План введения в Материалы конференции


СОСТАВ ВОДЫ ЗЕЙСКОГО ВОДОХРАНИЛИЩА СПУСТЯ 30 ЛЕТ



жүктеу 6.12 Mb.
бет9/32
Дата10.09.2018
өлшемі6.12 Mb.
түріСборник
1   ...   5   6   7   8   9   10   11   12   ...   32

СОСТАВ ВОДЫ ЗЕЙСКОГО ВОДОХРАНИЛИЩА СПУСТЯ 30 ЛЕТ

С НАЧАЛА ЕГО ЗАПОЛНЕНИЯ
А.С. Лопатко*, А.И. Карандашов**, И.М. Юдина**, Ю.Г. Пискунов*

*Амурский комплексный научно-исследовательский институт ДВО РАН, Благовещенск

**Федеральное государственное управление эксплуатации Зейского водохранилища (ФГУ ЭЗВ), пос. Зея
Исследования, проводимые авторами, имеют большое значение, так как с начала заполнения Зейского водохранилища прошло 30 лет, и за этот период произошли определенные "возрастные" изменения состава вод водохранилища. Выявление гидрологических особенностей Зейского водохранилища и анализ гидрохимического режима в многолетнем цикле важны для характеристики аналогичных ему систем (притоки–водохранилище–река) в условиях Дальнего Востока.

Гидрохимические и гидробиологические особенности водохранилища обуславливаются комплексом природных и антропогенных факторов. Режим биогенных элементов, биопродуктивность водохранилища зависят от объема и качества поступающего стока, поэтому водохранилище и впадающие в него водотоки следует рассматривать как единое целое. Природные воды – чуткий индикатор антропогенного воздействия. Сток р. Зея в нижнем бьефе, на участке до устья р. Селемджа, поступает из водохранилища и составляет около 30 % общего объема стока, формирующего состав вод р. Амур ниже Благовещенска. Вода используется не только для выработки электроэнергии (ежегодно для выработки 5 млрд кВт.ч расходуется около 25 км3), но и служит источником питьевого водоснабжения населения. А это – здоровье людей и их благополучие [2].

ФГУ ЭЗВ ведет систематические наблюдения за качеством воды с 1986 г. Для этого при Управлении была создана гидрохимическая лаборатория. Мониторинг производится с борта НИС по акватории водохранилища в условиях открытой воды в определенных точках. За это время накоплен большой объем статистических данных, материалы выполненных исследований приведены в работе Юдиной И.М. [3], которая отмечает, что состав вод водохранилища в последние годы стабилизировался с небольшими колебаниями по отдельным показателям.

Оценка гидрохимического состояния водных ресурсов бассейна водохранилища ведется по анализу индекса загрязненности поверхностных вод. Индекс загрязненности был рассчитан за период 1998–2003 гг. согласно методическому руководству № 250-895 "Расчет индекса загрязненности воды", которое утверждено Госкомитетом по гидрометеорологии 21.07.88 г., по ограниченному числу ингредиентов (азот аммонийный, нитриты, нефтепродукты, растворенный кислород, биологическое потребление кислорода за пять суток, фенолы). Так, в 1998 г. индекс загрязненности составил 1,59. А в 1999 г., в связи с увеличением притока, понизился до 1,44. В 2000 г., в условиях недостаточного притока, наблюдалось ухудшение кислородного режима, увеличивалось содержание легко окисляемых органических веществ, соответственно индекс загрязненности увеличился до 1,75. Индекс загрязненности составил 1,7, 1,68 и 1,51 соответственно за 2001, 2002 и 2003 гг. Класс качества воды Зейского водохранилища – IV.

Газовый режим – один из важнейших факторов формирования качества воды в водохранилище, он зависит от изменения теплозапаса и динамики водных масс. Происходит сезонная смена распределения растворенного кислорода и углекислого газа по глубинам. Для летнего и зимнего периодов для кислорода характерна прямая стратификация – понижение содержания с нарастанием глубины. Максимальная концентрация растворенного кислорода отмечается в летний период в поверхностных слоях водохранилища, в связи с интенсивно происходящими процессами фотосинтеза – 13,52–12,78 мг/л (ПДКвр не менее 4,0 мг/л), а минимальные концентрации – в придонных слоях – до 7,79–8,68 мг/л. Содержание углекислого газа находится в обратной зависимости. В поверхностных слоях водохранилища содержание углекислого газа достигает 6,60–8,36 мг/л (ПДКвр 3–4 мг/л), а на глубинах 80–95 метров его содержание возрастает до 17,6–18,0 мг/л.

На участках с замедленным водообменном, в придонном слое, формируются маломощные сероводородные зоны островного характера (приплотинная часть, залив Малый Гармакан). Содержание сероводорода здесь изменяется в пределах от 0,001 до 0,006 мг/л (ПДК – отсутствует).

