Отношение жесткости воды и устойчивости рыб к аммиаку и аммонийным солям носит прямо пропорциональный характер.
Так, по данным Д. Логвелла и Ф. Пантелова, устойчивость рыб к сульфиду аммония в жесткой воде почти в 12 раз выше, чем в мягкой воде, если судить по минимальной летальной концентрации яда: 2,5 и 0,2 мг/л соответственно.
Одно время считали, что влияние жесткости воды на устойчивость рыб к различным токсическим агентам однозначно, т. е. с увеличением жесткости устойчивость всегда повышается. Однако в дальнейшем в эти представления были внесены важные коррективы. Например, Ф. Хупер и А. Гженда на рыбах и кормовых беспозвоночных установили, что их устойчивость к токсафену в мягкой воде выше, чем в жесткой. Д. Дэвис и В. Хардкастл определяли устойчивость молоди ушастого окуня (Lepomis macrochirus) и большеротого окуня (Micropterus salmoides) в растворах с различной жесткостью к некоторым гербицидам, наиболее токсичны из которых изопропил-N (3-хлорфенил) карбомат, диметил-амин-4 (2-метил-4 дихлорфенокси) масляная кислота; 1,2-дибром этан. По их данным, величина CL50 в течение 24 ч в жесткой воде почти в 2 раза была выше и составляла 20 — 25 мг/л, тогда как в мягкой воде эта величина составляла 10 — 15 мг/л. Из этого следует, что в данном случае, как и в опытах с ядами неорганического ряда, имеет место более высокая устойчивость рыб в жесткой воде, чем в мягкой. Однако в работе Г. Гендерсона, К. Пиккеринга и Д. Коэна описана более высокая устойчивость рыб к мылам в мягкой воде, чем в жесткой. Авторы, сопоставляя устойчивость молоди Pimephales promelas к синтетическим детергентам и хозяйственным мылам в жесткой и мягкой воде, выявили ряд интересных фактов. Оказалось, что устойчивость рыб к детергентам не зависит от жесткости воды, в то время как устойчивость к мылам резко падает в жесткой воде (почти в 40 раз). В связи с этим степень токсичности детергентов и мыл примерно одинакова в мягкой воде, но резко различна в жесткой за счет изменения токсичности мыл.
Приведенные разноречивые фактические данные, изложенные в трех цитированных работах, по существу, оставляют открытым вопрос о роли жесткости воды в определении устойчивости рыб к ядам органического ряда. Однако результаты опытов, полученные в опытах с щелочноземельными и тяжелыми металлами, кислотами, аммиаком, сероводородом и др., нередко в работах обзорного характера экстраполируются и на другие токсиканты, в результате чего создается впечатление об универсальном значении выявленного феномена: зависимости устойчивости рыб к различным группам ядов от жесткости воды. Поскольку роль кальция в изменении устойчивости рыб к ядам органического ряда и, в частности, фенолу, неизвестна, мы решили восполнить этот пробел и провели серию специальных экспериментов.
Основная цель опытов — изучить характер зависимости концентрация — время в растворах с мягкой и умеренно жесткой водой (10,3 — 10,7 Н°). Опыты проводились в обычных, описанных выше методических условиях. Жесткость воды контролировалась трило-нометрическим методом. В экспериментах использовано 313 карасей 2-, 3-летнего возраста. Токсический эффект концентраций фенола 25, 50 и 100 мг/л определялся в трех повторных сериях опытов (по 20 рыб в каждом), а 200, 400 и 800 мг/л в двух повторных сериях опытов. Время наблюдения — 240 ч. Токсический раствор не аэрировался, а обновлялся каждые 24 ч. Основным индикатором значения фактора жесткости в определении устойчивости рыб к яду служило время их гибели. Результаты опытов оценивали статистически.
Анализ характера зависимости между временем выживания испытуемых карасей и концентрацией яда в различных растворах фенола, приготовленных на мягкой и жесткой воде, выявил следующее.
В растворе фенола 25 мг/л из 30 подопытных рыб на протяжении 240 ч наблюдений погибли 24, шесть оставшихся карасей после погружения в чистую воду также погибли в течение 3 — 6 последующих суток (поражены сапролегнией). Средняя продолжительность жизни испытуемых рыб составила 172 ч. В контрольной группе рыб (30 карасей) за 240 ч погиб 21 карась, остальные 9 рыб, несмотря на перемещение их в чистую воду, также погибли от сапролегнии в течение 2 — 5 суток. Средняя продолжительность жизни карасей этой группы равна 146 ч. Выявленное различие средних периодов выживания: 172 ч в жесткой воде и 146 ч в мягкой воде, оказалось статистически недостоверным.
Резко отличные от предыдущих серий опытов результаты были получены в экспериментах с фенолом концентрацией 50 мг/л. Прежде всего обращает на себя внимание тот факт, что как в подопытной, так и в контрольной группе все рыбы погибли в период от 2,5 до 86 ч. Средняя продолжительность жизни рыб в каждой из групп была равна 6,8 и 52,2 ч соответственно, т. е. различалась в 7 с лишним раз. Проверка выявленного различия в устойчивости рыб к фенолу в жесткой воде подтвердила ее реальность. На рисунке 36 представлена кривая устойчивости двух рассматриваемых групп рыб, весьма демонстративно иллюстрирующая выявленные различия в продолжительности их жизни.
