• Реферат
• Введение
• 1. Обзор литературы
• 1.1 Общая характеристика тяжёлых металлов. Формы нахождения тяжёлых металлов в окружающей среде
• 1.1.1 Источники поступления тяжелых металлов в окружающую среду
• 1.2 Теория и сущность биоиндикации
• 1.2.1 Методы биоиндикации
• 1.2.2 Особенности использования растений, животных и микроорганизмов в качестве биоиндикаторов
• 1.3 Биологические объекты как индикаторы загрязнения окружающей среды тяжелыми металлами
• Заключение
• Список литературы

Введение

В работах, посвященных проблемам загрязнения окружающей природной среды и экологического мониторинга, на сегодняшний день к тяжелым металлам относят более 40 металлов периодической системы Д.И. Менделеева с атомной массой свыше 50 атомных единиц. При этом немаловажную роль в категорировании тяжелых металлов играют следующие условия: их высокая токсичность для живых организмов в относительно низких концентрациях, а также способность к биоаккумуляции и биомагнификации. Практически все металлы, попадающие под это определение (за исключением свинца, ртути, кадмия и висмута, биологическая роль которых на настоящий момент не ясна), активно участвуют в биологических процессах, входят в состав многих ферментов. По классификации Н. Реймерса, тяжелыми следует считать металлы с плотностью более 8 г/см³. Таким образом, к тяжелым металлам относятся Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg [12, 15].

О масштабах загрязнения тяжелыми металлами можно судить из данных, характеризующих общемировое годовое производство. Однако необходимо учитывать и другие источники. Например, 1,5-2 тыс. т ртути ежегодно поступает в биосферу при переработке минералов и руд, 0,1-8 тыс. т - при сжигании топлива; ежегодно в биосферу при сжигании угля попадает около 3,5 тыс. т свинца, 56 тыс. т - в результате выветривания и 110 тыс. т выносят реки [20].

Степень токсичности тяжелых металлов для человека и животных, а также для растений неодинакова и колеблется в весьма широких пределах. К числу наиболее токсичных металлов следует отнести кадмий, ртуть, свинец, хром и некоторые другие; они оказывают повреждающее действие на биообъекты в концентрациях, не превышающих 1 мг/л. Так, цинк, титан характеризуются низкой токсичностью для человека и теплокровных животных, но даже в низких концентрациях они оказывают губительное действие на рыб и других обитателей водных экосистем [20].

Кадмий.

Кадмий относится к числу металлов, которые, попав в живой организм, влияют на него губительно. Весьма важным является фактор длительности воздействия кадмия на организм человека и животных в связи с его способностью накапливаться в печени, почках, поджелудочной и щитовидной железах и др. Кадмий характеризуется выраженной нефротоксичностью при попадании в организм с питьевой водой [20].

Высокой чувствительностью к действию кадмия характеризуются водные организмы. Так, пребывание рыб (гуппи, карп, карась и др.) на протяжении суток в воде с содержанием Сd²⁺ 0,001-0,3 мг/дм³ приводит к их гибели [20].

В природные воды поступает при выщелачивании почв, полиметаллических и медных руд, в результате разложения водных организмов, способных его накапливать. Соединения кадмия выносятся в поверхностные воды со сточными водами свинцово-цинковых заводов, рудообогатительных фабрик, ряда химических предприятий (производство серной кислоты), гальванического производства, а также с шахтными водами. Понижение концентрации растворенных соединений кадмия происходит за счет процессов сорбции, выпадения в осадок гидроксида и карбоната кадмия и потребления их водными организмами. Предельно допустимая концентрация (ПДК) кадмия в природных водах составляет 0,005мг/дм³ [20,22,23].

Растворенные формы кадмия в природных водах представляют собой главным образом минеральные и органоминеральные комплексы. Основной взвешенной формой кадмия являются его сорбированные соединения. Значительная часть кадмия может мигрировать в составе клеток гидробионтов. В речных незагрязненных и слабозагрязненных водах кадмий содержится в субмикрограммовых концентрациях, в загрязненных и сточных водах концентрация кадмия может достигать десятков микрограммов в 1 дм³. Соединения кадмия играют важную роль в процессе жизнедеятельности животных и человека. В повышенных концентрациях токсичен, особенно в сочетании с другими токсичными веществами [12, 14, 20].

