Экологическая оценка качества донных отложений водотоков и водоемов Оренбургской области Иванова Ирина Юрьевна

Содержание к диссертации

Введение

Глава 1. Обзор литературы 11

Глава 2. Материалы и методы исследования 46

Глава 3. Экологический мониторинг малых рек Блява и Кураганка (оренбургская область) по состоянию зообентоса 69

3.1. Описание биотопического разнообразия и экологическая характеристика реки Блява по состоянию бентосного сообщества . 69

3.2.Описание биотопического разнообразия и экологическая характеристика реки Кураганка по состоянию бентосного сообщества. 78

3.3. Характеристика бентоса рек Блява и Кураганка по основным показателям. 87

Глава 4. Химическая и экологическая оценка донных отложений некоторых водотоков и водоемов оренбургской области 96

4.1. Химическая оценка качества грунтов некоторых водотоков и водоемов Оренбургской области (исследование ВВДО) 96

4. 2. Геохимическая и токсикологическая характеристика некоторых биотопов рек Блява, Кураганка, Сакмара (Оренбургская область) 109

4.2.1. Река Блява: геохимическая и токсикологическая характеристика ДО. 109

4.2.2. Река Кураганка: геохимическая и токикологическая характеристика ДО.

4.2.3. Река Сакмара: описание некоторых биотопов, геохимическая и токсикологическая оценка ДО. 113

4.3. Экологическая оценка качества грунтов (методом биотестирования) некоторых водотоков и водоемов Оренбургской области . 121

Глава 5. Оценка качества донных отложений с использованием элементов триадного подхода (на примере малых рек Блява и Кураганка, оренбургская область) 145

Заключение 155

Выводы 166

Список литературы 169

• Описание биотопического разнообразия и экологическая характеристика реки Блява по состоянию бентосного сообщества
• Химическая оценка качества грунтов некоторых водотоков и водоемов Оренбургской области (исследование ВВДО)
• Река Блява: геохимическая и токсикологическая характеристика
• Экологическая оценка качества грунтов (методом биотестирования) некоторых водотоков и водоемов Оренбургской области

Введение к работе

Донные отложения, их состав и свойства отражают совокупность физических, химических и биологических процессов, происходящих в водотоках и водоемах, и являются более стабильным компонентом в отличие от такой динамичной среды, как водные массы (В.Т. Комов, И.И. Томилина, 1999). «Грунты - самый консервативный компонент экосистемы» (А.И. Баканов, 2003). Основная часть загрязняющих веществ концентрируется в донных отложениях, приводя к накоплению их в бентосных организмах, с последующей передачей по трофическим цепям, доходя до человека, что представляет опасность для его здоровья (Е.П. Нахшина, 1985; И.И. Томилина, 2000). Другой возможный путь влияния аккумулированных в донных отложениях загрязняющих веществ на водные экосистемы и здоровье человека - так называемое вторичное загрязнение. Оно возникает в процессе деятельности человека (дноуглубительные работы, эксплуатация водного транспорта и т.д.) или действия природных факторов (деятельность донных организмов, химические преобразования, термические изменения и др.), в результате чего аккумулированные вещества могут снова диффундировать в воду. Все это свидетельствует о необходимости мониторинга пресноводных экосистем (Е.П. Нахшина, 1985; П.Н. Линник, 1999; И.И. Томилина, 2000). Экологическая оценка донных отложений проводится методами биотестирования с использованием гидробионтов, что позволяет получить быструю информацию о потенциальной опасности для бентосных организмов загрязняющих веществ, находящихся в грунтах (И.И. Томилина, 2000). Важнейшим компонентом считается наблюдение за состоянием сообществ организмов, обитающих в грунте водоемов. В мировой практике используется более шестидесяти методов мониторинга, включающих различные характеристики зообентоса, среди которых, однако нет общепринятого или универсального (А.И. Баканов, 2003; И.И. Томилина, В.Т. Комов, 2002).

В настоящее время в исследованиях зарубежных и отечественных авторов для оценки качества донных отложений применяется триадный подход, который включает изучение состояния бентосного сообщества, показателей биотестирования и геохимических характеристик грунтов (А.И. Баканов, М.В. Гапеева, И.И. Томилина, 1999; И.И. Томилина, 2000; И.И. Томилина, В.Т. Комов, 2002; Н.Ю. Степанова и др., 2004; C.G. Ingersoll, М.К. Nelson, 1990; P.M. Chapman, 1996).