Из минеральных азотсодержащих соединений для формирования качества воды наиболее важны нитриты, нитраты, аммонийный азот. Нитриты являются показателями загрязнения водоема – повышенное содержание их указывает на усиленное разложение органического вещества. Максимальное развитие всех форм азота наблюдается в холодное время года (зимой и поздней осенью), когда происходит минерализация органических веществ, NH4 – 0,58 мг/л (ПДКвр – 0,4 мг/л), NO2 – 0,005 мг/л (ПДКвр – 0,02 мг/л), NO3 – 0,78 мг/л (ПДКвр – 9,0 мг/л). В период весеннего половодья концентрация азотсодержащих соединений за счет разбавления в большинстве случаев снижается. В теплое время года при максимальном развитии биологических процессов отмечается дальнейшее уменьшение их концентрации.

Наряду с азотом важную роль в формировании качества воды играют фосфаты. Повышение концентраций до максимальных годовых значений наблюдается в августе (0,006–0,009 мг/л). В этот период интенсивно работают процессы обогащения воды водохранилища продуктами распада и минерализации органического вещества, а также планктона и бентоса. Минимум содержания фосфатов характерен для половодья – 0,001 мг/л. В распределении фосфатов по акватории и глубинам определенной зависимости не выявлено.

Металлы (железо, марганец, медь, цинк) в природной воде находятся в виде простых или сложных гидратированных катионов и ионов, которые закомплексованы с органическими веществами. По биологической активности металлы служат важнейшими показателями доброкачественности воды, поэтому их содержание должно строго контролироваться.

Содержание общего железа, в пределах акватории водохранилища, варьировалось в пределах от 0,23 мг/л до 1,13 мг/л (ПДКвр – 0,1 мг/л). Его наибольшая концентрация отмечалась в придонных слоях средней части водохранилища и в заливах, а наименьшая – в поверхностных горизонтах верхней и средней – до глубины 40 м – частях водохранилища. Прослежена прямая стратификация по глубине. В поверхностных водах среднее содержание общего железа 0,27–0,46 мг/л, в придонных водах оно составляет 0,64–0,83 мг/л. Аккумуляция соединений общего железа в донных отложениях наблюдается при рН более 7–8. Содержание общего железа также изменяется по сезонам года

Медь поступает вместе с грунтовыми водами, питающими водоем, при размыве горных пород, слагающих берега и ложе водохранилища. Она относится к числу активных микроэлементов, недостаточное содержание которых влияет на синтез белков. Медь содержится в воде в ионных формах, в виде комплексных соединений с органическими и неорганическими веществами. Среднее содержание меди в воде составляет 0,001–0,004 мг/л (ПДКвр до глубины 40 м 0,001 мг/л).

Содержание марганца и цинка в воде аналогично содержанию общего железа. Среднее значение для цинка составляет 0,002–0,004 мг/л (ПДКвр – 0,001 мг/л). Наличие марганца отмечается в придонных водах, центральной и верхней частях до глубины 40 м – 0,016–0,054 мг/л, при ПДКвр равном 0,01 мг/л. Закономерности в пространственном распределении содержания меди, цинка и марганца по акватории и по глубине водохранилища не установлены.

Содержание органического вещества в воде водохранилища зависит от стока органических веществ питающих его рек и ручьев, а также интенсивности протекания в нем биологических и биохимических процессов. Большинство органических соединений находится в воде в ничтожно малых количествах, поэтому для определения их содержания использованы интегральные показатели: биологическое потребление кислорода, перманганатная окисляемость, цветность.

В зимний период величина биологического потребления кислорода за 5 суток в поверхностных горизонтах толщи воды находится в пределах 0,6–1,34 мг О2/л (ПДКвр не более 2,0 мг О2/л), в придонных водах – 0,74–1,42 мг/л. Небольшие колебания величины БПК5 наблюдались в летний период в верхних горизонтах, где они варьировали от 0,87 до 1,25 мг О2/л, а в придонных – от 1,02 до 1,70 мг О2/л.

Среднее значение перманганатной окисляемости колеблется от 12,34 мг О/л до 16,72 мг О/л. Наиболее высокая концентрация окисляемости наблюдалась в придонных водах нижней части водохранилища (до 18,63 мг О/л) и в поверхностных слоях его верхней части (до 16,38 мг О/л). В средней части водохранилища содержание перманганатной окисляемости значительно ниже (до 13,80 мг О/л). Такое неоднородное распределение легкоокисляемого органического вещества по акватории объясняется большим влиянием на нижнюю и верхнюю части водохранилища рек Гилюй, Зея и других, которые привносят в водоем большое количество органики.

Фенолы относят к числу опасных веществ, образующихся в процессах биохимического распада органических остатков в водной толще. Гидрохимические наблюдения в 2003 г. показали, что содержание фенолов в воде установилось на уровне 0,001–0,004 мг/л, хотя в предыдущие годы их содержание достигало 0,009 мг/л (пос. Бомнак). Их концентрация определяется поступлением органического вещества с водосбора, разложением затопленной и плавающей древесины, водорослей в водной толще и температурным режимом. Особенностью Зейского водохранилища является низкая температура воды (средняя зимняя +3 °С, средняя летняя +9 °С). При такой температуре ограничивается существование бактерий, способных полностью расщеплять фенольные кольца. Наибольшая концентрация фенолов в воде отмечалась в феврале, а наименьшая – в период весенней циркуляции, в начале июня. Распределение фенолов по вертикальному разрезу водной толщи водохранилища хаотично.

