Ранее, в разделе 1 мы использовали термин “загрязнение” как привнесение в среду новых, не характерных для нее агентов физического, химического или биологического происхождения в количествах, приводящих к негативным последствиям. Если относить эти негативные последствия исключительно к человеку, как это делает санитарно-гигиеническая доктрина, то тогда понятие загрязнение вполне понимаемо и измеряемо. При общеэкологическом подходе мы неизбежно должны предварительно расклассифицировать все организмы (в частности, гидробионтов) на три условные группы:

• организмы, "любезные человеку", которые необходимо охранять, и по биотическому потенциалу которых мы оцениваем позитивное качество вод;

• организмы, "вредные" или мешающие человеческой деятельности, численность или биоразнообразие которых мы воспринимаем как негативный фактор качества (некоторые сами по себе являются загрязняющим фактором, например, кишечные палочки или сине-зеленые водоросли);

• "нейтральные" организмы, существование которых не является оценкой качества.

После этого классификацию водоемов с учетом "загрязнения", как негативного фактора, необходимо осуществлять, имея в виду только самого человека и объекты первой группы.

Наконец, сверхнормативное значение ряда показателей может вовсе не являться следствием антропогенного (или даже ксенобиотического) воздействия. С.М. Драчев [1964] приводит такие примеры из наблюдений 50-х годов, когда сброс сточных вод был ничтожен, но такие крупные реки как Аму-Дарья и Сыр-Дарья содержали большое количество взвеси и сапрофитной микрофлоры, а воды р. Обь в зимний период содержали ничтожное количество кислорода.

Методика разработки обобщенных "химико-биологических" классификаций чрезвычайно проста:

Естественно, что легкость разработки методик порождает их многочисленность. Приведем некоторые из них, имеющие наиболее широкое распространение, либо приведенные в нормативных документах.

• химические показатели состояния водоемов (табл. 3.8);
• бактериологические и гидробиологические показатели (табл. 3.9);
• показатели состояния водоемов по физическим и органолептическим свойствам (табл. 3.10).

Таблица 3.8

Примечание: Окисляемость относится к рекам с цветностью воды не более 30^о

Таблица 3.9

Таблица 3.10

Каждому из показателей, перечисленных в таблицах, авторами придается приоритет – цифровое значение, соответствующее важности и значимости данного фактора. Если по различным показателям классификация водоема выполняется неоднозначно, то необходимо рассчитать общий показатель загрязнения путем усреднения числовых значений условных приоритетов. Коэффициенты для подсчета общего показателя и группировка водоемов по сумме признаков приведены в табл. 3.11.

Таблица 3.11

• качество воды и донных отложений;
• гидрологический режим;
• флора и фауна, с выделением групп промысловых организмов.

Качество воды в соответствии с ГОСТ характеризуется следующими показателями:

• соленостью, жесткостью и водородным показателем (рН);
• трофо-сапробностью;
• содержанием вредных веществ.

Документ достаточно подробно регламентирует классификацию по ионно-солевому составу (зоны галобности), жесткости и водородному показателю.

Что понимается под "трофо-сапробностью", ГОСТ так и не разъясняет, однако приводит таблицу оценки качество воды по трофо-сапробным показателям, которые на деле оказываются обычными гидрохимическими показателями (см. табл. 3.12). В качестве дополнительных показателей для оценки классов сапробности рекомендовано употреблять также показатели бактериофлоры водных объектов.

Согласно ГОСТ “влияние трофо-сапробности на флору и фауну следует оценивать по отношению групп организмов к сапробности водной среды”, для чего дается справочная таблица, в которой каждой группе водных организмов (от простейших до ихтиофауны) поставлены в соответствие классы сапробности, в которых преобладают эти таксономические группы. Фрагмент справочника, относящийся к некоторым группам бентосных и планктонных организмов, приведен нами в табл. 3.14.

Примечание: в таблице использовались следующие обозначения классов качества вод – ксеносапробный (кс), олигосапробный (о), b - мезосапробный (бм), a - мезосапробный (ам), полисапробный (п), гиперсапробный (гп)

Одной из первых попыток создания глобальных классификаций, построенных по экосистемному принципу, когда в классификационный рубрикатор включаются как гидрофизические и гидрохимические показатели (абиотическая составляющая), так и характеристики гидробионтов (биологическая составляющая экосистем), стала разработка Института гидробиологии АН УССР [Жукинский с соавт., 1978, 1981; Оксиюк с соавт., 1993]. Как отмечают разработчики, “чтобы проследить и уяснить сущность и степень происходящих экологических изменений водных экосистем, необходимо иметь единую достаточно репрезентативную классификацию качества воды, охватывающую большинство компонентов водной экосистемы”.

Схема общей иерархии показателей (строк) и градаций (столбцов) разработанной системы классификации представлена в таблице 3.16. В сущности, авторы предложили не единую классификацию, а три самостоятельных классификации: единую пятиклассно–девятиразрядную классификацию С для трех групп "экологических" показателей и две классификации А и B по минеральному составу воды, не совместимые ни с первой, ни друг с другом.

Классификационная система в полном объеме с диапазонами значений показателей представлена в "коллекции" таблиц 3.17 ( посмотреть классификационные таблицы ).

Классификация вод по солевому составу, как указано разработчиками, соответствует так называемой "Венецианской системе" [Алекин, 1970], а классификация по ионному составу дана по системе О.А. Алекина [1946]. Создается впечатление, что перечисленные классификации добавлены к основной исключительно для общей убедительности и выглядят несколько чужеродными.

Введение столь запутанной эколого-санитарной классификации качества вод из двух параллельных систем градаций (из пяти классов и из девяти разрядов) разработчики обосновывают тем, что в условиях огромного многообразия вод оценки по пяти- и шестиразрядным системам недостаточны для детальной характеристики и назрела потребность в дробном подразделении вод по более узким градациям качества (см. ниже наши комментарии).

