся ранее на землеустроительных планах, составленных по материалам аэрофотосъемки 1957-1959 гг. (Озера…, 1976). По состоянию на 2008 г. в Республике Татарстан насчитывалось 8111 озер (Государственный доклад…, 2009), близкое значение – более 8000, фигурирует во всех Государственных докладах о состоянии природных ресурсов и об охране окружающей среды Республики Татарстан последних лет.
С процессами эвтрофирования связаны и другие неблагоприятные последствия для водных экосистем, например, сопутствующее массовое развитие синезеленных водорослей. Так называемое «цветение» приводит к ухудшению органолептических качеств воды – появляется неприятный вкус и запах, изменяется ее цвет. Отмирание водорослей и их последующее разложение, приводит к резкому снижению концентрации растворенного кислорода, особенно в придонных слоях воды, что ведет к замору рыб и гибели других гидробионтов. Кроме того, некоторые виды синезеленых водорослей могут продуцировать разнообразные вторичные метаболиты – цианотоксины, которые губительно действуют на водную флору и фауну (Codd et al., 2005).
Отмечается, что примерно 60% проб с синезелеными водорослями могут содержать цианотоксины.
Разнообразие цианотоксинов, выделяемых синезелеными водорослями (Microcystis, Nodularia spp. и др.), чрезвычайно высоко, например, только вариаций микроцистинов, обладающих острым гепатотоксическим эффектом, существует около 80. Кроме упомянутого токсического влияния на клетки печени, цианотоксины могут обладать нейротоксическими и дерматоксическими механизмами воздействия, а также блокировать синтез многих важных белков (Sivonen, Jones, 1999). Описание основных групп цианотоксинов приведено ниже.
Анатоксины – группа нейротоксических алкалоидов (рис. 1.3.1), продуцируемых цианобактериями родов Anabaena, Oscillatoria и Aphanizomenon. Токсичность этих соединений (LD50) варьирует от 20 до 250 мкг/кг веса.
Рис. 1.3.1. Структурные формулы нейротоксических цианотоксинов:
анатоксина-а и сакситоксина
Сакситоксины – как и анатоксины, являются нейротоксическими алкалоидами, которые также известны как паралитический яд медуз (рис. 1.3.1). Эта группа высокотоксичных соединений с LD50 на уровне 10 мкг/кг. Сакситоксины продуцируются рядом родов цианобактерий: Anabaena, Aphanizomenon, Cylindrospermopsis, Oscillatoria.
Микроцистины – наиболее часто встречающиеся цианотоксины (Zaccaroni, Scaravelli, 2008), представляют собой моноцикличные гептапептиды, содержащие специфическую аминокислоту (Adda). Микроцистины блокируют
протеинфосфатазы PP1 и PP2A, что вызывает гепатотоксический эффект. Эти токсины продуцируются цианобактериями родов Anabaena, Anabaenopsis, Aphanocapsa, Aphanizomenon, Cylindrospermopsis, Lyngbya, Microcystis, Nostoc, Oscillatoria, Phormidum, Planktothrix, Rivularia и Synechococcus. Однако наиболее часто отмечаются для родов Anabaena и Microcystis. Клетки последнего рода могут содержать около 0,2 пг микроцистина, что может представлять реальную угрозу при массовом развитии цианобактерий. При благоприятных условиях синезеленые водоросли данных родов могут являться доминирующей группой фитопланктона, составляя от 47 до 100% обшей численности и биомассы (до 25 трлн клеток и 1,7 кг биомассы на м3 в пятнах цветения).
Относительная токсичность микроцистинов может отличаться в зависимости от молекулярной структуры, микроцистин-LR (рис. 1.3.2) – одна из наиболее токсичных форм с LD50 около 50 мкг/кг. Норматив для питьевой воды, рекомендуемый ВОЗ для миркоцистина-LR составляет 1 мкг/л (WHO, 2011).
Рис. 1.3.2. Структурная формула микроцистина-LR
Структура нодуляринов (рис. 1.3.3) сходна с микроцистинами, они оказывают схожий гепатотоксический эффект и имеют аналогичные значения LD50. Этот тип токсинов продуцируется видом Nodularia spumigena.
Рис. 1.3.3. Структурная формула нодулярина-R
Первоначально выделенные из цианобактерий вида Cylindrospermopsis raciborskii цилиндроспермопсины (рис. 1.3.4) также продуцируются Aphanizomenon ovalisporum и Umezakia natans. Циклический алкалоид, как и микроцистин, в первую очередь поражает печень, а также приводит к значительному повреждению других жизненно важных органов, LD50 составляет 200 мкг/кг.
Рис. 1.3.4. Структурная формула цилиндроспермопсина
Продуцируемые некоторыми морскими цианобактериями, такими как Lyngbya, аплизиатоксины (рис. 1.3.5) широко известны дерматотоксичной активностью, вызывая воспаление кожи. Они также являются мощными промоутерами злокачественных опухолей. Аплизиатоксины были обнаружены в ассоциации с нитчатыми цианобактериями, в том числе Schizothrix calcicola и Oscillatoria nigroviridis.
Рис. 1.3.5. Структурная формула аплизиатоксина
Лингбиатоксин-а – индол-алкалоидный токсин, схожий с продуцируемым микроорганизмами рода Streptomyces телеоцидином-В. Этот токсин продуцируют цианобактерии Lyngbya majuscula, является возбудителем дерматитов, а также сильным опухолевым промоутером.