По данным "Государственного доклада…" [1], наиболее высокое содержание фенолов на территории Амурской области в последние годы установлено в Зейском водохранилище – 0,009 мг/л, и в его нижнем бьефе (выше г. Зея) – 0,006 мг/л. Уступает этим значениям концентрация фенолов в р. Амур (с. Черняево – 0,004 мг/л, г. Благовещенск – 0,005 мг/л), которая в вышеупомянутом докладе объясняется воздействием на состояние воды китайской стороны, а также в других водотоках области ниже расположения городов и крупных производств (р. Кивда ниже Райчихинска – до 0,004–0,005 мг/л). С учетом сооружения в Амурской области Бурейского водохранилища, в зоне питания которого, так же как и Зейского, практически нет крупных производств, следует ожидать увеличения концентраций фенолов в стоке р. Бурея относительно зафиксированных в последние годы (0,004 мг/л у пос. Новобурейский).

Значительное количество сульфатов поступает в водоем при отмирании гидробионтов, при окислении веществ растительного и животного происхождения. Среднее содержание сульфатов по акватории составляет 2,20 мг/л (ПДКвр – 100,0 мг/л).

Водородный показатель рН колеблется в пределах 6,29–7,01. В его режиме происходят внутригодовые изменения. Зимний период характеризуется незначительным изменением рН – от 6,76 до 6,85; в целом, значения рН водной среды не выходят за пределы норм, предусмотренных для рыбохозяйственных водоемов.

Взвешенные вещества формируются из транзитных, переносимых со всего водосбора водохранилища, и местных отложений, аллювиальных и эоловых наносов. Основная масса взвешенных веществ (около70 % годового объема твердого стока) проходит в период весеннего половодья. В этот период содержание взвешенных веществ составляет 15,2–16,8 мг/л. Повышенное содержание взвешенных веществ наблюдается в устьях рек, где ведется золотодобыча (р. Джалта – 78,0 мг/л, руч. Сегулен – 29,2 мг/л, р. Гилюй, р. Брянта и др.).

Причиной повышенного содержания нефтепродуктов является размещение заправочных пунктов ГСМ, эксплуатация судов (особенно загрязнен залив Малый Гармакан, где базируются суда различных водопользователей.) Характер распространения нефтепродуктов по акватории водохранилища сложен и непостоянен и зависит от антропогенной деятельности водопользователей. Среднее содержание нефтепродуктов по акватории составляет 0,19 мг/л (ПДКвр – 0,05 мг/л). Повышенная концентрация нефтепродуктов отмечается в заливах Малый Гармакан – 0,35 мг/л, Большой Гармакан – 0,42 мг/л, в местах базирования водного транспорта (приплотинная часть и др.) – 0,37 мг/л.

Состав вод Зейского водохранилища определяется высокими фоновыми значениями марганца и железа (характерными для большинства водотоков Амурской области), а также – взвесей во время весенних паводков и водного стока районов золотодобычи, повышенным содержанием меди, цинка, нефтепродуктов, сероводорода, фенолов, которое носит техногенный и "возрастной" характер. Содержание нитратов и фосфатов – пониженное, обычное для водотоков региона.


Литература
1. Государственный доклад о состоянии и об охране окружающей среды в Амурской области за 2002 год / под редакцией Воропаевой А.А. – Благовещенск, 2003. – 150 с.

2. Иванов А. В. Современное состояние и прогноз изменения качества воды в Зейском водохранилище. – Хабаровск.: ИВЭП, 1994. – 98 с.

3. Юдина И. М. Аналитические записки 2002 / ФГУ ЭЗВ. – 2003. – 10 с.
КОМПЛЕКСНЫЕ ИССЛЕДОВАНИЯ НОВОСИБИРСКОГО ВОДОХРАНИЛИЩА
Г.А. Леонова, Ю.И. Маликов, Ж.О. Бадмаева, Н.В. Андросова

Объединенный институт геологии, геофизики и минералогии СО РАН, Новосибирск
Водосборный бассейн Новосибирского водохранилища расположен на юге Западной Сибири на территории Алтайского края, Республики Алтай, Новосибирской и, частично, Кемеровской областей. Основные параметры водохранилища: площадь водного зеркала при НПУ – 1 070 км2, протяженность водоема по судовому ходу – 230 км, максимальная ширина – 17 км, максимальная глубина – 25 м, объем при НПУ – 9,0 км3. При среднем расходе около 1660 м3/с наблюдается пяти–шестикратное годовое обновление полного объема водохранилища. Обладая повышенной проточностью, Новосибирское водохранилище сочетает признаки проточно-русловых (верхняя и средняя части) и озероподобных (нижняя часть) водохранилищ. Основное питание водохранилища происходит через входной створ от реки Оби (более 90 %). Большая часть поступающей воды проходит транзитом (9–10 суток весной, 19–20 суток осенью). По общей минерализации и содержанию отдельных ионов вода по классификации О.А. Алекина относится к гидрокарбонатному классу, группе кальция, второму типу (HCO3- < Ca2+ + Mg2+ < HCO3- + SO42-). Наблюдаются сезонные колебания показателей минерализации, определяющиеся внутригодовым распределением стока реки Оби. В нижней части водохранилища максимальное значение минерализации (220–250 мг/л) наблюдается зимой, а минимальное (110–120 мг/л) – в период полного заполнения речной водой (июнь). По уровню содержания биогенных и органических веществ Новосибирское водохранилище соответствует по степени трофности олиготрофному водоему с чертами евтрофности, которые проявляются в основном на участках левобережной поймы [2].