• Тезис В.Н Жукинского и О.П. Оксиюк о необходимости точных оценок качества вод решается, на наш взгляд, вполне банально – переходом от системы целочисленных градаций к непрерывной шкале качества с дробными значениями любой точности. При этом совершенно неважно, будет ли эта шкала 9-разрядной, 5-разрядной или от 0 до 1 (перешли же в фигурном катании и Клубе Веселых и Находчивых с появлением на сцене компьютера к дробным оценкам типа 4,56 и никто не счел это неудобным).
• Переход к непрерывным шкалам сделает ненужным громоздкую запись классификации показателей в виде последовательности диапазонов вроде {цинк: <5 ; 5-10; 11-30}. Например, ни нам, ни "нашему компьютеру" до сих пор не ясно, что в приведенном случае делать, если концентрация цинка составит 10,5 мкг/л ?
• Нам представляется удобнее, точнее и компактнее выражать зависимость категории качества вод от величины каждого показателя в виде уравнения регрессии. Приведем ниже некоторые примеры такого представления. Поскольку имеющиеся данные из таблиц 3.17 имеют преимущественно нелинейный характер (см. рис. 3.1), мы не ставили своей целью выбор наилучших аппроксимирующих кривых (это представляет собой отдельную математическую проблему и должно основываться на более репрезентативных выборках).

• в классе линейных зависимостей –

• в классе полиномиальных зависимостей –

• в классе логарифмических зависимостей –

Качество аппроксимации можно оценить по значению коэффициента детерминации R² , показывающему, какая часть вариации y связана с вариацией факторного показателя x. Если подставим, например, в последнее уравнение значение концентрации цинка 10.5 мкг/л, то получим значение разряда качества вод 5.42, что находится как раз посередине между "центрами тяжести" разрядов 5 (3б) и 6 (4а) и весьма точно совпадает с диапазонами, декларируемыми О.П. Оксиюк с соавт.

Остановимся кратко на аргументации разработчиков относительно включаемых гидробиологических показателей, наиболее интересных нам по тематике:

Остановимся теперь на самом важном аспекте методики – проблеме получения обобщенного результата. Однако предоставим слово О.П. Оксиюк с соавт.[1993]. “Величины разрядов и классов качества вод по разным показателям не сопряжены между собой, а в некоторых случаях и не могут быть сопряжены, постольку эмпирические значения величин показателей качества вод могут распределяться в различных разрядах и классах их чистоты (загрязненности). Наиболее сложный случай, если эмпирические данные распределяются не в разрядах одного класса или соседних разрядах двух разных классов, а в отдельных 3—5 разрядах разных 2—3 классов, т. е. разброс данных отражает некоторую эврисапробность или эвритрофность соответствующих показателей качества вод. В таком случае качество вод относится к широкому диапазону градаций с подчеркиванием доминирующих. Например, вода разрядов 2б—4а от вполне чистой до весьма грязной, преимущественно загрязненная, a -мезосапробной зоны” (выделено нами). После всех этих обобщений разработчиков остаются открытыми следующие вопросы:

Наконец, таблицы 3.17 не свободны от чисто механических ошибок, например:

• масштабами и составом поступающих в него загрязнений;
• взаимодействием воды и донных отложений;
• миграцией и трансформацией токсикантов в сообществах водоема, включая процессы самоочищения и накопления в гидробионтах.

Таким образом, систему УТЗ Л.П. Брагинский рассматривает как совокупность количественных показателей, характеризующих степень загрязненности воды, донных отложений и гидробионтов данного водоема токсическими веществами. В соответствии с традиционными принципами гидробиологической классификации им вычленяются следующие уровни токсической загрязненности водных экосистем: олиготоксичные, a - и b -мезотоксичные и политоксичные водоемы. Предлагаемые количественные характеристики каждого уровня токсического загрязнения (класса) представлены в табл. 3.18 ( посмотреть классификационную таблицу).

Основой для формирования классификационных диапазонов явились:

• для водного субстрата – рыбохозяйственные ПДК, опирающиеся на результаты токсикологических исследований гидробионтов;
• для донных отложений – фактически обнаруживаемые величины концентраций тех или иных токсикантов, известные из литературных источников или собственных исследований (т.е. без какой-нибудь реальной оценки вредного действия этого фактора);
• для депонирующих органов гидробионтов – отношение концентрации в субстрате к концентрации в воде (что само по себе, на наш взгляд, ошибочно с методологической точки зрения, поскольку такие отношения без абсолютных значений концентраций мало о чем говорят).

Для совокупности токсикантов в воде, к которым отнесены все тяжелые металлы, кроме меди, предлагается формула суммации концентраций, нормированных на ПДК. Полученный обобщенный показатель назван критерием ЛПВ (по всей вероятности, имелся в виду лимитирующий показатель вредности):

При определенной дискуссионности и недостаточной полноте предложенных Л.П. Брагинским конкретных численных выражений классификационной системы, концептуальная часть в качестве рабочей гипотезы заслуживает всяческого уважения и внимания. Представляет также интерес выполненное сопоставление различных схем классификации (см. табл. 3.19), хотя это сравнение было осуществлено скорее на "фонетическом" уровне, нежели со строгих формальных позиций.

Таблица 3.19

Приведенный обзор систем классификации водоемов позволяет сделать вывод об отсутствии к настоящему времени единой, достаточно полной и сбалансированной комплексной методики оценки качества воды, удовлетворяющей требованиям экологов и токсикологов, основанной на современных методах формализации, лишенной профессионального субъективизма используемых критериев, технологичной для широкого использования и принятой на достаточно авторитетном законодательном уровне.