Экологические проблемы Черного моря

Протяженность береговой линии моря - 400 м, площадь - 413 488 км2, средняя глубина - 1 271 м. Особенностью Черного моря является то, что только стометровый слой содержит кислород, а под ним - губительная для всех живых существ сероводородная среда.

Реки, впадающие в море, а также дожди сильно опресняют верхние слои воды, незначительная часть которых вытекает через пролив Босфор. Течение, находящееся на глубине этого пролива, постоянно подкачивает соленую воду из другого источника (Мраморное море). Сверху в море - более легкая опресненная вода, снизу тяжелая - более соленая, и между ними - своеобразный барьер, именуемый слоем скачка плотности. Нижний слой воды, лишенный жизни, постепенно поднимается. Определить скорость этого процесса очень трудно, т.к. "граница", проходящая на глубине 100 - 200 м, неровная (имеются купола и впадины) и находится в постоянном движении. Ученые установили, что сероводород двадцать лет назад поднимался до глубины 90 м., а в настоящее время встречается уже на отметке 60 - 55 м. В мелководной западной области моря - сероводород встречается на глубине до 5 м.

Дойти до поверхности моря сероводород не может, т.к. верхние слои воды насыщены кислородом, который постоянно будет окислять нижние слои воды и тем самым сдерживать подъем сероводорода. Поэтому большую опасность представляет на сегодняшний день загрязнение моря. Анализ данных, характеризующих экологическую обстановку в регионе, свидетельствует, что экосистема Черноморского бассейна испытывает существенную нагрузку антропогенного характера, которая проявляется в виде потери самоочищающейся способности в отдельных областях акватории. Это распространенная экологическая проблема морей.

Сброс сточных вод различной степени загрязненности в акватории Черного моря постоянно увеличивается. Низкие темпы  строительства водоохранных объектов, их неэффективная работа, аварийные сбросы - одни из основных причин потери Черного моря способности к самоочищению. Наиболее злостными загрязнителями Черного моря являются города Анапа, Сочи, Туапсе, Новороссийск. В 1993-м г. городской канализацией города Сочи было сброшено свыше 80 млн. м3 загрязненных сточных вод.

Из-за загрязнения морской воды неоднократно закрывались городские пляжи. Кроме того, атмосфера курортных городов загрязняется выбросами промышленных предприятий и автотранспорта. Проблема усугубляется развитием портов на Черноморском побережье, увеличением перевалки экологически опасных грузов, нефти, нефтепродуктов при отсутствии единой схемы развития портов и оценки их воздействия на окружающую среду.

Систематически происходит загрязняющее воздействие на воды нефтепродуктами, которые появляются в акватории из-за аварийных ситуаций, случающихся с морскими судами. Аварийные выбросы различных промышленных предприятий, а также коммунальных служб, наносят значительный ущерб рыбным запасам (ежегодно, примерно 15 - 20 случаев). Для ликвидации аварийных разливов нефти в Черном море работает многоцелевой природоохранный комплекс - теплоход "Светломор". Нефтесборные устройства его могут захватывать полосу воды шириной около 60 м и собирать с нее до 800 т нефти за 1 час при эффективности сбора 80 %. Работать судно может при волнах до 1,5 м.

Черное море соединяется с Азовским морем, но их водный состав различен. Воды Черного моря характеризуются как "умеренно загрязненные", но к сожалению имеют предрасположенность к увеличению загрязнения. Характерными являются процессы эвтрофикации, образования зон дефицита кислорода. Очень быстро растет число спутниц загрязнения воды - медуз. По приблизительным подсчетам, их биомасса в море превышает 400 млн. т. Сократилось стадо дельфинов с 2,5 млн. голов (по данным на 1947 г.) до 60-100 тыс. голов (в настоящее время). Причем встречается много мертвых дельфинов с пораженной кожей, а также дельфинов, рожденных с серьезными пороками и увечьем. Это серьезная проблема, касающаяся видового разнообразия.

1992 г. знаменуется заключением международной Конвенции о защите Черного моря от загрязняющего воздействия антропогенного характера. В этом документе говорится о правовых основах сотрудничества прибрежных государств во имя спасения и защиты живых ресурсов от негативного воздействия, а также исправлении уже существующих экологических проблем. Конвенцию подписали страны: Россия, Болгария, Турция, Греция, Украина, Грузия и Румыния.

Экологическая проблема накопления и утилизации отходов

Содержание

1. Виды отходов   
2. Транспортирование отходов  
3. Полигоны для твердых бытовых отходов  
4. Компостирование твердых отходов   
5. Сжигание твердых отходов   
6. Получение биогаза  
7. Обращение с токсичными промышленными отходами  
8. Организация безотходных (малоотходных) производств  

1.    Виды отходов
Отходы производства и потребления – это остатки сырья, материалов, полуфабрикатов, иных изделий или продуктов, образовавшиеся в процессе производства и потребления, а также продукции, которая утратила свои потребительские свойства. При этом вредные отходы должны подвергаться нейтрализации, а неиспользуемые – считаются отбросами. Отходы могут быть самыми различными.