Кроме того, модельными объектами гидроэкологических исследований давно стали малые реки в силу наличия постоянного стока и связи с большими водотоками и стоячими водоемами, высокой динамичности, тесной связи с ландшафтом и наземными системами, исключительным биотопическим разнообразием, большой чувствительностью к естественным и антропогенным воздействиям и др. (Экосистема малой реки в изменяющихся условиях ..., 2007). Малые реки, являясь сложными природными объектами, занимают важное место «в задачах оздоровления экологического состояния крупных рек» (Биоиндикация экологического состояния ..., 2007).

Проведенные исследования поверхностных водотоков и водоемов Оренбургской области ограничиваются гидрогеохимическими показателями (В.М. Боев, В.Ф. Куксанов, В.В. Быстрых, 2002; И.ГТ. Воронкова, 2004; Н.А. Лесцова, 2004; В.М. Боев, 2005). При этом неизученным компонентом водных экосистем остаются донные отложения малых рек Оренбургской области, а также в целом экологическая характеристика грунтов водотоков и водоемов указанного региона.

Проведение комплексного экологического исследования водотоков и водоемов области по анализу степени накопления в донных отложениях загрязняющих веществ, по показателям биотестирования, по состоянию бентосного сообщества, актуально для Оренбургской области, так как полученные данные позволят разработать комплекс экологических, профилактических мероприятий, направленных на улучшение качества

природных вод.

Целью настоящего исследования явилась экологическая оценка донных отложений водотоков и водоемов Оренбургской области.

Для достижения цели были поставлены следующие задачи:

1) оценить состояние бентосного сообщества малых рек Блява и Кураганка
(Восточный регион) в зоне антропогенного влияния;

2) дать геохимическую и токсикологическую характеристики донных
отложений водотоков и водоемов Оренбургской области;

3) с использованием элементов триадного подхода (по состоянию бентосного
сообщества, показателям биотестирования и геохимической характеристике
донных отложений) провести эколого-токсикологическую оценку качества
донных отложений водотоков Оренбургской области с различной
антропогенной нагрузкой (на примере малых рек Блява и Кураганка).

НАУЧНАЯ НОВИЗНА. Впервые для региона проведено комплексное эколого-токсикологическое исследование состояния 33 водотоков и водоемов. Определена структура сообществ бентосных организмов (107 видов) малых рек, на определенных участках которых выявлено негативное техногенное влияние. Впервые определено содержание металлов в донных отложениях и водной вытяжке донных отложений Восточного, Центрального и Западного регионов Оренбургской области в городских и сельских населенных пунктах, что позволило выделить высокий геохимический фон для одних элементов (железо, цинк, марганец, ванадий, алюминий) и повышенное поступление в результате хозяйственной деятельности других (медь, кадмий). Установлена связь между повышенным содержанием некоторых металлов (кадмия и меди) в донных отложениях и их токсичностью для цериодафний и личинок хирономид. Впервые на основе триадного подхода (по состоянию бентосного сообщества, показателям биотестирования и геохимической характеристике донных отложений) дана количественная оценка экологического состояния донных отложений в зоне и вне зоны техногенного воздействия. Полученные

результаты вносят вклад в дальнейшее развитие теории функционирования водных экосистем в условиях загрязнения тяжелыми металлами.

НАУЧНО-ПРАКТИЧЕСКАЯ ЗНАЧИМОСТЬ. Впервые для Оренбургской области изучено состояние бентосного сообщества малых рек Блява и Кураганка и дана экологическая оценка их донных отложений. Полученные данные расширили теоретические представления о биоразнообразии бентосного сообщества малых рек Оренбургской области. Показанная высокая информативность использования триадного подхода (по состоянию бентосного сообщества, показателям биотестирования и геохимическим характеристикам грунтов) в прогнозировании экологического состояния малых водотоков в зоне антропогенного влияния имеет существенное значение для реализации программ мониторинга качества окружающей среды Оренбургской области. Проведен экологический мониторинг пресноводных экосистем и дана комплексная оценка состояния донных отложений с учетом анализа химического состава и показателей биотестирования цельного грунта и ВВДО.