Кобальт.

В природные воды соединения кобальта попадают в результате процессов выщелачивания их из медноколчедановых и других руд, из почв при разложении организмов и растений, а также со сточными водами металлургических, металлообрабатывающих и химических заводов. Некоторые количества кобальта поступают из почв в результате разложения растительных и животных организмов [20].

Соединения кобальта в природных водах находятся в растворенном и взвешенном состоянии, количественное соотношение между которыми определяется химическим составом воды, температурой и значениями рН. Растворенные формы представлены в основном комплексными соединениями, в т. ч. с органическими веществами природных вод. Соединения двухвалентного кобальта наиболее характерны для поверхностных вод. В присутствии окислителей возможно существование в заметных концентрациях трехвалентного кобальта [12, 14]. ПДК кобальта в поверхностных водах составляет 0,01 мг/дм³ [22,23].

Кобальт относится к числу биологически активных элементов и всегда содержится в организме животных и в растениях. С недостаточным содержанием его в почвах связано недостаточное содержание кобальта в растениях, что способствует развитию малокровия у животных (таежно-лесная нечерноземная зона). Входя в состав витамина В12, кобальт весьма активно влияет на поступление азотистых веществ, увеличение содержания хлорофилла и аскорбиновой кислоты, активизирует биосинтез и повышает содержание белкового азота в растениях. Вместе с тем повышенные концентрации соединений кобальта являются токсичными. В речных незагрязненных и слабозагрязненных водах его содержание колеблется от десятых до тысячных долей миллиграмма в 1 дм³, среднее содержание в морской воде 0.5 мкг/дм³ [12, 14].

Медь.

Медь - один из важнейших микроэлементов. Физиологическая активность меди связана главным образом с включением ее в состав активных центров окислительно-восстановительных ферментов. Недостаточное содержание меди в почвах отрицательно влияет на синтез белков, жиров и витаминов и способствует бесплодию растительных организмов. Медь участвует в процессе фотосинтеза и влияет на усвоение азота растениями. Вместе с тем, избыточные концентрации меди оказывают неблагоприятное воздействие на растительные и животные организмы. Содержание меди в природных пресных водах колеблется от 2 до 30 мкг/дм³, в морских водах - от 0.5 до 3.5 мкг/дм³. Повышенные концентрации меди (до нескольких граммов в литре) характерны для кислых рудничных вод. В природных водах наиболее часто встречаются соединения Cu (II). Из соединений Cu (I) наиболее распространены труднорастворимые в воде Cu₂O, Cu₂S, CuCl. При наличии в водной среде лигандов наряду с равновесием диссоциации гидроксида необходимо учитывать образование различных комплексных форм, находящихся в равновесии с акваионами металла [12, 14, 19].

Основным источником поступления меди в природные воды являются сточные воды предприятий химической, металлургической промышленности, шахтные воды, альдегидные реагенты, используемые для уничтожения водорослей. Медь может появляться в результате коррозии медных трубопроводов и других сооружений, используемых в системах водоснабжения. В подземных водах содержание меди обусловлено взаимодействием воды с горными породами, содержащими ее [12, 14, 19]. ПДК меди в поверхностных водах составляет 0,005мг/дм3 [22,23].

Свинец.

Свинец попадает в окружающую среду в больших количествах. Ежегодно в земную атмосферу выбрасывается около миллиона тонн его соединений, значительная часть которых водорастворима, что обусловливает экологическую опасность Рb²⁺. Основной источник - этилированный бензин. Токсикологическая опасность свинца усугубляется его активным всасыванием в пищеварительном тракте человека и животных, значительным объемом распределения в тканях и накоплением в костях. Депонированный в костях свинец способен поступать в кровь, с током которой доставляется в различные органы. Считают, что в организм взрослого человека с водой и продуктами питания за сутки поступает 0,3 мг свинца [20].