Количество бытовых отходов в расчете на одного человека увеличивается примерно на 1-4 %, а по массе – на 0,2-0,4 % в год и в настоящее время составляет, кг/год: в благоустроенных зданиях – 160-190, в неблагоустроенных зданиях – 600-700.

Наибольшая часть из сотен миллионов тонн промышленных отходов образуется в угольной промышленности, предприятиями черной и цветной металлургии, тепловыми электростанциями, в промышленности строительных материалов.

В последние годы возросло количество опасных (токсичных) от ходов, которые способны вызывать отравление или иное поражение на существ. К ним относятся прежде всего различные ядохимикаты, не использованные в сельском хозяйстве, отходы промышленных производств, содержащие канцерогенные и мутагенные вещества и другие. В СПIА 41% твердых бытовых отходов (ТБО) классифицируют как «особо опасные», в Венгрии – 33,5%; в то время, как во Франции – 6%, Великобритании – 3%, а в Италии и Японии – только 0,3%.

В нашей стране накоплено около 80 млрд т и ежегодно их количество увеличивается. К началу 1997 г. на предприятиях различных отраслей промышленности скопилось более 1,4 млрд т только токсичных отходов. В 1995-1997 гг. ежегодное образование токсичных отходов достигло при мерно 90 млн т. В целом по России количество опасных отходов составляет около 10% от всей массы ТБО.

Острым является вопрос о так называемых химических «ловушках» -  давно забытых захоронениях опасных отходов, на которых построили жилые дома и другие объекты. Они со временем дают о себе знать, в частности появлением необычных заболеваний среди местного населения. Учет подобных захоронений в США показал, что имеется в наличии не менее 32 тыс. потенциально опасных; в ФРГ выявлено около 50 тыс. таких участков, в Нидерландах — 4000. Химическими ловушками могут быть и более 80 мест ядерных взрывов под землей, проведенных в интересах экономики на территории России.

2.    Транспортирование отходов
Надлежащая организация сбора и транспортировки отходов может внести большой вклад в оздоровление окружающей природной среды. В США, где норма накопления твердых бытовых отходов в 2-3 раза выше, чем у нас, на их удаление и обезвреживание расходуется около 10 млрд долларов в год, причем больше половины этих средств идет на сбор и транспортировку.
Промышленные отходы обычно удаляются самими предприятиями в специальные места захоронения или на общие свалки, куда поступают твердые бытовые отходы (мусор) из городов и поселков.

Твердые бытовые отходы (ТБО) по мусоропроводам зданий собираются в специальные камеры и далее в мусоровозы. При отсутствии последних мусор собирается в специальные контейнеры. Во многих городах организуется сбор мусора от населения непосредственно в мусоровозы. Очевидно, что эти методы несовершенны, не обеспечивают надлежащей санитарии и гигиены, поскольку камеры и контейнеры являются рассадниками насекомых и грызунов и источниками неприятных запахов.

В ряде стран, например в Швеции, применяют пневматический транспорт для удаления мусора из мусоропроводов по подземным каналам до станции переработки, которая обслуживает несколько зданий. Здесь мусор прессуют для уменьшения объема и перегружают в мусоровозы. Впервые в Москве такая станция стала работать в жилом районе Чертаново.

В некоторых странах применяется сплав в канализацию дробленных отходов из квартир, домов гостиниц и т.п. Для этого у раковин устанавливаются механические дробилки, из которых измельченный мусор вместе со сточной водой удаляется в канализацию, где он обезвреживается в специальных очистных установках. Указанный метод имеет большие преимущества перед вывозной системой, поскольку позволяет удалять быстро разлагающуюся часть отходов сразу же после образования. Эксплуатируются также системы удаления мусора, в которых его пневматическая транспортировка сочетается с дроблением и сплавом в канализацию.

Однако в подавляющем большинстве случаев ТБО вывозятся пока еще на так называемые неконтролируемые свалки, которые представляют собой специально отведенные в пригородах отгороженные участки. С позиции охраны природы такие свалки не выдерживают никакой критики. Вредные вещества, например из пищевых отходов, вымываются, загрязняя тем самым водоемы и подземные воды. Кроме того, отходы подвергаются процессу гниения, часто загораются, в результате чего происходит загрязнение воздушной среды.
В связи с вышеизложенным представляется необходимым упомянуть о так называемых диоксинсодержащих отходах, которые образуются при сжигании промышленного и городского мусора, бензина со свинцовыми присадками, при обезвреживании воды хлорированием, при производстве пестицидов.