В период существования Новосибирского водохранилища наиболее систематические наблюдения проводились в отношении микроэлементного состава воды, чего нельзя сказать в отношении изучения микроэлементного состава донных отложений и биологических объектов. В связи с этим сотрудниками лаборатории аналитической геохимии Объединенного института геологии, геофизики и минералогии СО РАН (ОИГГМ СО РАН) с 1998 г. проводятся мониторинговые исследования микроэлементного состава взаимосвязанных компонентов экосистемы Новосибирского водохранилища и Бердского залива (вода–донные отложения–биота) [1–3]. Представляется, что полученные результаты окажутся полезными специалистам, занимающимся экологическим нормированием предельных антропогенных нагрузок на водные экосистемы для выработки значений лимитирующих концентраций тяжелых металлов в природных средах. Элементный анализ воды, донных осадков и биообъектов Новосибирского водохранилища проведен в лаборатории аналитической геохимии Аналитического центра ОИГГМ атомно-абсорбционным методом с использованием пламенной атомизации на приборе SP-9 фирмы PYE-UNIKAM (аналитики – Андросова Н.В., Ильина В.Н., Иванова Л.Д.). Ртуть определена атомно-абсорбционным методом "холодного пара" с использованием техники амальгамации на золотом сорбенте (прибор 3030B фирмы Perkin-Elmer, с ртутной приставкой MHS-20, аналитик – Бадмаева Ж.О.).

По результатам многолетних мониторинговых исследований (1998–2004 гг.) сделан вывод о том, что тяжелые металлы не являются приоритетными загрязнителями экосистемы Новосибирского водохранилища. В целом в донных отложениях и затопленных почвах водохранилища высоких концентраций тяжелых металлов не обнаружено. Металлы в донных осадках связаны в основном с глинистой компонентой. Уровни концентрации большинства тяжелых металлов в донных отложениях водохранилища, а также почвах Новосибирской области разнятся в целом незначительно. Следует полагать поэтому, что почвенный покров на водосборах изучаемого водоема послужил одним из главных природных источников поступления тяжелых металлов в его осадки. Установлено, что водные взвеси, накопленные на фильтрах 0,45 мкм, существенно обогащены проанализированными металлами (за исключением Co и V) в сравнении с донными отложениями (табл. 1). В связи с вышесказанным делается вывод о том, что микроэлементы в Новосибирском водохранилище переносятся главным образом в составе взвеси. Характерная особенность пространственного распределения металлов в осадках по площади дна водохранилища состоит в том, что они преимущественно концентрируются в глинистой компоненте нижней части водоема. Этот факт объясняется процессом механического осаждения взвеси, обогащенной металлами, на нижнем озеровидном участке водохранилища из-за снижения скоростей течения воды [3].

Таблица 1

Среднее содержание микроэлементов в воде [2], донных осадках [3] и биообъектах

Новосибирского водохранилища




Элемент

Вода, мкг/л

(мин.-макс.)