Случаи хронического отравления свинцом наблюдаются при длительном употреблении питьевой воды, в которой его содержание достигает 0,04 - 1 мг/дм³.

В наибольшей степени опасному воздействию свинца подвергаются рабочие, занятые на его добыче в шахтах, а также при выплавке. В этом случае металл поступает в организм ингаляционным путем [20].

Проведенные в Гренландии исследования показали, что содержание свинца во льду, образованном примерно в середине XVIII в., оказалось примерно в 25 раз выше, чем во льду, образование которого было отнесено к VIII в. до н.э. С 1750 г. накопление свинца в ледниках Гренландии постоянно возрастает. С 40-х гг. XX в. этот процесс усилился и продолжается до настоящего времени [20].

Определенную роль в накоплении свинца в экосистемах играют растения, получающие металл не только из атмосферы, но и из почвы. Отмечается видовая специфичность растений при его накоплении. Так, при выращивании растений присутствующий в атмосфере свинец обнаружен в листьях салата и бобов, но практически отсутствует в томатах, кочанной капусте, картофеле и моркови [20].

Свинцовая интоксикация вызывает нарушение биосинтеза гемоглобина на уровне ингибирования левулинатдегидратазы и гемсинтетазы. Имеются сведения о нарушении синтеза цитохрома Р-450 при свинцовой интоксикации [20].

Главной мишенью воздействия свинца при хронических отравлениях являются центральная и периферическая нервные системы (свинцовая энцелопатия: появление головной боли, нарушение сна, памяти, возникновение тремора, галлюцинаций и т.д.). Для различных вариантов отравления свинцом характерно поражение почек, пищеварительного тракта [20].

ПДК свинца в поверхностных водах составляет 0,1мг/дм³ [22,23].

Ртуть.

Ртуть и ее соединения относятся к веществам общетоксического действия, вызывающим у людей летальный исход, попадая в организм с питьевой водой в количестве 75-300 мг в сутки. Наиболее токсична двухлористая ртуть (сулема), однократная летальная доза которой составляет для человека 0,2-0,5 г. Ртуть характеризуется высокой нефротоксичностью, приводящей к быстро развивающейся почечной недостаточности. Выведение ртути осуществляется почками, через пищеварительный тракт, потовыми и молочными железами [20].

Начиная с концентрации 0,006-0,01 мг/дм³ ртуть в виде водорастворимых солей оказывает губительное влияние на рыб и другие водные организмы [20].

При отравлениях ртутью, особенно ее органическими соединениями, отчетливо выражены симптомы поражений нервной системы (парезы, параличи, нарушения зрения и слуха) [20].

Недавно было доказано, что микроорганизмы могут использовать реакции метилирования для превращения металлов в металлорганические соединения. Особое значение имеет способность некоторых микроорганизмов превращать ионы ртути в метил - и диметилртуть:

Нg²⁺ + донор метильной группы - > СН₃ - Нg⁺,

СН₃ - Нg⁺ + донор метильной группы СН₃ - Нg⁺ - СН₃.

Организмы, способные осуществлять эти реакции, в своих обычных метаболических процессах используют трансметилирование, образуя такие соединения, как метан; в этих системах могут реагировать также и металлы [20].

Метилртутные и некоторые другие ртутьорганические соединения отличаются особой токсичностью. Они растворимы в жирах, и поэтому хорошо всасываются, легко проникают через гематоэнцефалический барьер и приводят к нейротоксическим эффектам [1].

Соединения ртути опасны для популяций позвоночных, так как, проходя через пищевые цепи, способны повышать свою концентрацию в десятки раз (см рис.1), а вследствие длительного биологического периода полураспада медленно выводятся из организма [1].

Рисунок 1. Интенсивность накопления соединений ртути в воде, рыбах и рыбоядных видах

Хром.