ВНЕДРЕНИЕ РЕЗУЛЬТАТОВ ИССЛЕДОВАНИЯ В ПРАКТИКУ. Результаты работы используются в учебном процессе на медико-профилактическом факультете ГОУ ВПО «ОрГМА Росздрава». Результаты исследований внедрены и используются в ФГУП «Центр дезинфекции в Оренбургской области, г. Оренбург», в ООО «Медпрофцентр». Результаты исследований представлены в годовом (2007) аналитическом отчете Оренбургского областного благотворительного общественного фонда памяти Дмитрия Соловых по экологическому проекту: «Экологический мониторинг пресноводных экосистем и состояние здоровья населения».

АПРОБАЦИЯ РАБОТЫ. Материалы диссертации были представлены: на региональной научно-практической конференции молодых ученых и специалистов (Оренбург, 2005); на I Международной (X Всероссийской) Пироговской студенческой научной медицинской конференции (Москва, 2006);

на всероссийской конференции с участием стран ближнего зарубежья (Оренбург, 2006); на региональной научно-практической конференции молодых ученых и специалистов (Оренбург, 2006); на межвузовской монотематической конференции молодых ученых и студентов (Оренбург, 2007); на XIII международной школе-конференции молодых ученых (Борок, 2007).

ОБЪЕМ И СТРУКТУРА РАБОТЫ. Материал диссертации изложен на 192 страницах машинописного текста, содержит 23 таблицы, 24 рисунка. Работа состоит из введения, обзора литературы (глава 1), описания района исследований, материала и методов (глава 2), изложения полученных результатов и их обсуждения (глава 3, 4, 5), заключения, выводов и списка цитируемой литературы (141 отечественных и 92 иностранных источника).

Положения, выносимые на защиту:

1. Характер доминирования по численности и биомассе представителей отряда Diptera семейства Chironomidae вид Procladius (Holotanypus) sp., угнетение макрозообентоса вплоть до полной его гибели на малых реках Кураганка и Блява связаны с уровнем антропогенной нагрузки на указанные водотоки.

2. По результатам биотестирования цельного грунта и ВВДО выделяются городские участки водотоков Оренбургской области, где отмечена высокая гибель гидробионтов (до 100%) и снижение репродуктивных показателей.

3. Повышенные количественные значения экологического критерия
качества донных отложений малых рек Блява и Кураганка, рассчитанные с
использованием элементов триадного подхода (по состоянию бентосного
сообщества, по результатам биотестирования и геохимической характеристике
донных отложений), связаны с антропогенным влиянием на указанные
водотоки.

ПУБЛИКАЦИИ. По теме диссертации опубликовано 11 печатных работ, из них 7 в рецензируемых журналах.

Связь работы с научными программами. Диссертационное

исследование проводится в рамках темы открытого плана НИР ОрГМА МЗ РФ (№ гос. регистрации 01.2.00 316164 и поддержаны финансированием экологического проекта «Экологический мониторинг пресноводных экосистем и состояние здоровья населения», согласно Распоряжению Президента РФ № 628 от 15 декабря 2006 года.

Благодарность. Автор выражает глубокую признательность сотрудникам Института биологии внутренних вод РАН имени И.Д. Папанина И.И. Томилиной, Н.Н. Жгаревой, В.А. Гремячих за научные консультации и помощь в проведении исследований.

ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ

Донные отложения водотоков и водоемов - индикационная составляющая гидробиологических, геохимических и экологических исследований пресноводных экосистем. Проблема охраны окружающей среды в настоящее время концентрирует на себе внимание исследователей всего мира. Стремительный рост народонаселения, урбанизация и индустриализация, а также увеличение площадей орошаемого земледелия, привели к небывалому использованию водных ресурсов. За последние годы увеличился объем загрязняющих веществ, попадающих в природные водоемы и накапливающихся в донных отложениях, которые даже в малых концентрациях, особенно при длительном воздействии, способны нарушать водные экосистемы (G.A.Jr. Burton et al., 1989). Донные отложения являются индикатором экологического состояния экосистемы, своеобразным интегральным показателем уровня загрязненности, и при определенных условиях могут стать источником вторичного загрязнения воды (Е.П. Нахшина, 1985). Несмотря на актуальность проблемы оценки качества донных отложений, единых подходов к ее решению на сегодняшний день, к сожалению, нет (А.И. Баканов, 1999; А.И. Баканов и др., 2000; И.И. Томилина, В.Т. Комов, 2002; Биоиндикация экологического состояния ..., 2007).