Диоксины, относящиеся к классу хлоруглеводородов, являются самыми токсичными из синтезированных человеком веществ. Характеризуясь мутагенным, канцерогенным, эмбриотоксичкеским (отравление плода или внутриутробное отравление эмбриона) действием, они подавляют иммунную систему человека, вызывая тем самым «диоксиновый СПИД». При получении человеком высоких доз (например, при вдыхании аэрозолей, через продукты питания) диоксины вызывают постепенное истощение и последующую смерть без наличия при этом явно выраженных патологических симптомов («синдром изнурения»). Важно указать, что биологическое действие диоксинов проявляется уже в исключительно низких дозах.

В России первое крупномасштабное диоксиновое загрязнение природной среды зафиксировано в 1991 г. в районе г. Уфы. Было обнаружено, что содержание диоксинов в водах р. Уфа более чем в 50 тыс. раз превысило их ПДК. Причиной загрязнения воды стало поступление фильтрата из уфимской городской свалки промышленных и бытовых отходов. Как следствие, количество диоксинов в крови, жировой ткани и грудном молоке многих жителей Уфы и Стерлитамака увеличилось в 4-10 раз по сравнению с допустимым уровнем.

Для транспортирования опасных отходов необходимо соблюдение следующих условий: наличие паспорта опасных отходов, наличие специально оборудованных и снабженных специальными знаками транспортных средств, соблюдение требований безопасности к транспортированию опасных отходов на транспортных средствах, наличие документации с указанием количества транспортируемых опасных отходов, цели и места назначения.

3.    Полигоны для твердых бытовых отходов
В целях снижения загрязнения окружающей природной среды вместо неконтролируемых свалок строят полигоны для твердых отходов, которые эксплуатируются во многих городах России. Для них обычно выбирают место в глинистом грунте, в котором можно складировать отходы в течение 20-25 лет и более. Основание выбранной площадки делают в виде большого корыта глубиной 1,5 м и более для скапливания в нем фильтрата. Если глинистого грунта нет и основание для полигона приходится делать в водопроницаемых грунтах, дно корыта выстилают слоем привозной глины толщиной 0,5 м. В течение суток вывозят отходы на одну площадку полигона и уплотняют бульдозерами послойно до 2-метровой высоты. На следующий день отходы вывозят на другую площадку, а предыдущую укрывают изолирующим слоем грунта толщиной 0,25 м. Такая изоляция и последующее уплотнение грунта препятствуют загрязнению воздушной среды, а также распространению насекомых и грызунов.

В целях снижения площади полигон загружают послойно до высоты 60 м и более. После заполнения полигона поверхность последнего покрывают растительным грунтом.
Рассмотрим проблемы, связанные с захоронением ТБО в так называемых могильниках. В их число входят: 1) вымывание веществ и загрязнение грунтовых вод; 2) образование метана; 3) просадка грунта.

Наиболее серьезной из перечисленных является первая проблема. По мере просачивания воды сквозь любой материал в ней растворяются и с ней выносятся различные химические вещества. Такая вода, проходя через отходы, образует особенно ядовитый фильтрат: в нем наряду с остатками разлагающейся органики присутствуют железо, ртуть, свинец, цинк и другие металлы из ржавых банок, негодных батареек и электроприборов, а также красители, пестициды, моющие средства и другие химикаты. Этот ядовитый раствор поступает в подземные водоносные горизонты, и оттуда вредные вещества могут попасть и в питьевые воды.

Образование метана – это вторая проблема. Так как у захороненного мусора практически нет доступа к кислороду, его разложение идет анаэробно, при этом образуется легковоспламеняющейся метан. В ряде городов указанную проблему решают путем устройства на месте свалок «газовых скважин», перехватывающих образующийся метан, который можно впоследствии использовать как топливо или для других целей.

Наконец с течением времени по мере разложения отходы проседают. При этом образуются неглубокие впадины, в них скапливается вода и весь участок впоследствии превращается в болото с ядовитой водой. Для периодического контроля за качеством грунтовых вод по периметру свалки устраиваются так называемые мониторинговые колоды.

4.    Компостирование твердых отходов
Компостами называют органические удобрения, получаемые в результате разложения растительных и животных остатков микроорганизмами. Для их приготовления используют навоз. Навозную жижу и помет птиц в смеси с различными видами торфов, городской мусор, опавшие листья деревьев, солому и другое. При компостировании в органической массе повышается содержание питательных веществ в усвояемой растениями форме, обезвреживается патогенная микрофлора, уменьшается количество целлюлозы и пектиновых веществ.