Ионы хрома являются непременными компонентами природных водоемов. В зависимости от условий среды (pH, окислительно-восстановительный потенциал, наличие лигандов) они существуют в разных степенях окисления и входят в состав разнообразных неорганических и металлорганических соединений, которые могут быть истинно растворенными, коллоидно-дисперсными или входить в состав минеральных и органических взвесей. Истинно растворенная формы металла, в свою очередь, весьма разнообразны, что связано с процессами гидролиза, гидролитической полимеризации (образованием полиядерных гидроксокомплексов) и комплексообразования с различными лигандами. Соответственно, как каталитические свойства металлов, так и доступность для водных микроорганизмов зависят от форм существования их в водной экосистеме.

Переход хрома в водной среде в металлокомплексную форму имеет три следствия: может происходить увеличение суммарной концентрации ионов металла за счет перехода его в раствор из донных отложений; мембранная проницаемость комплексных ионов может существенно отличаться от проницаемости гидратированных ионов; токсичность металла в результате комплексообразования может сильно измениться.

В поверхностных водах соединения хрома находятся в растворенном и взвешенном состояниях, соотношение между которыми зависит от состава вод, температуры, рН раствора. Взвешенные соединения хрома представляют собой в основном сорбированные соединения хрома. Сорбентами могут быть глины, гидроксид железа, высокодисперсный оседающий карбонат кальция, остатки растительных и животных организмов. В растворенной форме хром может находиться в виде хроматов и бихроматов. При аэробных условиях Cr (VI) переходит в Cr (III), соли которого в нейтральной и щелочной средах гидролизуются с выделением гидроксида.

В речных незагрязненных и слабозагрязненных водах содержание хрома колеблется от нескольких десятых долей микрограмма в литре до нескольких микрограммов в литре, в загрязненных водоемах оно достигает нескольких десятков и сотен микрограммов в литре [3]. Средняя концентрация в морских водах - 0.05 мкг/дм³ [12, 14, 19]. ПДК хром (III) в поверхностных водах составляет 0,005 мг/дм³, а хром (VI) - 0,001 мг/дм³ [22,23].

Цинк.

Цинк попадает в природные воды в результате протекающих в природе процессов разрушения и растворения горных пород и минералов (сфалерит, цинкит, госларит, смитсонит, каламин), а также со сточными водами рудообогатительных фабрик и гальванических цехов, производств пергаментной бумаги, минеральных красок, вискозного волокна и др. В воде цинк существует главным образом в ионной форме или в форме его минеральных и органических комплексов, иногда встречается в нерастворимых формах: в виде гидроксида, карбоната, сульфида и др.

В речных водах концентрация цинка обычно колеблется от 3 до 120 мкг/дм³, в морских - от 1,5 до 10 мкг/дм³. Содержание в рудных и особенно в шахтных водах с низкими значениями рН может быть значительным.

Цинк относится к числу активных микроэлементов, влияющих на рост и нормальное развитие организмов. В то же время многие соединения цинка токсичны, прежде всего его сульфат и хлорид [3].

ПДК цинка в поверхностных водах составляет 0,5 мг/дм³ [22,23].

Никель.

Присутствие никеля в природных водах обусловлено составом пород, через которые проходит вода: он обнаруживается в местах месторождений сульфидных медно-никелевых руд и железоникелевых руд. В воду попадает из почв и из растительных и животных организмов при их распаде. Повышенное по сравнению с другими типами водорослей содержание никеля обнаружено в сине-зеленых водорослях. Соединения никеля в водные объекты поступают также со сточными водами цехов никелирования, заводов синтетического каучука, никелевых обогатительных фабрик. Значительные выбросы никеля сопровождают сжигание ископаемого топлива.

Концентрация его может понижаться в результате выпадения в осадок таких соединений, как цианиды, сульфиды, карбонаты или гидроксиды (при повышении рН), за счет потребления его водными организмами и процессов адсорбции [3].