Взвесь, мкг/кг сух. массы

Донные осадки, мг/кг сух. массы

Планктон, мкг/г сух. массы

Макрофиты, мкг/г сух. массы

Hg

0.038–0.27

0.2

0.064  0.007

0.016  0.002

0.009  0.001

Cd

0.10–.49

3.8

0.069  0.008

0.47  0.04

0.10  0.02

Pb

2.5–5.1

49

19.2  1.7

18.5  4.7

2.5  0.3

Cu

2–14

158

31.1  3.3

26.1  3.3

5.8  1.0

Zn

2–22

800

72.5  9.3

124.4  32.5

24.9  2.3

Cr

н/о



85.8  5.6

1.9  0.2

7.4  2.9

Ni

1.2–5,0

88

45.7  3.5

7.5  1.3

4.7  1.4

Co

н/о

14

17.4  1.1

1.6  0.1

1.7  0.5

As

6–10





2.1  0.2

2.7  0.7

Mn

17–73

2000

929.4  71.6

184.2  22.3

506.8  19.5

Fe

120–1 020



42 021.0  3 535.0

1 627.4  3 46.4

2 884.5  951.5

Примечание: (Х ± х0.05) – среднее значение с 95 % доверительным интервалом; микроэлементы определены атомно-абсорбционным методом (аналитики – Андросова Н.В., Ильина В.Н., Иванова Л.Д.), ртуть – методом "холодного пара" (аналитик – Бадмаева Ж.О.).
Содержание всех изученных потенциально токсичных элементов в водах Новосибирского водохранилища ниже установленного для каждого из них ПДКв . В то же время, в отдельных пробах Cu, Zn и Ni превышают свои ПДКв. Отрицательно влияют на микрокомпонентный состав вод, принося в них экологически опасные элементы (Zn, Mn, As, Cd и др.), сточные воды городов Искитима и Бердска, что сказывается на качестве вод Бердского залива. Наиболее важным, на наш взгляд, является изменение содержания микроэлементов в воде на выходе из водохранилища по сравнению с наблюдаемым на входе. Сравнение пары проб проводилось с учетом времени добегания вод по водохранилищу (около трех недель). Отмечено, что в фильтратах (растворенная форма микроэлементов) уменьшается содержание Be, Ni, Pb (в 1,6–2,5 раза), но несколько увеличивается Zn, Mn, As, V, Cd (в 1,5–2 раза). Во взвесях объемная (мкг/л) концентрация по всем элементам, особенно по Be, V, Cd, Hg, Co уменьшается в 3–7 раз. Таким образом, Новосибирское водохранилище, накапливая тонкий взвешенный материал в донных осадках, освобождает воды от большинства токсичных элементов [2].

Пространственное распределение микроэлементов в биообъектах по всей акватории Новосибирского водохранилища достаточно однородно. Среднее содержание микроэлементов в организмах различных звеньев трофической цепи (планктон–нитчатые–зеленые водоросли–макрофиты–бентос–рыбы) изменяется в пределах значений, принятых для незагрязненных пресноводных экосистем. Лишь в нижней приплотинной части водохранилища, подверженной наиболее интенсивной антропогенной нагрузке, отмечаются локальные участки ("пятна"), регистрируемые по повышенным относительно фона концентрациям металлов в планктоне. Подобные "пятна" характеризуются мозаичным распространением в нижней озеровидной части водохранилища и неустойчивы по своей локализации во времени и пространстве. На рис. 1 такое локально-загрязненное "пятно" зарегистрировано на станции № 37 в нижней части водоема [1].

Установлено, что исследованные компоненты биоты Новосибирского водохранилища обладают существенными различиями в концентрировании микроэлементов, что обусловлено целым рядом факторов, в том числе и физиологическими особенностями биообъектов. Так, организмы зоо- и фитопланктона наиболее активно концентрируют Cd, Pb, Cu и Zn. Перифитон (зеленая нитчатая водоросль Cladophora glomerata) более интенсивно поглощает группу элементов – Ni, Co, Cr, Fe. Сравнение разных жизненных форм высших водных растений показывает, что чем больше растение погружено в воду, тем, как правилo, оно интенсивнее накапливает микроэлементы. В нашем случае погруженные (Ceratophyllum demersum, Potamogeton luceus, P. perfoliatus) и плавающие (Salvinia natans, Spirodela polyrrhiza) макрофиты в большей степени аккумулируют Cu, Ni, Cr, Fe по сравнению с укорененными воздушно-водными макрофитами Typha latifolia, Phragmites australis. Содержание большинства микроэлементов в тканях и органах рыб Новосибирского водохранилища значительно ниже, чем в планктоне и водных растениях. Концентрация тяжелых металлов в тканях и органах рыб сравнительно невысокая (табл. 2) – на уровне или ниже допустимой остаточной концентрации (ДОК).

Рис.1. Средняя концентрация Pb, Cu и Zn (1-3 соответственно)

в планктоне Новосибирского водохранилища
Таблица 2

Среднее содержание микроэлементов (мкг/г сырой массы) в тканях и органах рыб



Новосибирского водохранилища (2001 г.)