Ныне признается, что компостирование – вполне рациональный способ ликвидации определенных отходов, почти не оказывающий вредного воздействия на окружающую среду. Однако при переработке отходов, содержащих металлы, последние могут накапливаться в компосте в больших количествах, поэтому их стараются заблаговременно удалять. Признается целесообразным осуществлять совместное обезвреживание и переработку ТБО и осадка СВ. такая технология способствует насыщению компоста разнообразной полезной для почвы микрофлорой и микроэлементами и позволяет поддерживать биотермический процесс в оптимальном режиме. При этом гибнет большинство болезнетворных микроорганизмов, яйца гельминтов, личинки мух.

5.    Сжигание твердых отходов
Сжигание твердых отходов в кострах или примитивных печах нельзя считать целесообразным ни с экономической ни, тем более, с экологической точек зрения. При этом не только загрязняется воздушная среда, но и не используется образующаяся тепловая энергия. Ряд специалистов считает, что оно может быть оправдано только в том случае, если сочетаются утилизация тепловой энергии и очистка отходящих газов. Такой процесс происходит на мусоросжигательных станциях, которые имеют паровые или водогрейне котлы со специальными топками, а перед выбросом в атмосферу газы следует очищать, например с помощью электрических фильтров.

На ряде зарубежных мусоросжигающих заводов применена двухстадийная очистка отходящих  газов, которая позволяет извлекать более 10 вредных компонентов. При этом производится предварительная сортировка ТБО, что способствует резкому снижению вредных веществ в газах и шлаках.

Выбор сжигания или компостирования для обезвреживания твердых отходов зависит от местных условий. В интересах сельского хозяйства, очевидно, компостировать отходы целесообразнее в нечерноземных районах. Что касается мусоросжигания, оно должно рассматриваться как пройденный этап использования ТБО.

6.    Получение биогаза
Органические отходы, могут стать источником дешевой и, что важно, возобновляемой энергии. Для этого необходимо получить так называемый биогаз.

Биогаз производят способом, который называют «метановым сбраживанием» в анаэробных условиях, т.е. без доступа воздуха. Этот процесс осуществляется в результате жизнедеятельности двух групп микроорганизмов, которые действуют в два этапа. Вначале в работу включаются кислотообразующие бактерии, расщепляющие сложные органические вещества до более простых. Вследствие их деятельности образуются жирные кислоты, спирты, водород, оксид углерода и ряд других веществ. Они служат источником питания для другой группы микробов – метанобразующих бактерий, вступающих в «работу» на второй стадии. Бактерии из этой группы превращают продукты, которые образовались в ходе первого этапа, в метан, диоксид углерода и др.

С целью создания надлежащих условий жизнедеятельности бактерий строят специальные бродильные камеры – биореакторы. В них поддерживают определенный температурный режим, давление, кислотность среды, а также следят за тем, чтобы в реактор не поступал кислород из атмосферы.

Получение биогаза из органических отходов привлекает внимание в связи с энергетически кризисом. Ныне в мире эксплуатируется более 8 млн установок для получения биогаза, в том числе промышленных. Перспективно получении биогаза при переработке животноводческих стоков.

7. Обращение с токсичными промышленными отходами.
Главным направлением в устранении или снижении вредного воздействия на окружающую среду токсичных отходов промышленности является их повторное использование в производственных циклах, то есть организация малоотходных производств. Тем не менее для нейтрализации таких отходов часто устраивают специальные сооружения, которые могут находиться как в пределах территории самого предприятия, так и вне его. В последнем случае токсичные промышленные отходы могут складироваться, перерабатываться и нейтрализовываться централизованно на полигонах и станциях переработки и нейтрализации.

Полигоны устраивают двух видов: для обезвреживания одного вида отходов только
захоронением или химическим способом, а также комплексные. Во втором случае территорию полигона разделяют на зоны приема и захоронения твердых несгораемых отходов: приема и захоронения жидких химических отходов и осадков и осадков сточных вод, не подлежащих утилизации: захоронения особо вредных отходов; огневого уничтожения горючих отходов.
Запрещается размещать полигоны по обезвреживанию и захоронению токсичных промышленных отходов в заболоченных местах, на территориях зеленых зон городов, на землях, занятых лесами или предназначенных для лесоразведения, в зонах санитарной охраны курортов, в зоне питания подземных источников питьевой воды, в зонах активного карста и т.п.

Вокруг полигона устраивают санитарно-защитную зону (СЗЗ), отделяющую их от населенных пунктов и открытых водоемов, объектов, используемых в культурно-оздоровительных целях. Величина СЗЗ устанав-ливается с учетом конкретных условий, но не может быть менее 3000 м.
Размещение токсичных промышленных отходов под землей является пока одним из наиболее перспективных способов избавления от тех из них, которые не могут быть утилизированы или полностью уничтожены путем сжигания, а при накоплении их на земной поверхности представляют реальную опасность для биосферы. Подземное размещение промышленных отходов должно производиться при соблюдении ограничений, относящихся к выбору места для создания подземных и заглубленных хранилищ (первая группа) и к их проектированию, строительству и эксплуатации (вторая группа).