Загрязняющие вещества, аккумулированные в донных отложениях

Состав донных отложений водоемов в значительной степени формируется под влиянием антропогенной нагрузки. На дне аккумулируется большое количество токсических веществ разной природы: тяжелых металлов (М.В. Гапеева и др., 1997; М.А. Перевозников, Е.А. Богданова, 1999), органических веществ (P.M. Gschwend et al., 1982), нефтепродуктов (О.Г. Миронов и др., 1992; С.А. Патин, 1997). Седименты - значительно более стабильный компонент водной среды. Являясь конечным звеном ландшафтно -геохимических сопряжений донные отложения как бы «интегрируют» геохимические особенности водосборной площади (М.В. Гапеева, 1993; М.В.

Гапеева, О.Л. Цельмович, 1993).

Накопление, поведение и токсическое действие загрязняющих веществ в донных отложениях зависят от многих факторов: физико-химических свойств веществ, типа грунта, кислородного и температурного режимов, рН воды и грунта, жесткости воды, участия бентосных организмов, в особенности микроорганизмов в метаболизме водной экосистемы и т.д. (П.Н. Линник, Т.А. Васильчук, 2001). В значительной степени аккумулирующая способность грунтов зависит от размеров входящих в их состав частиц и содержания в них органического вещества. К процессам, способствующим удержанию токсикантов в донных отложениях, относятся физико-химическая сорбция, образование трудно растворимых соединений и биологическое поглощение (Е.П. Нахшина, 1985). Известно, что именно процессы сорбции в основном определяют особенности миграции ртути в пресноводных экосистемах с нейтральными значениями рН воды (A.M. Никаноров, А.В. Жулидов, 1991).

Накопленные в грунтах загрязняющие вещества способны оказывать отрицательное действие в целом на экосистему водоема и быть опасными для человека. В первую очередь, из-за загрязнения донных отложений происходит деградация бентосных биоценозов (М. Lappanen, 1995). Кроме того, загрязняющие вещества могут накапливаться в бентосных организмах и передаваться по трофическим цепям, аккумулируясь в конечном итоге в рыбе и приводя к ухудшению ее состояния и товарных качеств (A.V. Nebeker et al., 1989; G.T. Ankley et al., 1992). Потребление такой рыбы представляет опасность для здоровья человека. Другим возможным путем влияния аккумулированных в донных отложениях загрязняющих веществ на экосистемы водоемов и здоровье человека является так называемое "вторичное загрязнение". Оно возникает в процессе деятельности человека или действия природных факторов, в результате чего аккумулированные вещества могут снова диффундировать в воду. Вторичное загрязнение вызывает ухудшение качества воды, неблагоприятно сказывается на состоянии гидробионтов и

способно создать угрозу здоровью населения, использующих эту воду для питьевых, хозяйственно-бытовых и рекреационных целей. Такое загрязнение может носить локальный характер или охватывать весь водоем в зависимости от вызвавших его причин (П.Н. Линник, 1984; И.И. Томилина, 2000).

Среди загрязняющих веществ чрезвычайно опасными для живых организмов являются тяжелые металлы, в первую очередь высокотоксичные халькофильные элементы (Hg, Cd, Pb, As), способные мигрировать в водной среде на значительные расстояния благодаря своим внутренним и внешним геохимическим особенностям (например, относительно низкой температурой плавления, активной способностью образовывать металлорганические комплексы и т.д.). Эти элементы в последние десятилетия приобрели статус глобальных загрязняющих веществ (В.А. Даувальтер, 2005.).

Загрязнение донных отложений тяжелыми металлами изучено достаточно полно. Однако число данных по влиянию таких грунтов на гидробионтов ограничено. Рассмотрено, например, влияние загрязненных тяжелыми металлами донных отложений на реакцию избегания, рост и вылет имаго Chironomus tentans (R. Wentsel, 1977a, b; R. Wentsel, 1978). Высокие концентрации металлов и нефтепродуктов в донных отложениях могут вызывать деформацию ротового аппарата личинок хирономид (И.И. Томилина и др., 2003; Л.П. Гребенюк, И.И. Томилина, 2006; Биоиндикация экологического состояния ..., 2007). Подобные деформации наблюдали и в загрязненных районах Чебоксарского водохранилища (Л.Б. Назарова и др., 2004).