Ежегодно во всем мире фиксируются случаи токсичного цветения синезеленых водорослей (табл. 1.3.1) и отравления диких, домашних и сельскохозяйственных животных от употребления воды зараженной цианотоксинами.
Табл. 1.3.1. Случаи токсичного цветения синезеленых водорослей
(Cood et al., 2005)
Можно отметить, что эта проблема характерна не только для последнего времени, первые свидетельства цианобактериальной интоксикации датируются еще началом XIX века (табл. 1.3.2).
Табл. 1.3.2. Первые литературные данные о гибели животных от употребления воды, зараженной цианотоксинами (цит. по Cood et al., 2005)
Чрезвычайно опасны эти токсины и для людей, контакт с ними может приводить к аллергическим реакциям, развитию опухолевых процессов, отравлениям и даже смерти (Azevedo et al., 2002; Vasconcelos, 2006). Первый зафиксированный случай отравления человека цианотоксинами произошел еще в 1931 г. в Огайо (США), когда применение сульфата меди для борьбы с «цветением» источника питьевого водоснабжения привело к массовому отмиранию клеток водорослей, их лизису и как следствие поступлению содержащихся в них токсинах в воду и отравлению тысяч людей. В последующие годы были отмечены и другие эпизоды отравления цианотоксинами, например, в Зимбабве (1966), Австралии (1983), Бразилии (1993, 1996). В каждом из этих случаев отмечались как тяжелые отравления сотен людей, так и случаи смерти (Zaccaroni, Scaravelli, 2008). Проблема
«цветения» поверхностных вод и загрязнения их цианотоксинами актуальна и для России. Установлено, что концентрация свободных микроцистинов в воде водных объектов рекреационного назначения может многократно превышать нормативы ВОЗ (Никитин и др., 2012; Степанова и др., 2012).
Перечисленные факты свидетельствуют о необходимости принятия мер, направленных на снижение интенсивности обмеления, зарастания и деградации водоемов, на восстановление водной экосистемы в целом. При этом решение задачи сохранения и восстановления лентических экосистем требует современных комплексных экотехнологических подходов.
Основным фактором, определяющим биологическую продуктивность водоемов и как следствие интенсивность процессов эвтрофирования, является содержание биогенных элементов и в первую очередь содержание фосфора. Связано это с чрезвычайной важностью этого элемента для биологических процессов, что находит свое отражение в известном стехиометрическом соотношении – коэффициенте Редфилда, согласно которому соотношение концентраций основных биогенных элементов в фитопланктоне является следующим: по числу атомов – O:С:N:P = 212:106:16:1, по молярному весу – O:С:N:P = 109:41:7,2:1. Таким образом, в фотическом слое, на каждый миллиграмм фосфора, используемого в процессе фотосинтеза, приходится 7,2 мг азота и 76 мл CO2 (при этом выделяется аналогичное количество кислорода):
106CO2 + 16NO3– + HPO42– + 122H2O + 18H+ + микроэлементы + энергия
-
C106H263O110N16P1 + 138O2
Трансформируя формулу, в конечном итоге получаем:
(CH2O)106(NH3)16(H3PO4).
Если отношение концентрации азота к концентрации фосфора превышает 7,2, можно говорить о том, что фосфор является лимитирующим элементом. При этом необходимо отметить, что многие сине-зеленые водоросли способны к азотофиксации, так что дефицит азота для них не столь страшен, как доступность фосфора. Поэтому сокращение поступления этого элемента в водоем, снижение его биодоступности является основополагающей стратегией в контроле эвтрофирования. Этого можно добиться, уменьшая поступление фосфора с водосбора, увеличивая время его удержания в донных отложениях, а также повышая скорость удаления фосфора из водоема (Hupfer, Hilt, 2008). При этом для большей эффективности восстановительных мероприятий, желательно проводить работу по всем трем названным направлениям. Сосредоточение внимания лишь на одном из них может свести на нет все усилия. Например, можно эффективно (на 80-90%) проводить мероприятия по снижению внешней нагрузки биогенов. Однако, ожидаемый положительный эффект от такого восстановления может быть отсрочен на 10-15 лет (Jeppesen et al., 2005). В то же время, применяя комбинированный подход, можно сократить период ожидания в несколько раз.
Вопросы для самоконтроля:
1. Перечислите основные естественные факторы, отвечающие за формирование физико-химических условий в водоеме.
2. Дайте характеристику основных современных проблем водных экосистем: поступление загрязняющих веществ, закисление, засоление, заиление.
3. Что такое эвтрофирование? Отличие антропогенного эвтрофирования от естественного.
4. Основные источники антропогенного эвтрофирования: населенные пункты, промышленное производство, сельское хозяйство, рекреация.
5. Причины возникновения эвтрофирования, возможные последствия.
6. Неблагоприятные последствия «цветения» водоемов. Основные факторы, определяющие биологическую продуктивность водоемов.
7. Цианобактериальные токсины, источники поступления, основные группы, неблагоприятные последствия их нахождения в природных водах.
8. Стехиометрический коэффициент Редфилда, использование для установления лимитирующих факторов эвтрофикации.