При оценке способов захоронения промышленных отходов следует учитывать важное в экономическом отношении обстоятельство. Если современный технический уровень не позволяет немедленно утилизировать те или иные отходы, то в будущем, по мере развития уки и техники, указанные отходы могут быть переработаны в полезные компоненты. Поэтому наряду с традиционно рассматриваемым длительным захоронением промышленных отходов представляется актуальным временное хранение перспективных отходов производства в заглубленных и подземных хранилищах естественного и искусственного происхождения. Для этих целей можно использовать существующее выработанное пространство рудников, шахт, карьеров, подземные полости нефтяных и газовых месторождений, карстовые полости.
Для сбора сведений о местах складирования, хранения и захоронения отходов производства и потребления проводится их инвентаризация.

8.    Организация безотходных (малоотходных) производств
Применение традиционных технологий переработки сырья, в результате которых образуются разнообразные отходы, предусматривающих последующие очистку отходящих газов и сточных вод и утилизацию твердых отходов, крайне неэффективно не только с точки зрения экологии, но и экономики. Очистные сооружения очень дороги, их работа требует огромных затрат энергии и реагентов, которые на некоторых производствах достигают 20-40 % суммарных капиталовложений, а расходы на обезвреживание и переработку отходов составляют 8-10 %.

Отсюда вытекает необходимость реализации принципиально нового подхода к развитию промышленных производств. Этот подход, получивший не совсем правильное название «безотходная технология», основой которого является цикличность материальных потоков, подсказан самой природой. Идея многократного, циклического, экономного использования материальных ресурсов активно реализуется во многих развитых странах. Крайне нерационально используются в нашей стране лесные богатства (из доставленных на предприятия 1000 м3 древесины мы получаем лишь 27,3 т бумаги, в то время как в США – 137 т).

Повторное использование материальных ресурсов исключительно важно с точки зрения сохранения или продления времени использования запасов важнейших руд. Для их количественной оценки используют индексы исчерпания ресурсов, которые характеризуют расходование имеющихся мировых запасов руд с учетом ежегодного прироста темпов их использования. Подсчитано, например, что если запасы металлов возрастут даже в 10 раз, то обеспеченность сырьем увеличится всего в 2,5-3 раза. Следовательно, для рационального развития экономики, определяющего, в свою очередь, устойчивое развитие любой страны, необходимы планомерное, целенаправленное повышение роли вторичных ресурсов и организация технологического круговорота веществ.

Понятие «безотходная технология» есть не только чисто технологический процесс, в широком смысле это и совокупность организационных и управленческих мероприятий, проектных и научно-исследовательских работ. Оно обязательно должно охватывать и сферу потребления продукции, которая после утраты своих потребительских свойств могла бы быть возвращена в производство или, в крайнем случае, переведена в экологически безопасную форму.
Вполне очевидно, что создание безотходных производств – длительный и дорогостоящий процесс. Поэтому в качестве промежуточного этапа выступает малоотходное производство, при котором его отрицательное воздействие на природную среду не превышает уровень, допускаемый санитарно-гигиеническими нормами. При этом если образуются неутилизируемые отходы, они направляются на длительное экологически безопасное хранение или захоронение.

Анализ шлаков московского мусоросжигательного завода № 1 показал, что на свалки бытового мусора Москвы вывозится: молибдена – 8,3 т, кобальта -11,4 т, ванадия – 12,4 т, серебра 27,6 т, никеля – 75 т, сурьмы – 115 т, олова 244 т, фтора – 353 т, хрома 689 т, свинца – 1573 т, меди 2180 т, цинка – 6762 т. Это количество элементов эквивалентно ежегодно извлекаемому из довольно крупного месторождения.

Отходы можно сортировать либо непосредственно на месте их получения, либо после сбора на специальных установках. В первом случае необходимы совместные усилия жителей, воспитание у них «культуры чистоты»; однако этот способ весьма экономичный, так как труд «добровольный». В определенном месте устанавливаются мусорные контейнеры различного цвета, каждый из которых предназначен для определенного вида отходов – пластмассы, металлов, стекла и т.д. Эти контейнеры опорожняются (не смешиваясь) в особые грузовики – мусоровозы и отправляются на переработку. По мнению многих ученых и специалистов, проблема отходов должна решаться на месте их образования путем внедрения ресурсовозобновляющих технологий (РВТ), обеспечивающих минимизацию промвыбросов и входа вторичных отходов.