Тяжелые металлы (ТМ) представляют собой чрезвычайно удобный геохимический маркер региональных процессов осадконакопления, так как их концентрации в седиментах отличаются стабильностью во времени и всецело связаны с режимом взвешенных веществ и продукционными процессами в водоеме (сингенетичные процессы) (И.И. Зиганшин, Д.В. Иванов, 2005).

Интенсивность обмена тяжелыми металлами между донными

отложеними и водой зависит не столько от их общего содержания в донных отложениях, сколько от форм нахождения в последних. Содержание тяжелых металлов в иловых растворах исследованных донных отложений водохранилищ на Днепре, как правило, было выше, чем в водной среде, примерно в 5-8 раз. Результаты многолетних исследований распределения некоторых тяжелых металлов (Fe, Mn, Си, Zn, Pb, Cr, Cd) среди твердых субстратов донных отложений водоемов Днепра показали, что тяжелые металлы являлись приоритетной группой химического загрязнения. Наблюдалась достаточно четко выраженная тенденция нарастания их концентрации с севера на юг, что связано с усилением влияния антропогенного фактора на водоемы (П.Н. Линник, 1999).

В результате исследований химического состава донных отложений озер Кольского полуострова было установлено увеличение концентраций Hg, Cd, Pb и As в поверхностных слоях донных отложений практически всех исследуемых водных объектов вне зависимости от того, испытывают ли они аэротехногенную нагрузку или принимают сточные воды промышленных предприятий. Мощность загрязненного слоя донных отложений зависела от скорости осадконакопления и находилась в пределах от 1 до 15 см (В.А. Даувальтер, 2005).

Форма статистического распределения ТМ в ДО озер Республики Татарстан была отлична от нормальной. Кривые распределения ТМ имели несколько пиков (Mn, Ni, Си, Со, Pb), либо были ассиметричны относительно центра распределения (Cr, Zn, Cd), что характерно для четвертичных отложений и почв Русской равнины (И.И. Зиганшин, 2005).

Зимой 1986-1987 гг. произошли два мощных аварийных сброса промышленных сточных вод в Рыбинское водохранилище концентрированных стоков коксохимического производства Череповецкого металлургического комбината и концентрированной серной кислоты производственного объединения «Аммофос», что привело к экологической катастрофе

Шекснинского плеса водохранилища. Через 3 месяца после аварии в донных отложениях значительно (в 3-10 раз) увеличилось содержание тяжелых металлов, причем, растворенная форма преобладала над взвешенной (Б.А. Флеров, 2005).

В исследованиях водохранилищ Верхней Волги проведенных А.И. Банановым, М.В. Гапеевой, И.И. Томилиной (2000) суммарная нагрузка донных отложений тяжелыми металлами не превышала статистическую норму на большинстве (80,5%) исследованных станций, хотя по ртути и кадмию превышение нормативов наблюдалось соответственно на 70,7% и 85,4% станций.

В донных отложениях водоемов Оренбургской области обнаружено повышенное содержание РЬ, особенно в Восточной и Центральной зонах, Сг на территории всей области. По содержанию кобальта и никеля в донном осадке Западная и Центральная зоны области находились в целом в удовлетворительном состоянии. Образование отдельных аномальных участков было связано в первую очередь с тем, что в почвообразующих породах этих территорий Со и Ni являлись преобладающими элементами. Также повышенные концентрации кобальта и никеля отмечались в основном в нефтедобывающих районах (И.П. Воронкова, 2004).

В исследованиях Н.А. Песцовой (2004) в донных отложениях поверхностных водотоков Оренбургской области Восточного региона обнаружены Ni, РЬ и Си; Центрального и Западного регионов - Zn, Сг, Со, V, Li. Однотипный характер накопления элементов в донных осадках свидетельствовал об аккумуляции их в твердой фазе поверхностного водостока, вследствие чего, донные отложения могли служить источником вторичного загрязнения водоемов, а также использовались в системе социально-гигиенического мониторинга в качестве маркера антропогенного загрязнения.