Биообъект

Hg

Cd

Pb

Cu

Zn

Fe

Mn

Al

ДОК

0.5

0.1

1.0

10.0

40.0

30.0

10.0



Судак (Luceoperca luceoperca), n =13

Мышцы

0.089

0.002

0.07

1.2

4.8

5.3

0.2

3.7

Печень

0.032

0.028

0.03

0.8

13.0

37.0

1.1

3.3

Селезенка



0.004

0.008

0.2

1.6

9.3

0.04

2.3

Гонады

0.01

0.002

0.052

1.7

36.0

14.0

1.9

42.0

Жабры

0.063

0.003

0.06

0.7

29.0

40.0

3.1

32.0

Плавники

0.01

0.006

0.16

0.7

63.0

9.5

5.0

21.0

Окунь (Perca fluviatilis), n =16

Мышцы

0.053

0.002

0.07

0.6

6.3

4.8

0.4

3.2

Печень

0.032

0.012

0.006

7.4

44.0

45.0

1.8

20.0

Селезенка

0.01

0.003

0.01

0.7

20.0

98.0

0.7

11.0

Гонады

0.014

0.002

0.078

1.4

9.0

4.9

0.1

27.0

Жабры

0.021

0.004

0.38

2.4

30.0

37.0

3.7

11.0

Плавники

0.03

0.008

0.15

0.5

66.0

12.0

11.0

28.0

Плотва (Rutilus rutilus lacustris), n = 22

Мышцы

0.087

0.003

0.09

1.1

6.0

11.0

0.4

7.3

Печень

0.033

0.068

0.036

15.0

20.0

48.0

1.6

78.0

Селезенка

0.012

0.015

0.072

2.3

16.0

55.0

0.8

8.4

Гонады

0.017

0.005

0.076

3.1

51.0

22.0

3.1

47.0

Жабры

0.086

0.006

0.019

1.0

19.0

34.0

2.7

5.8

Плавники

0.01

0.005

0.1

1.0

57.0

13.0

3.3

17.0

Примечание. n – количество проб; микроэлементы определены атомно-абсорбционным методом (аналитик – Андросова Н.В.), ртуть – методом "холодного пара" (аналитик – Бадмаева Ж.О.).
В результате комплексных исследований, проведенных большим коллективом специалистов на Новосибирском водохранилище, установлено, что формирование качества его воды зависит от ряда факторов и представляет собой сложный механизм, в котором участвуют гидрогеологические, гидробиологические, геохимические процессы. Загрязнение происходит в основном вблизи населенных пунктов и промышленных объектов.
Литература
1. Биогеохимическая индикация антропогенной химической трансформации водных экосистем бассейна р. Обь. Г.А. Леонова, Ж.О. Бадмаева, В.Н. Ильина, Н.В. Андросова. // Эколого-биогеохимические исследования в бассейне Оби. Томск: Изд-во "РАСКО", 2002. С.136–156.

2. Воротников Б.А., Кусковский В.С., Аношин Г.Н. Особенности химического состава природных вод Новосибирского водохранилища // Обской вестн., 1999. № 3-4. С. 48-61.

3. Цибульчик В.М., Аношин Г.Н., Маликов Ю.И. Тяжелые металлы в донных осадках Новосибирского водохранилища // Тяжелые металлы, радионуклиды и элементы биофилы в окружающей среде: Докл. II Междунар. науч.-практ. конф. / Семипалат. гос. ун-т им. Шакарима. 16–18 октября 2002. Семипалатинск, 2002. Т 2. С. 493–499.


Биодиагностика и контроль за состоянием наземных и водных экосистем в условиях антропогенного воздействия
Е.П. Бессолицына, И.А. Бессолицына*

Институт географии СО РАН, Иркутск,

*Всероссийский научно-исследовательский институт

рыбного хозяйства и океанографии, Москва
Работа выполнена при финансовой поддержке РГНФ – проект № 04-06-00384а.
Многообразие форм усиливающегося воздействия на биосферу определяет сложность и многогранность проблемы создания единой системы методов выявления, качественной оценки и слежения за экологическими и социально-экономическими последствиями антропогенных изменений окружающей среды.

Существует значительное количество неадекватных определений мониторинга с выделением на разной основе его блоков, звеньев, уровней, направлений и объектов. Геосистемный (геоэкологический) мониторинг, содержание которого – слежение за поведением природных и природно-технических систем регионального ранга, должен развиваться и действовать в тесной связи с двумя другими – биолого-экологическим (локальным) и биосферным (глобальным) блоками [3]. В последнее время наблюдается трансформация понятия "мониторинг", связанная с развитием представлений об экологии человека и разными подходами к природоохранной деятельности – переориентацией проблемы охраны окружающей среды на решение задач обеспечения экологической безопасности населения.

Развернутое понятие геосистемного (геоэкологического) мониторинга предусматривает комплексную систему контрольных наблюдений с целью получения и накопления определенной информации, необходимой для рационального использования естественных ресурсов, эффективного конструирования и обеспечения стабильного существования, а также сохранения эталонных природных экосистем. Его методическая и целевая ориентация должны быть связаны с регистрацией и прогнозом изменений объектов живой природы естественных и нарушенных экосистем наряду с абиотическими компонентами.

В связи с тем, что геоэкологический мониторинг включает достаточно сложный комплекс наблюдений, возникает ряд методологических проблем, касающихся, во-первых, выделения регионов и экологических зон, где такие наблюдения необходимы и наиболее эффективны, и, во-вторых, – выбора объектов и процессов, чувствительных к антропогенному воздействию.

С точки зрения выбора наиболее репрезентативных показателей для мониторинга определенный интерес представляют многолетние комплексные исследования, проводимые на географических стационарах. Использование ландшафтно-экологических полигонов и специальных ключевых или тестовых площадей в различных типах природной среды в качестве базы для экологического мониторинга позволяет осуществлять сравнение результатов метеорологических, геохимических и других исследований с состоянием биологических объектов.