В развитие концепции РВТ А. Семенов и И. Максимов (1995) предложили создать экозащитные системы нового поколения – многопрофильные комбинаты «Экополигон», способные перерабатывать все виды антропогенных отходов данного города и региона. При этом более 80 % отходов превращаются во вторичные ресурсы и биосферные вещества, восстанавливается качество ОПС путем санирования старых салок и других мер. Данный вариант решения проблемы отходов, в основе которого лежит теория торфно-энергетического функционирования экосистем и круговорота веществ, позволяет: использовать экологически безопасные технологические процессы; исключить прямое сжигание органических веществ; обеспечить совместимость конечных продуктов с биосферой и включение их в круговорот веществ в природе; возместить издержки производства за счет использования вторичных ресурсов, отдельных видов промышленной продукции, платы за отходы, предотвращения ущерба ОПС.


Список литературы

1.    Хотунцев Ю.Л. Экология и экологическая безопасность: Учеб. Пособие для студ. высш. пед. учеб. заведений. – 2-е изд., перераб. –М.: Издательский центр «Академия», 2004.
2.    Экология: учебное пособие/ Под ред. Проф. Денисова В.В. – 2-е изд. –М.: ИКЦ «МарТ», Ростов-на-Дону, 2004.

On the Problem of Assessing the Resistance of Planktonic Community to Adverse Influences

Key words: ecosystem, stability, planktonic community, seasonal succession of phytoplankton.

The increasing anthropogenic impact on natural ecosystems makes it necessary to study and forecast the ecological consequences of chemical pollution of the environment, including the hydrosphere. The ability of aquatic ecosystems to maintain homeostasis is limited, and a further increase in anthropogenic load may result in their irreversible transformation and degradation. The state and development of an aquatic ecosystem depend on a combination of different environmental factors, among which a major role belongs to pollution with heavy metals, pesticides, and petroleum products. Exposure to these pollutants may have different conse-quences, depending on the stage of seasonal succession in the planktonic community (Phillips et al., 1998; Mauser, 1998; Tarkpea et al., 1998). To prevent or reduce ecological damage, it is necessary to determine the periods when ecosystems are most vulnerable. This information is very important for estimating economic damage from accidental environmental pollution and determining the seasons in which industrial activities will be less hazardous in ecological terms. An impor-tant task of specialists in ecology, including aquatic toxicology, is to develop the concept of the assessment of critical changes in natural systems under the effects of anthropogenic factors.

PROBLEMS IN ECOLOGICAL TOXICOLOGY

Methods for assessing the vulnerability of biologi-cal systems at the ecosystem level have not yet been developed. Traditional toxicological methods based on the responses of individual test organisms to toxic action are not fully applicable to the natural communi-ties of aquatic organisms and whole ecosystems (Wun-dram et al., 1997; Molchanova et al., 1996; Shadrina, 1997). The responses of different taxonomic groups (species) of planktonic organisms to toxicants differ, and the general stability of the planktonic community varies depending on seasonal changes in both the com-munity structure and the functional activity of different groups of algae.

A feasible experimental approach to this task is to study the functioning of ecosystems under almost criti-cal conditions, i.e., at a concentration of toxicants in an aquatic medium that approaches a certain threshold, but where the changes they cause in the ecosystem are reversible. The concentrations exceeding this threshold cause irreversible changes and degradation of the planktonic community.

Phytoplanktonic organisms, as the main primary producers of organic matter in an aquatic ecosystem, are a key element providing for ecosystem stability. The conditions critical for the phytoplanktonic community are considered to be critical for the ecosystem as a whole. Therefore, it is essential to formulate the princi-ples of assessment of ecosystem resistance to chemical pollution as applied primarily to the phytoplankton. Seasonal succession in aquatic ecosystems has cru-cial transitional periods when one community replaces another, which actually determine the subsequent course of succession. If the impact of pollutants exceeds the above threshold at this transitional stage, irreversible changes will occur in the ecosystem struc-ture, and its development will follow a different path- way. For instance, the elimination of usual dominants and their replacement by more resistant forms of algae may take place. Thus, the concept of the critical level of impact should have reference to certain periods in the development of communities and the ecosystem as a whole.

Corresponding ecological changes may upset the balance between the synthesis and decay of organic matter in the planktonic community and organic matter flows. Under certain conditions, a great amount of readily assimilable organic matter released due to the death of planktonic organisms may stimulate an explo-sive growth of mixotrophic algae and, in some cases, lead to the so-called red tides observed in different areas of the World Ocean.