Рисунок. 36. Динамика гибели карасей в растворе фенола концентрацией 50 мг/л, приготовленном на мягкой (1) и жесткой (2) воде
Мы не смогли выявить статистически достоверного различия в продолжительности жизни карасей в растворе фенола 100 мг/л, приготовленного на жесткой и мягкой воде, хотя среднее время выживания различалось в 2 с лишним раза (5,5 и 11,2 ч). Иными словами, здесь, как и в опытах с концентрацией фенола 25 мг/л, устойчивость рыб не претерпела значительных изменений под влиянием кальция. Опыты с концентрациями фенола 200, 400 и 800 мг/л не принесли ничего нового в сравнении с результатами предыдущей серии опытов, и средние периоды выживания карасей в жесткой и мягкой воде почти не отличались по абсолютному значению друг от друга (таблица 33).
Суммируя полученные данные, можно отметить, что фактор жесткости воды в опытах с типичным представителем ядов органического ряда — фенолом играет несравненно меньшую роль, чем это показано для солей тяжелых металлов и некоторых других токсикантов. Достаточно сказать, что из 6 использованных нами концентраций яда только в растворе фенола 50 мг/л удалось выявить статистически оправданное увеличение устойчивости карасей под влиянием кальция. Это факт, сам по себе достаточно интересный и не до конца ясный, не позволяет, однако, сделать позитивное заключение об активной роли жесткости воды в снижении токсичности фенола или повышении устойчивости карасей. Что касается различия времени выживания рыб в растворе фенола концентрацией 25 мг/л, приготовленного на жесткой и мягкой воде, то оно оказалось статистически недостоверным.
Результаты наших опытов, проведенных на массовом материале с использованием широкого диапазона летальных концентраций фенола (25 — 800 мг/л), позволяют считать, что характер зависимости "концентрация — время" при испытании токсичности в мягкой и жесткой воде претерпевает лишь незначительные изменения.
Одновременно с этим следует отметить один интересный, на наш взгляд, факт. Изучая вопрос о характере зависимости между временем выживания испытуемых рыб и концентрацией фенола, мы имели возможность отметить более высокую токсичность приготовленного на умеренно жесткой воде раствора фенола концентрацией 100 мг/л в сравнении с раствором фенола концентрацией 200 и 400 мг/л. В последующих наших опытах этот факт неоднократно воспроизводился во всех тех случаях, когда токсический раствор фенола готовился на жесткой воде. В настоящей серии опытов раствор фенола концентрацией 100 мг/л, приготовленный на мягкой воде, не оказывал более выраженного токсического эффекта на рыб в сравнении с концентрациями 200 и 400 мг/л. В этих фактах можно усмотреть некоторое отличие степени токсичности яда в мягкой и жесткой воде. В данном случае, как и в опытах Р. Ллойда с цинком, зависимость времени выживания от концентрации яда в жесткой воде более криволинейна, чем в мягкой.
Анализируя имеющиеся данные, можно представить себе два пути влияния кальция на устойчивость рыб к ядам и токсичность различных компонентов промышленных сточных вод. Один из них, как это следует из ранних работ, заключается в изменении растворимости токсического вещества, в частности солей тяжелых металлов, приводящем к образованию осадков, снижающих токсичность растворов.
Сравнительная характеристика продолжительности жизни карасей в растворах фенола при различной жесткости воды
Концентрация фенола, мг/л | Тип воды | Количество испытуемых рыб, шт. | Средняя длина рыб, см | Средняя масса рыб, г | Среднее время продолжительности жизни, ч | Амплитуда ряда распределения и продолжительности жизни, ч | Достоверность различия по Вилкоксону |
25 | Мягкая | 30 | 8,8 | 9,2 | 146 | 7-240 | Недостоверно |
| Жесткая | 30 | 8,8 | 9,24 | 172 | 6-240 |
|
50 | Мягкая | 30 | 8,7 | 9,5 | 6,8 | 2-27,5 | Достоверно |
| Жесткая | 30 | 8,8 | 9,9 | 52,5 | 2,5-137,5 |
|
100 | Мягкая | 30 | 8,9 | 9,7 | 11,2 | 2,5-104 | Недостоверно |
| Жесткая | 30 | 8,7 | 9,2 | 5,5 | 2,5-23 |
|
200 | Мягкая | 20 | 8,8 | 10 | 17,7 | 2-112 | То же |
| Жесткая | 20 | 8,8 | 9,7 | 11,8 | 2-160 |
|
400 | Мягкая | 20 | 9 | 10,7 | 27,6 | 3-80,5 | " |
| Жесткая | 20 | 8,9 | 10,2 | 26,6 | 4-60,5 |
|
800 | Мягкая | 20 | 8,9 | 9,8 | 1,8 | 1,5-2,20 | " |
| Жесткая | 20 | 8,8 | 9,6 | 2,0 | 1,25-2,25 |
|
Существо другого состоит в том, что ионы кальция выступают в качестве физиологического антагониста токсических катионов тяжелых металлов, снижая клеточную проницаемость реакцией поверхностной преципитации. Нетрудно видеть, что вторая точка зрения, предполагающая активную роль кальция в снижении клеточной проницаемости, проливает свет на понимание причин изменения устойчивости рыб не только к токсическому действию катионов щелочных и тяжелых металлов, но и к ряду других компонентов промышленных сточных вод: кислотам, сероводороду, аммиаку и др. В связи с этим полученные нами данные на модели фенольной интоксикации рыб, а также результаты опытов Д. Дэвиса и В. Хардкастла с гербицидами и С. Гендерсона, К. Пиккеринга и Д. Козна с синтетическими детергентами пока труднообъяснимы и нуждаются в специальном экспериментальном анализе.