В поверхностных водах соединения никеля находятся в растворенном, взвешенном и коллоидном состояниях, количественное соотношение между которыми зависит от состава воды, температуры и значений рН. Сорбентами соединений никеля могут быть гидроксид железа, органические вещества, высокодисперсный карбонат кальция, глины. Растворенные формы соединений никеля представляют собой главным образом комплексные ионы, наиболее часто с аминокислотами, гуминовыми и фульвокислотами, а также в виде прочного цианидного комплекса. Наиболее распространены в природных водах соединения никеля, в которых он находится в степени окисления Ni²⁺. Соединения Ni³⁺ образуются обычно в щелочной среде.

Соединения никеля играют важную роль в кроветворных процессах, являясь катализаторами. Повышенное его содержание оказывает специфическое действие на сердечно-сосудистую систему. Никель принадлежит к числу канцерогенных элементов. Он способен вызывать респираторные заболевания. Считается, что свободные ионы никеля (Ni²⁺) примерно в 2 раза более токсичны, чем его комплексные соединения.

ПДК никеля в поверхностных водах составляет 0,01 мг/дм³ [22,23].

1.1.1 Источники поступления тяжелых металлов в окружающую среду

Добыча и переработка не являются самым мощным источником загрязнения среды металлами. Валовые выбросы от этих предприятий значительно меньше выбросов от предприятий теплоэнергетики. Не металлургическое производство, а именно процесс сжигания угля является главным источником поступления в биосферу многих металлов. В угле и нефти присутствуют все металлы. Значительно больше, чем в почве, токсичных химических элементов, включая тяжелые металлы, в золе электростанций, промышленных и бытовых топок. Выбросы в атмосферу при сжигании топлива имеют особое значение. Например, количество ртути, кадмия, кобальта, мышьяка в них в 3-8 раз превышает количество добываемых металлов. Известны данные о том, что только один котлоагрегат современной ТЭЦ, работающий на угле, за год выбрасывает в атмосферу в среднем 1-1,5 т паров ртути. Тяжелые металлы содержатся и в минеральных удобрениях [3].

Наряду со сжиганием минерального топлива важнейшим путем техногенного рассеяния металлов является их выброс в атмосферу при высокотемпературных технологических процессах (металлургия, обжиг цементного сырья и др.), а также транспортировка, обогащение и сортировка руды [3].

Техногенное поступление тяжелых металлов в окружающую среду происходит в виде газов и аэрозолей (возгона металлов и пылевидных частиц) и в составе сточных вод [3].

Металлы сравнительно быстро накапливаются в почве и крайне медленно из нее выводятся: период полуудаления цинка - до 500 лет, кадмия - до 1100 лет, меди - до 1500 лет, свинца - до нескольких тысяч лет [3].

Существенный источник загрязнения почвы металлами - применение удобрений из шламов, полученных из промышленных и канализационных очистных сооружений [3].

В выбросах металлургических производств тяжелые металлы находятся, в основном, в нерастворимой форме. По мере удаления от источника загрязнения наиболее крупные частицы оседают, доля растворимых соединений металлов увеличивается, и устанавливаются соотношения между растворимой и нерастворимыми формами. Аэрозольные загрязнения, поступающие в атмосферу, удаляются из нее путем естественных процессов самоочищения. Важную роль при этом играют атмосферные осадки. В итоге выбросы промышленных предприятий в атмосферу, сбросы сточных вод создают предпосылки для поступления тяжелых металлов в почву, подземные воды и открытые водоемы, в растения, донные отложения и животных [3].

Одним из основных процессов, определяющих удаление катионов тяжелых металлов из раствора и распределение их между твёрдой и жидкой фазами почв, является адсорбция - поглощение тяжелых металлов активной поверхностью компонентов, составляющих почву [19].

Дальность распространения и уровни загрязнения атмосферы зависят от мощности источника, условий выбросов и метеорологической обстановки. Однако в условиях промышленно-городских агломераций и городской застройки параметры распространения металлов в воздухе еще плохо прогнозируются. С удалением от источников загрязнения уменьшение концентраций аэрозолей металлов в атмосферном воздухе чаще происходит по экспоненте, вследствие чего зона их интенсивного воздействия, в которой имеет место превышение ПДК, сравнительно невелика [3].