MAIN APPROACHES

To forecast the ecological consequences of pollution of the aquatic environment, it is necessary to estimate ecosystem resistance to adverse influences during the crucial biological periods. This involves the determina-tion of the critical concentrations of pollutants affecting basic ecological parameters. For the phytoplankton, these parameters include primary organic matter pro-duction (P), total biomass (B), species composition, destruction (D), coefficients P/Band P/D, and the abun-dance and biomass of the main groups of algae. The ecosystem responds differently to adverse envi-ronmental influences in different periods (seasons of the year), depending on the state of ecosystem compo-nents (the concentration of biogenic elements, the spe-cies structure of communities, conditions of illumina-tion, etc.). The pattern and geographic features of sea-sonal changes in the degree of ecosystem stability are virtually unknown. The experimental–analytical approach to the assessment of stability of freshwater planktonic communities under stress is as follows.

In the course of seasonal succession in the phy-toplankton, there are periods characterized by different degrees of its resistance to a certain adverse external influence. This is explained primarily by differences in the resistance of individual structural components of the phytoplanktonic community in a given period of time. To determine the most vulnerable periods in the development of the planktonic community, it is neces-sary to perform simultaneous observations providing data on the stage of seasonal succession, dominant algal species in the community, and the responses of phy-toplankton to standard influences (for instance, pollut-ants added at certain doses). In addition, model ecoto-xicological experiments are necessary for determining the range of concentrations and combinations of pollut-ants that are critical for the given community. Only the sum of these data can provide a reliable basis for ana-lyzing the dynamics of resistance of the planktonic community to adverse influences and predicting its behavior in stress situations taking place in different periods of the biological season.

Special attention should be paid to the response of the phytoplanktonic community to the anthropogenic impact in the aforementioned crucial periods that deter-mine the subsequent stages of succession. To identify such periods, it is necessary to analyze natural seasonal changes in aquatic ecosystems and distinguish the phases of community development differing in the structure and composition of dominant species, the content of biogenic elements, and the background con-centrations of pollutants. The vulnerability of the phytoplankton in the crucial periods identified in this way may be estimated in an ecotoxicological experiment. In such experiments, the response of phytoplankton to different concentrations of toxic agents is evaluated by parameters such as pri-mary production, live release of organic matter, species composition, and biomass. They are performed with natural species complexes (in microcosms) under quasi-in situ conditions. Comparison of phytoplankton responses to the impact of toxic concentrations of pol-lutants at different stages of succession makes in possi-ble to reveal the most vulnerable periods (Dallakyan et al., 1999). In these experiments, toxicants are added only as standardized adverse factors causing certain community responses. The response of the phytoplank-tonic community to concrete concentrations of pollut-ants are not considered in this case. Along with experi-mental studies, field observations on the current state of ecosystems, including hydrological, hydrochemical, and biological parameters, are performed.

When short-term experiments based on the dose– effect principle are aimed at comparing the responses of different communities to the same factor, rather than estimating the toxicity of a certain substance, it is only important to perform all series under the same condi-tions, whereas the requirement for their correspon-dence to natural conditions loses its validity (Lifshits and Korsak, 1988). Such experiments provide the pos-sibility of ecotoxicological sounding of aquatic ecosys-tems with the purpose of revealing differences in the adaptation potentials of different communities (on a geographic or temporal scale). This approach implies the careful selection of biological indices responding to toxic exposure, which must satisfy the following requirements: (1) the index must be integrated, i.e., reflect the state of the entire ecosystem or of its most important part; and (2) its changes under the effect of toxic agents must be rapid and consistent. Comparing the results obtained in different areas, it is possible to estimate the sensitivity of ecosystems and trends in its changes in the crucial periods of plankton succession.

ANALYSIS OF THE COMBINED EFFECT OF ADVERSE FACTORS

At the next stage, experiments are performed to study the combined effects of environmental factors. It is known that pollutants in water can interact in a com-plex way with different abiotic components, and their toxic effect in each particular case depends on a variety of conditions (water temperature, its chemical compo-sition, etc.). Therefore, these model experiments should be performed under conditions close to those in a natu-ral water body and according to a certain plan that involves a quantitative assessment of the interaction of factors under study.

The purpose of complete factor experiments (CFEs) in ecotoxicology is a quantitative analysis of the com-bined and independent effects of toxic agents at several concentrations and in different combinations on biolog-ical objects (Maksimov et al., 1969). As a rule, CFEs are performed with two or three agents (factors) at three concentrations (CFE 3 2 or CFE 3 3 , respectively), with each combination studied in an individual experimental series. The correct range of factor values (e.g., effective concentrations of a toxicant) for CFE is determined in preliminary dose–effect experiments. It is convenient to represent the results of CFEs as diagrams of response surfaces that reflect changes in the test parameter (e.g., primary production or biomass of the phytoplankton) depending on the combination of factors (Fig.1). Regardless of the extreme diversity of biological objects, the strength of response observed in dose– effect experiments with a single species directly depends on the strength of impact: the more toxic the environment created in the experiment, the more severe the disturbances in biological processes. Conversely, such a trend is usually not observed in experiments with multispecific systems or in the course of observations on the pattern of responses in nature (Korsak and Nakani, 1976). This can only be attributed to the effect of the compensatory resources of ecosystems.