Обобщая представленные в монографии результаты экспериментальных исследований и полевых наблюдений, необходимо прежде всего отметить чрезвычайно сложное и разнообразное влияние загрязнений на абиотические и биотические факторы водной среды, определяющие нормальный ход жизнедеятельности рыб, их кормовых организмов и других гидробионтов. Выраженность этих изменений, их направленность и продолжительность в рыбохозяйственных водоемах различного типа зависят от многих переменных, в частности от характера загрязнений, общего количества поступающих веществ, степени их токсичности и длительности поступления в водоем, от особенностей водоема, его гидрологического, температурного, газового и гидрохимического режимов.
Имеющиеся многочисленные фактические данные, характеризующие влияние загрязнений на рыбохозяйственные водоемы, позволили сформулировать представление о фазности или этапности наступающих изменений в этих водоемах. На первом этапе под влиянием загрязнений происходят изменения физических, физико-химических и химических свойств воды. Одновременно с этим меняется температурный и газовый режимы водоема, т. е. важнейшие абиотические факторы водной среды. В результате в водоеме возникает дефицит кислорода, сдвигается в кислую или щелочную сторону величина рН, ухудшаются вкус и запах воды, угнетаются процессы минерализации и самоочищения. Все эти изменения абиотических факторов водной среды резко ухудшают условия обитания рыб и их кормовых организмов.
Вслед за первичными процессами, обусловленными непосредственным действием сточных вод на водоем, развиваются вторичные процессы, ведущие к дальнейшему ухудшению абиотических факторов водной среды.
Эти вторичные изменения обусловлены главным образом спецификой загрязнения водоемов органикой, поступающей с хозяйственно-бытовыми, сельскохозяйственными и промышленными стокам. Изобилие органики в водоеме ведет к ее донным отложениям, которые впоследствии подвергаются деструкции в процессе гниения, брожения и окисления. Все это сопровождается образованием вторичных загрязнителей (сероводород, аммиак, сульфиды, меркаптаны и др.), обладающих токсическими свойствами, а также острым дефицитом кислорода в водоеме и дальнейшим угнетением процессов минерализации и самоочищения.
Сочетанное действие первичных и вторичных изменений в загрязненных водоемах резко ухудшает условия существования гидробионтов, нарушает стереотипные связи рыб с окружающей средой, портит их вкус и запах, вызывает уход рыбы из загрязненных районов или их гибель в заморных участках водоемов. Одновременно ухудшается кормовая база рыб вследствие подавления или угнетения нормальной жизнедеятельности водной растительности, фитопланктона и зообентоса. Происходит изменение качественного и количественного состава этих биоценозов: вымирание наименее устойчивых, но ценных в пищевом отношении видов водных животных и замены их высокоустойчивыми видами, кормовая ценность которых для рыб невелика. Совокупность всех этих изменений представляет собой третью фазу реакции водоема, а точнее, водных экосистем на загрязнения, основным содержанием которой является снижение биологической и рыбной продуктивности водоема.
Разумеется, деление процессов или изменений, развивающихся в водоеме, на первичные, вторичные и третичные весьма условно, и четкие границы провести между ними как по времени проявления тех или иных изменений, так и по выраженности весьма трудно. Да в этом, собственно, и нет необходимости. Важно лишь обратить внимание на чрезвычайную сложность и многоплановость возникающих в загрязненном водоеме изменений их Тесное переплетение, совокупное действие которых резко ухудшает условия обитания рыб и в конечном счете ведет к снижению рыбопродуктивности того или иного водоема. Иными словами, загрязнение водоемов действует на ихтиофауну сразу по нескольким направлениям.
- Во-первых, ухудшаются абиотические факторы среды обитания рыб (повышение температуры, дефицит кислорода, резкие сдвиги величины рН и др.).
- Во-вторых, нарушаются биотические связи рыб и ухудшается их кормовая база.
- В-третьих, поступающие в водоемы токсические вещества оказывают непосредственное токсическое действие, т. е. вызывают острое или хроническое отравление рыб на разных стадиях индивидуального развития, скорость и выраженность которого зависят от экологических факторов водной среды.