В условиях урбанизированных зон суммарный эффект от регистрируемого загрязнения воздуха является результирующей сложения множества полей рассеяния и обусловлен удалением от источников выбросов, градостроительной структурой и наличием необходимых санитарно-защитных зон вокруг предприятий. Естественное (фоновое) содержание тяжелых металлов в незагрязненной атмосфере составляет тысячные и десятитысячные доли микрограмма на кубический метр и ниже. Такие уровни в современных условиях на сколько-нибудь обжитых территориях практически не наблюдается. К основным отраслям, с которыми связано загрязнение окружающей среды ртутью, относят горнодобывающую, металлургическую, химическую, приборостроительную, электровакуумную и фармацевтическую. Наиболее интенсивные источники загрязнения окружающей среды кадмием - металлургия и гальванопокрытия, а также сжигание твердого и жидкого топлива. [3].

Атмосферный путь поступления химических элементов в окружающую среду городов является ведущим. Однако уже на небольшом удалении, в частности, в зонах пригородного сельского хозяйства, относительная роль источников загрязнения окружающей среды тяжелыми металлами может измениться и наибольшую опасность будут представлять сточные воды и отходы, накапливаемые на свалках и применяемые в качестве удобрений [3].

Максимальной способностью концентрировать тяжелые металлы обладают взвешенные вещества и донные отложения, затем планктон, бентос и рыбы [3].

На протяжении ряда лет в Институте природопользования НАН Беларуси осуществляется подготовка национальных данных о выбросах, которые требуются для выполнения обязательств по Конвенции о трансграничном загрязнении воздуха на большие расстояния. Приоритетной задачей является подготовка данных о выбросах тяжелых металлов, учитываемых государственной статистической отчетностью весьма неполно [17].

Результаты оценки выбросов ТМ по основным категориям источников приведены в таблице 1:

Таблица 1 - Выбросы тяжелые металлы в атмосферу на территории Беларуси в 2008 г., т. [17]

1.2 Теория и сущность биоиндикации

Универсальным показателем изменения гомеостаза тест-организма является состояние стресса при попадании из "чистой" среды в "загрязненную" [2].

В биологии под стрессом понимается реакция биологической системы на экстремальные факторы среды (стрессоры), которые могут в зависимости от силы, интенсивности, момента и продолжительности воздействия более или менее сильно влиять на систему [2].

Опасность антропогенных стрессоров состоит в том, что биологические системы - будь то организмы, популяции или биоценозы - недостаточно адаптированы к ним. Антропогенные стрессоры создаются с такой скоростью, что в живых системах часто не успевают активизироваться соответствующие адаптационные процессы [2].

Стрессовое воздействие среды приводит к отклонению основных параметров организма от оптимального уровня [2].

Для выяснения тесноты связи биоиндикаторов с отдельными объектами индикации (индикатами) используют такие показатели, как достоверность, распространённость и значимость индикатора. Достоверность (Д) и распространённость (Р) индикатора представляет собой выраженные в долях от единицы или в процентах отношения числа случаев нахождения индикатора на объекте индикации (Т) к общему числу встреч индикатора (R) и индиката (S):

Д = Т / R;

Р = Т / S.

Значимость индикатора (Z) устанавливают путём сопоставления показателей его достоверности и распространённости. Количественно она может быть оценена в долях от единицы путём произведения достоверности на распространённость в том же измерении и при необходимости выражена в процентах:

Z = Д?Р, или

Z = T2/ (R?S) [18].

Абсолютные индикаторы встречаются почти исключительно совместно с объектом индикации, их достоверность и распространённость превышают 90-95%, а значимость - 0,8. У хороших индикаторов эти показатели составляют соответственно 80-95%, 75-90% и 0,6-0,8; у удовлетворительных - 60-80%, 50-75% и 0,3-0,6%; у сомнительных - 50-60%, 20-50% и 0,1-0,3. В ряде случаев целесообразно обращать внимание и на отрицательные индикаторы, распространённые на объектах фона и не встречающиеся или очень редко встречающиеся на объектах индикации [18].