МЛ. Борисовым (2005) анализировалось поступление ЗВ в озеро Воже через речной сток, атмосферные осадки и было установлено, что концентрация

Zn в снегу вдвое больше чем в озерной воде, а Си и Cd - в полтора и три раза соответственно. Поэтому, поступление снеговых вод ухудшало токсикологическую обстановку в период половодья. Выявлено значительное накопление металлов в грунтах в озере. Интенсивное ветровое перемешивание в условиях мелководности водоема способствовало миграции элементов по цепи «донные отложения - вода» и возникновению очагов вторичного загрязнения.

Существует множество разнообразных процессов, определяющих переход металлов в донные отложения. Интенсивность их специфична для каждого водоема и определяется его морфометрическими и гидрологическими характеристиками, а также гидрохимическим режимом (Е.П. Нахшина, 1985).

По мнению Л.П. Брагинского (2005), взвеси являются транзитной системой переноса токсикантов, . оседающих в конечном счете в донных отложениях (такую же роль играет сестон как элемент взвеси). Донные отложения, в особенности глинистые илы, являются активными накопителями тяжелых металлов вследствие их высокой сорбционной емкости (П.Н. Линник, 1999).

Многолетняя аккумуляция токсикантов в донных отложениях водохранилищ является миной замедленного действия, взрывающейся при экстремальных ситуациях. Например, в Днепровском каскаде водохранилищ в зимние месяцы 1995-1996 и 1996-1997 годов, когда вследствие чрезмерных нагрузок на Днепровские ГЭС, были взмучены загрязненные донные отложения, происходила массовая гибель рыб (Л.П. Брагинский, 2005).

Одно из первых мест среди органических загрязняющих веществ, присутствующих в донных отложениях, занимают углеводороды нефти.

Для грунтов с признаками нефтяного загрязнения характерна бедность видового состава бентоса при высокой численности и биомассе животных за счет выносливых к загрязнению форм (С.А. Патин, 1997). При сильном загрязнении наблюдается угнетение и токсикорезистентых видов

(Л.В. Михайлова и др., 1998).

Большинство пестицидов может связываться со взвешенными частицами грунта и аккумулироваться в нем (М. Lappanen, 1995). В таких условиях загрязняющие вещества разлагаются меньше. Так, хлорорганические пестициды могут регистрироваться в донных отложениях и тканях водных организмов спустя много лет после окончания их использования (С. Bernes, 1998).

Более опасными загрязнителями с точки зрения сохранения в окружающей среде считаются такие органические соединения как полихлорированные бифенилы и полиароматические углеводороды. Они характеризуются высокой хронической токсичностью, накапливаются в различных компонентах водных экосистем, передаются по пищевым цепям и способны вызывать токсические эффекты. Накопление этих веществ создает опасность увеличения темпов мутации у гидробионтов и у человека, что приводит к генетической патологии у потомства и увеличению частоты развития рака у ныне живущего поколения (H.F. Kraybill etal, 1978; H.F. Kraybill, 1980).

Биотестирование донных отложений с применением пресноводных

организмов

Оценка загрязнения донных отложений водных объектов может осуществляться с помощью нескольких подходов, и в том числе: 1) традиционного химического анализа; 2) биотестирования грунтов, позволяющего определить интегральное влияние ЗВ, обусловленное совокупностью всех присутствующих в пробе химических веществ и их метаболитов.

Оценка загрязнения воды и донных отложений с помощью биотестирования широко используется за рубежом. В России установлены нормативные требования по показателям биотестирования (Правила охраны поверхностных вод (типовые положения), 1991), однако они относятся к оценке проб воды, но не донных отложений. В области охраны вод хорошо известно

понятие "токсичности воды". Это свойство воды (сточной или загрязненной природной) вызывать развитие патологических процессов в живых организмах или их гибель. Однако не только загрязнение водной толщи, но и загрязнение грунтов, и накопление в них загрязняющих веществ, представляет опасность для всей водной экосистемы (Л.Е. Айвазова и др., 1988; N.E. Kemble et al., 1994). Биотестирование донных отложений может быть использовано: 1) для определения взаимоотношения между биодоступностью загрязняющих веществ и вызываемым ими эффектом, 2) для выяснения типа взаимодействия загрязняющих веществ, 3) для определения пространственного и временного распределения загрязняющих веществ, 4) для выявления загрязненных и незагрязненных территорий. Тестирование донных отложений позволяет получить быструю информацию о потенциальной опасности находящихся в них загрязняющих веществ для бентосных организмов (J.A. Carter et al., 1998; И.И. Томилина, 2000).