Observations of the ecological state of water bodies and the results of biocybernetic investigations provide evidence that the response of an ecosystem to toxic exposure has two phases. At the first phase, when the toxic impact is not very strong, unspecific physiologi-cal–biochemical compensatory mechanisms begin to operate. No profound rearrangement of the species structure of the ecosystem (such as the extinction of individual species or the change of dominants) takes place, and adverse effects on the ecosystem as a whole or on any process occurring in it are compensated due to the quantitative changes in the rate of metabolic pro-cesses in individual groups of organisms (in phyto-plankters, for instance, exposure to pollutants leads to changes in the rate of photosynthesis, the amount and pattern of excretions, membrane permeability, etc.). In general, the unspecific response of the ecosystem to the inhibition of individual biological processes has the same pattern as in the case of experiments with groups of conspecific organisms.

At the next phase, as the concentration of pollutants or the period of exposure increase, the species structure of the ecosystem begins to change. The species less sensitive (more resistant) to the corresponding influ-ence gain dominance in individual components of the ecosystem, and its total species diversity decreases. Both physiological and ecological compensatory mechanisms operate in this period, and the ecosystem response has a more complex and diverse pattern. When the impact becomes still stronger, it overpowers the resistance of the ecosystem and causes irreversible changes in it, which are so profound that they may lead to its degradation and eventual destruction. The species composition at this phase is impoverished, and inter-specific compensatory rearrangements are insignificant (Korsak et al., 1976; Maksimov et al., 1985).

Thus, the level of toxic exposure that causes the sec-ond phase of response involving specific ecological compensatory mechanisms is critical for the ecosys-tem. The monotonic pattern of ecosystem response is disturbed, with the points of inflection of one-dimen-sional and multidimensional response surfaces corre-sponding to the critical concentrations of toxicants.

Their range can be determined by comparing the stan-dard (reference) and the experimental response sur-faces and identifying the zone in which they do not coincide. These concentrations are indeed critical, since they indicate the limit of toxic exposure that can-not be exceeded without causing irreversible distur-bances in the structure and functioning of the ecosys-tem. The geometric analysis of response surfaces obtained in the course of factor experiments makes it possible to analyze the complex processes involved in the reactions of planktonic communities to the anthropogenic impact. The ecological–analytical comparison of the response surfaces of natural communities with a standard (reference) surface may be instrumental in determining the resistance of the planktonic commu-nity to an adverse impact and estimating potential crit-ical changes in the ecosystem structure (Maksimov et al., 1989). In practice, to determine the degree of cor-respondence between the experimental and standard-ized surfaces, it is necessary to calculate the coefficient of orderliness of the response surface (CORS), i.e., the ratio of the number of cases deviating from the standard to the total number of concentrations compared. This index characterizes the ecological profundity of the community response and allows specialists to supple-ment a purely descriptive analysis of the results of a factor experiment with quantitative data. In the case of purely physiological, unspecific responses, CORS = 0; if all possible combinations of concentrations induce only ecological responses, CORS = 1 (Maksimov et al., 1989).

Thus, we can determine the limits of the critical con-centrations of pollutants (or other adverse factors) by comparing the response surface obtained in experi-ments with a true multispecific system and the response surface characterizing a monospecific system in which only unspecific, physiological compensatory mecha-nisms operate. For the standard response surface, the following trend was revealed in numerous experiments (Nosov et al., 1981; Dallakyan et al., 2002): the stron-ger the impact, the more intense the adverse response of the system (mortality increases, and biological pro-cesses are inhibited to a greater extent). We used the dose–effect approach in studies on the toxic influence of copper on primary phytoplankton production in the Ucha Reservoir, which included sev-eral series of ecotoxicological experiments with the natural phytoplanktonic community performed in dif-ferent periods of its seasonal development. The results of one series are presented in Fig. 2. They show varia-tion in the sensitivity of production capacities of the phytoplankton in the course of seasonal succession, when considerable changes in abundance and the replacement of main dominant groups (diatoms and blue-green algae) took place. It is apparent that the phy-toplankton was most resistant to the toxic effect of cop-per in the periods of its greatest abundance and highest total primary production. However, note that specific production (i.e., primary production related to the total phytoplankton abundance) was minimal in these periods. These results provide a basis for the conclusion that transitional periods in the seasonal phytoplankton suc-cession may be the most sensitive to adverse factors. However, basic trends in the effects of certain factors (for instance, heavy metals) on the structural and func-tional characteristics of phytoplankton require further investigation, namely, into their combined action, using the principles of the factor experiment.