Понятие индикации в большинстве случаев относительное. Так, ботанические индикаторы, как правило, проявляют свои свойства в пределах определённых природно-территориальных комплексов. По степени устойчивости связи с индикатом они делятся на панареальные (сохраняют связь с индикатом на всей территории ареала), зональные (имеют индикационное значение в пределах географических зон и подзон), региональные (сохраняют своё значение в пределах одной или нескольких областей со сходными физико-географическими условиями), локальные (обнаруживают связь с индикатом в одном физико-географическом районе) [18].

По характеру связи с индикатом индикаторы делятся на прямые - имеющие непосредственную связь с индикатами, и косвенные - связанные с индикатом через промежуточное звено. Хорошо и непосредственно видимые индикаторы получили название экзоиндикаторов, а замаскированные и скрытые - эндоиндикаторов [18].

Индикационные признаки индикаторов выявляют методами пассивного и активного мониторинга. При пассивном мониторинге в популяциях, группировках, сообществах свободно живущих организмов (вирусов, бактерий, грибов, лишайников, растений, животных) исследуют их состав, количественные показатели, структуру, видимые или незаметные отклонения от нормы, повреждения, обнаруживающие положительные корреляционные связи с вполне определёнными индикатами и являющиеся следствием их прямого или косвенного влияния. Широкое распространение получили картографический и дистанционный методы с использованием аэрофото - и космических снимков, перспективны биохимические и генетические методы биоиндикационных исследований. К пассивному мониторингу относятся также и экспериментальные вегетационные опыты, где оценивают ответные реакции культивируемых организмов на действие различных по интенсивности природных и антропогенных факторов. При активном мониторинге пытаются обнаружить антропогенные стрессовые воздействия на тест-организмы или тест-объекты, находящиеся в стандартизированных условиях. При этом рекомендуется подвергать действию изучаемых факторов одновременно несколько видов растений или других организмов (видовой подход), различающихся по устойчивости к стрессорам, устанавливать особенности воздействия стрессоров в зависимости от их дозы. В качестве биотестов используются бактерии (особенно кишечная палочка), водоросли (в частности, хлорелла), низшие грибы, инфузории, низшие ракообразные, беззубки, личинки хирономид, рыб, земноводных, семена редиса, табака [18].

Круг объектов индикации в последние годы расширяется. К ним относится индикация климата, геологического строения, горных пород, тектельности, связанные с восходящим движением грунтовых вод по разрывам [18].

Наибольшую ценность представляют биоиндикаторы, присутствующие на объекте индикации в большом количестве и с высокой достоверностью, отличающиеся однородными свойствами, не требующие больших затрат для их выявления и получения достаточно точных и воспроизводимых результатов, имеющие диапазоны погрешности по сравнению с другими методами не более 20% [18].

Многолетний опыт ученых разных стран по контролю состояния окружающей среды показал преимущества, которыми обладают живые индикаторы:

в условиях хронических антропогенных нагрузок могут реагировать даже на относительно слабые воздействия вследствие кумулятивного эффекта; реакции проявляются при накоплении некоторых критических значений суммарных дозовых нагрузок;

суммируют влияние всех без исключения биологически важных воздействий и отражают состояние окружающей среды в целом, включая ее загрязнение и другие антропогенные изменения;

исключают необходимость регистрации химических и физических параметров, характеризующих состояние окружающей среды;

фиксируют скорость происходящих изменений;

вскрывают тенденции развития природной среды;

указывают пути и места скоплений в экологических системах различного рода загрязнений и ядов, возможные пути их попадания в пищу человека;

позволяют судить о степени вредности любых синтезируемых человеком веществ для живой природы и для него самого, причем дают возможность контролировать их действие [2].

Выделяют две формы отклика живых организмов, используемых в целях биоиндикации, - специфическую и неспецифическую. В первом случае происходящие изменения связаны с действием одного какого-либо фактора. При неспецифической биоиндикации различные антропогенные факторы вызывают одинаковые реакции [2].