Проведение экологической оценки (диагностики) состояния окружающей среды, осуществляемой по схеме ”воздействие–изменения–последствия“, предполагает наличие следующих этапов: 1) анализ спектра экосистем по физико-географическим параметрам и выявление форм и степени антропогенного воздействия; 2) выбор ключевых участков, охватывающих основные типы экосистем (или полигонов по градиенту воздействия), и природных аналогов, расположенных вне сферы влияния данного антропогенного фактора; 3) выбор показателей и критериев биодиагностики и оценочных шкал в конкретных экологических условиях; 4) сравнительный анализ полученных характеристик и интеграция отдельных показателей в соответствии с нормами и оценочными шкалами; 5) обобщение информации в виде сводных матриц или картографических произведений.

Требования, предъявляемые к биомониторам, то есть биологическим тест-организмам, – достаточно высокая встречаемость в контролируемых экосистемах, определенная степень сопряженности с объектом индикации, толерантность к индицируемому фактору и относительная устойчивость к временным колебаниям экологических параметров [4].

Педобионты, благодаря тесной связи с почвой и наличию ответной реакции на изменения среды обитания, представляют перспективный тест-объект, позволяющий на разных стадиях антропогенной трансформации обнаружить отклонения в функционировании почвенного блока и природного комплекса в целом. Контроль за биотой может осуществляться на видовом, популяционном и ценотическом уровнях с использованием организмов различных таксономических рангов. Некоторая сложность определяется тем, что реагирование почвенных организмов и их сообществ на присутствие токсического или загрязняющего ингредиента может происходить одновременно на всех уровнях организации биологических систем – от субклеточного до экосистемного. Возникает сложная мозаика прямых и опосредованных эффектов действия антропогенных факторов на фоне естественной изменчивости продукционных и структурных характеристик сообществ.

В зависимости от целей и возможности применяемых методов объектами экологического мониторинга могут быть общая численность и биомасса обитающих в почве беспозвоночных на 1 м2, таксономический состав сообществ, трофическая структура зооценоза, численность и биомасса доминирующих видов на 1 м2. В целом для экологического контроля в определенной степени могут использоваться те же оценочные критерии, что и для биодиагностики состояния природных комплексов. Чтобы ограничить число наблюдений и объем анализируемого материала, необходимо из общего набора показателей вычленить ведущие или “индикаторные” параметры. Для повышения оперативности в отдельных случаях можно ограничиться анализом характеристик только доминирующих групп или герпетобионтного комплекса.

Выбор биоиндикаторов и характеристик для слежения за состоянием природной среды должен осуществляться дифференцированно для различных природных зон и высотных поясов в зависимости от структурно-функциональной организации экосистем в сфере антропогенного воздействия. При использовании биологических объектов для целей мониторинга важным аспектом является установление изменчивости показателей во времени. Особенностью динамики зооценозов почв в течение вегетационного периода является регистрация максимальных значений биомассы доминирующих групп в июле – во время "биотического зенита".

Одним из направлений экологического мониторинга является контроль за уровнем загрязнения биотической компоненты биосферы, т. е. за накоплением контаминантов, проникающих через покровы тела и пищеварительный тракт беспозвоночных в зонах промышленных аномалий. Являясь сорбентами природных и синтезируемых или привнесенных человеком токсических соединений, педобионты выполняют активную роль в трансформации и перераспределении поступающих в почву веществ. Определение корреляционных зависимостей между содержанием загрязняющих веществ в почвах, растениях и тканях животных может использоваться для оперативного и прогнозного биотестирования.

Осуществляя контроль в зонах техногенных аномалий, особое внимание необходимо уделять критериям, характеризующим процессы деградации биогеоценозов: в растительном покрове – фитоценотической перестройке сообществ, снижению продуктивности; в почвенно-биотическом блоке – изменению структуры зооценозов, дестабилизации уровня численности фоновых видов, сокращению таксономического разнообразия, снижению биологической активности почвы. Для определения токсичности техногенных эмиссий и особенностей распределения и миграции отдельных элементов целесообразны наблюдения за их аккумуляцией в звеньях трофической цепи в зоне сильного воздействия и за ее пределами. Здесь могут быть использованы почвенные и наземные беспозвоночные, а также мелкие млекопитающие, связанные с химизмом среды через пищевые объекты.

Характер трансформации биотических сообществ в зонах техногенного воздействия зависит от его типа: позитивные ответные реакции отдельных элементов зооценозов в начальный период контаминации наблюдаются в условиях "мягкого (щелочного)" типа, негативные изменения проявляются при "жестком (фторовом кислом)" типе. Среди почвенных беспозвоночных по реакции на прямое либо опосредованное воздействие техногенного фактора выделены три группы: 1 – чувствительные, положительно реагирующие на умеренные дозы техногенного вещества (люмбрициды, немикроскопические энхитреиды, моллюски и диплоподы); 2 – чувствительные, испытывающие негативное влияние (литобиоморфные многоножки и герпетобионтные насекомые); 3 –индифферентные, не имеющие индикационного значения для данного типа загрязнения (большинство насекомых, развитие которых протекает в почве) [1].