Биотестирование является основным методом при разработке нормативов ПДК химических веществ и, в конечном итоге, при оценке их опасности для окружающей среды и здоровья населения. Оценка уровня загрязнения по результатам химического анализа, т.е. интерпретация результатов с точки зрения опасности для окружающей среды, также в значительной степени опирается на данные биотестирования. Методы биотестирования, биологические по сути, близки по смыслу получаемых данных к методам химического анализа вод, т.е. как и химические методы, они отражают характеристику воздействия на водные биоценозы (A.M. Никаноров и др., 2000; И.И. Томилина, 2000).

В настоящее время методы биотестирования применяются для оценки экологического состояния и экологического благополучия водной экосистемы. При разработке эколого-рыбохозяйственных нормативов используют тест-объекты, относящиеся к различным трофическим звеньям водной экосистемы, а также организмы, имеющие промысловое значение, ценные и исчезающие виды

(И.И. Томилина, 2000).

В качестве тест-организмов для экологической оценки донных отложений в рамках системы мониторинга Росгидромета рекомендовано использовать шесть видов животных: дафнии, цериодафнии, водоросли, простейшие, коловратки и рыбы (Методы токсикологической оценки загрязнения пресноводных экосистем, 1994), которые относятся к разным группам в системе сапробности и обладают разной чувствительностью к химическим веществам, что особенно важно при биотестировании.

Основными факторами, определяющими выбор одноклеточных водорослей в качестве тест-объектов, являются высокий темп деления клеток, способность водорослей развиваться в условиях клональной, моно - и смешанной культур, приспособленность к регулярному пересеву. Большинство исследований качества донных отложений с использованием планктонных водорослей проводят с интерстициальной влагой и водной вытяжкой (W.E. Miller et al., 1985; М. Munawar et al., 1989). Scenedesmus capricornutnm стандартный тест-объект (W.E. Miller et al., 1985), в качестве тест-параметра используют рост этой водоросли за 96 часов (G.C. Greene et al., 1988). В опытах с Chlorella vulgaris учитывают видимые изменения, происходящие с колониями: изменение количества, размеров, цвета и структуры поверхности клеток (М. Munawar, I.F. Munawar, 1987).

Простейшие играют важную роль в пищевой сети и «микробной петле» (М. Munawar et al.,1989). В качестве тест-параметров используют такие характеристики структуры сообществ простейших организмов, как число таксонов, численность фототрофных и гетеротрофных форм, а также степень колонизации (M.S. Henebry, Р.Е. Ross, 1989). Как тест-объект применяют и лабораторную культуру Paramecium caudatum - широко распространенную ресничную инфузорию, предпочитающую альфа-мезоспробные условия. Парамеция сочетает признаки клетки и организма, что расширяет возможности ее использования в эксперименте. Короткий жизненный цикл, высокий темп

деления, возможность клонирования позволяют использовать ее в биотестировании и экологических исследованиях круглый год (Э.Е. Бойкова, 1983).

Публикации о методах биотестирования донных отложений с использованием ветвистоусых ракообразных весьма многочисленны, что объясняется простотой разведения и содержания рачков в культуре (Л.А. Лесников, 1971), легкостью выполнения технических процедур методик (Н.С. Строганов, 1971) и достаточно высокой чувствительностью животных (F.L. Mayer, M.R. EUersieck, 1986). Особенно важно, что биотесты на дафнидах являются наиболее стандартизированными из всех известных биотестов.