В зависимости от типа ответной реакции биоиндикаторы подразделяют на чувствительные и кумулятивные. Чувствительные биоиндикаторы реагируют на стресс значительным отклонением от жизненных норм, а кумулятивные накапливают антропогенное воздействие, значительно превышающее нормальный уровень в природе, без видимых изменений [2].

В качестве биоиндикаторов могут быть использованы представители всех "царств" живой природы. Для биоиндикации не пригодны организмы, поврежденные болезнями, вредителями и паразитами. Идеальный биологический индикатор должен удовлетворять ряду требований:

быть типичным для данных условий;

иметь высокую численность в исследуемом экотопе;

обитать в данном месте в течение ряда лет, что дает возможность проследить динамику загрязнения;

находиться в условиях, удобных для отбора проб;

давать возможность проводить прямые анализы без предварительного концентрирования проб;

характеризоваться положительной корреляцией между концентрацией загрязняющих веществ в организме-индикаторе и объекте исследования;

использоваться в естественных условиях его существования;

иметь короткий период онтогенеза, чтобы была возможность отслеживания влияния фактора на последующие поколения [2].

Ответная реакция биоиндикатора на определенное физическое или химическое воздействие должна быть четко выражена, т.е. специфична, легко регистрироваться визуально или с помощью приборов [2].

При выборе индикатора необходимо принимать во внимание соображения экономии и учитывать характер использования тех или иных организмов. Например, широко распространенные на исследуемой территории и не занесенные в "Красную книгу" [2].

На уровне популяции биоиндикация проводится в том случае, если процесс распространения негативных изменений охватывает такое количество особей, при котором заметно сокращается численность популяции, изменяется ее половозрастная структура, сокращается продолжительность жизни, происходит сдвиг фенологических фаз и др. [2].

Экосистемный подход к оценке среды дает возможность ранней диагностики ее изменений. Сигналом тревоги служит разбалансировка продукционно-деструкционных процессов. Диагностическими признаками таких сдвигов являются, например, накопление органического вещества, заиление, зарастание водоемов, усиленное развитие микроорганизмов [2].

В качестве объектов для биоиндикации применяются разнообразные организмы - бактерии, водоросли, высшие растения, беспозвоночные животные, млекопитающие. Для гарантированного выявления присутствия в природных средах токсического агента неизвестного химического состава, как правило, используется набор объектов, представляющих различные группы сообщества. С введением каждого дополнительного объекта эффективность схемы испытаний повышается, однако нет смысла бесконечно расширять ассортимент обязательных объектов для использования в такой оценке [2].

Для биоиндикации необходимо выбирать наиболее чувствительные сообщества, характеризующиеся максимальными скоростью отклика и выраженностью параметров. Например, в водных экосистемах наиболее чувствительными являются планктонные сообщества, которые быстро реагируют на изменение среды благодаря короткому жизненному циклу и высокой скорости воспроизводства. Бентосные сообщества, где организмы имеют достаточно длинный жизненный цикл, более консервативны: перестройки происходят в них при длительном хроническом загрязнении, приводящем к необратимости процессов [2].

В настоящее время оценка степени экологической опасности традиционно осуществляется путем определения в окружающей среде отдельных потенциально вредных веществ или воздействий и сравнения полученных результатов с законодательно установленными для них предельно допустимыми величинами. В то же время такой способ контроля имеет ряд существенных недостатков. Аналитические методы, как правило, трудоемки, не всегда экспрессны, требуют дорогостоящего, иногда дефицитного оборудования и реактивов, а также высококвалифицированного обслуживающего персонала. Но главный их недостаток в том, что эти методы не могут гарантировать достоверной оценки экологической опасности, сколь бы широким не был спектр анализируемых веществ. Ведь важны не сами уровни загрязнений и воздействий, а те биологические эффекты, которые они могут вызвать и о которых не может дать информацию даже самый точный химический или физический анализ [2].

1.2.1 Методы биоиндикации