В результате изучения миграционных комплексов бентосных амфипод озера Байкал – в зоне интенсивного воздействия водного транспорта в районе действующего пирса и за пределами зоны – получены многолетние данные по видовому составу, структуре популяций доминирующих видов, плотности скоплений бокоплавов и их суточной и сезонной динамике [2]. Сравнительный анализ этих материалов показал, что миграционный комплекс является достаточно представительной частью бентоценоза, перешедшей в ночное время в пелагиаль. Это позволяет рассматривать его характеристики как информационную матрицу, объективно отражающую состояние донного сообщества и его изменения под воздействием экологических факторов.

В качестве количественных критериев для оценки состояния бентоценоза и экологического мониторинга могут быть использованы различные показатели: 1) индекс видового разнообразия и сходства сравниваемых комплексов; 2) частота встречаемости видов в составе миграционных комплексов (% от общего количества проб); 3) общая численность мигрирующих особей (экз. над 1 м2 или экз./м3). Все три показателя снижаются при увеличении загрязнения и степени трансформации бентоценоза, то есть при усилении воздействия на водную экосистему. Индекс доминирования – изменение числа и соотношения доминантов индицирует степень деградации местообитания (4); половая и возрастная структура популяций, доминирующих в составе миграционных комплексов видов (5) – сильные нарушения в соотношении возрастных групп или отсутствие отдельных звеньев свидетельствует о дестабилизации репродуктивных процессов и экологическом стрессе (аномальная экологическая ситуация).

При оценке степени антропогенной нарушенности как наземных, так и водных экосистем предлагается применение пятибалльной оценочной шкалы, широко используемой в биоиндикации, где I степень соответствует очень слабому ухудшению среды обитания, а отклонение индикационных показателей от фоновых характеристик составляет не более 20 %; II – слабая степень с отклонением от 21 до 40 %; III – средняя степень (от 41 до 60 %); IV – сильная (от 61 до 80 %); V – очень сильная степень нарушенности (от 81 до 100 %).

Изменения биоты наземных экосистем могут прослеживаться на двух уровнях – видовом или ценотическом, когда происходит сокращение биологического разнообразия за счет выпадения отдельных таксонов, и ландшафтном, когда под воздействием антропогенных факторов наблюдается нивелирование различий между отдельными биогеоценозами или полная деградация некоторых из них. Вероятность проявления нежелательных последствий увеличивается адекватно росту степени воздействия, преломляясь через экологические параметры среды.

Решение одной из основных методологических задач – вычленение минимальной совокупности территорий, наиболее полно отражающей региональное многообразие ландшафтной структуры, а, следовательно, и биологических явлений, – может осуществляться на основе ландшафтно-экологических карт.

Методы оценки и слежения за состоянием экосистем с использованием живых организмов имеет ряд преимуществ. По сравнению с физическими и химическими методами использование биологических показателей является более информативным и технически менее сложным, так как дает возможность получения оперативной и менее дорогостоящей информации о состоянии экосистем в зонах, наиболее подверженных антропогенному воздействию.

Индикационные возможности биоты представляют интерес не только для диагностики степени нарушенности. Они могут быть использованы и для оценки чувствительности и устойчивости природных комплексов к антропогенным нагрузкам, для определения которых можно ограничиться показателями резистентности отдельных таксономических групп к изменению гидротермического режима или физико-химических свойств среды обитания, являющихся ведущими механизмами трансформации экосистем под влиянием человеческой деятельности.

Экологические исследования животного населения расширяют и обогащают информационную базу прогнозирования изменений природных комплексов, а также представляют значительный интерес для разработки методов диагностики их состояния и регламентации неблагоприятных воздействий в целях предотвращения деградации биотических сообществ и сохранения социально-экологических функций ландшафта.

Наличие индикационных связей, простота методики учета и возможность использования беспозвоночных для интегрированной оценки токсичности химического прессинга и прогнозного биотестирования дают основание для включения наблюдений за состоянием биотических сообществ в систему режимного экологического мониторинга в зонах антропогенного воздействия.

Сравнительный анализ закономерностей изменения достаточно информативного биотического блока в пределах широкого диапазона экологических ситуаций может служить методологической основой для оптимизации системы мониторинга: с одной стороны при выборе ключевых участков и тестовых полигонов, с другой – репрезентативных элементов биоты в качестве объектов наблюдений, что позволяет уменьшить объем учитываемых показателей.
Литература
1. Бессолицына Е.П. Ландшафтно-экологический анализ структуры зооценозов почв юга Сибири. – Иркутск, 2001. – 166 с.

2. Бессолицына И.А. Ночные вертикальные миграции бентосных амфипод озера Байкал. – Иркутск: Изд-во ИГ СО РАН, 2002. – 160 с.

3. Герасимов И.П. Экологические проблемы в прошлой, настоящей и будущей географии мира. – М.: Наука, 1985. – 247 с.

4. Phillips D.J.H. The use of biological indicator organisms to monitor trace metal pollution in marine and estuarine environments – a review // Environ. Pollut. 1977. Vol. 13. P. 317-381.






Достарыңызбен бөлісу:
1   ...   5   6   7   8   9   10   11   12   ...   32


©kzref.org 2019
әкімшілігінің қараңыз

    Басты бет