Daphnia magna относится к планктерам-фильтраторам и часто используется в различных экспериментах, так как является общепризнанным тест-объектом как у нас в стране, так и за рубежом (Л.А. Лесников, 1968; Е.Ф. Исакова, Л.В. Колосова, 1988; О.Ф. Филенко и др., 2005; Y.H. Cheung et al., 1997). Вид характеризуется невысокой токсикорезистентностью и коротким жизненным циклом, позволяющим проследить влияние ЗВ на все стадии его развития. Большие размеры по сравнению с другими планктонными ракообразными облегчают наблюдения за рачками. Исследователями рекомендуется использовать D. magna как оптимальный тест-организм для быстрой предварительной оценки загрязнения водной вытяжки донных отложений и цельного грунта (A.V. Nebeker et al., 1984; W.E. Miller et al.,1985). Отмечено, что при использовании D. magna можно предсказать негативный эффект загрязненных донных отложений на некоторые виды рыб (F.G. Doherby, 1983).

В последнее время в число традиционных тест-организмов включен рачок Ceriodaphnia qffinis (И.И. Томилина, 2000; О.Ф. Филенко и др., 2005; G.A.Jr. Burton et al.,1989). Применение цериодафний позволяет получить 3 помета за 7 суток и таким образом быстро оценить (в хроническом эксперименте) водную вытяжку донных отложений (Руководство по определению методом

биотестирования токсичности вод, донных отложений, загрязняющих веществ и буровых растворов, 2002; D.I. Mount, Т.J. Norberg, 1984). В сравнительных исследованиях показано, что чувствительность C.affinis в острых и хронических исследованиях немного выше, чем чувствительность D.magna (R.W. Winner, 1988). В большинстве исследований грунтов с использованием ветвистоусых рачков измеряют в остром эксперименте - при 48-ч экспозиции влияние ЗВ в водной вытяжке донных отложений на тест-объекты и оценивают негативный эффект придонной воды (И.И. Томилина, 2000; K.W. Malueg et al., 1984).

Для оценки уровня загрязнения донных отложений целесообразнее использовать биотесты на представителях зообентоса, из-за их прямого контакта с твердыми частицами грунта и высокой чувствительности различных стадий жизненного цикла многих видов {Chironomus, Tubifex, Hyalella, Gammarus, Hexfgenia) (И.И. Томилина, 2000; R.W. Pennak, 1989).

Олигохеты - часто встречаются в загрязненных районах (R.W. Pennak, 1989). Они активно перемешивают поверхностный слой донных отложений и играют важную роль в круговороте металлов и органических веществ (S.W. Karickhoff, K.R. Morris, 1985). Для оценки степени загрязнения грунтов чаще всего используются черви у.Tubifex. Количество тубифицид находится в прямой зависимости от содержания легко разлагающихся органических веществ (Т.А. Wiederholm et al., 1987) и считается индикатором органического загрязнения донных отложений (P.M. Chapman, R.O. Brinkhurst, 1984; R.W. Pennak, 1989). Большинство видов олигохет толерантны ко многим загрязняющим веществам. Показано, что Т. tubifex выживал в течение 3-х месяцев в донных отложениях, которые были остро токсичны для D.magna (Т.А. Wiederholm, G. Dave, 1989). Виды рода Limnodrilus также устойчивы к высоким концентрациям металлов (Т.А. Wiederholm et al., 1987).

Изоподы Asellus aquations используется многими исследователями как тест-объект при исследовании донных отложений, т.к. благодаря своим биотопическим особенностям находится в постоянном контакте с грунтом.

Однако данный вид обычно не так чувствителен к загрязняющим веществам, как рачок Daphnia magna или поденка Hexagenia limbata (B.I. Prater, M.A. Anderson, 1977; B.I. Prater, R.A. Hoke, 1980).

Амфиподы широко распространены в незагрязненных водоемах,
доминируют такие виды как Hyalella azteca, Gammarus pseudolimnaeus,
Gammarus fasciafus, Gammarus lacustris, Crangonyx gracillus. Перспективным
видом для оценки донных отложений признана амфипода Hyalella azteca (И.И.
Томилина, 2000; Б.А. Флеров и др., 2000; A.V. Nebeker et al., 1984; C.G.
Ingersoll, M.K. Nelson, 1990). H.azteca толерантна к физическим

характеристикам грунта (размеру частиц) и является чувствительным индикатором присутствия в них загрязняющих веществ (C.G. Ingersoll, M.K. Nelson, 1990). Тестирование донных отложений с использованием H.azteca проводят при экспозиции 7, 10, 14, или 28 дней (Nebeker et al., 1984; G.A.Jr. Burton et al., 1989; C.G. Ingersoll, M.K. Nelson, 1990). В 10-дневных тестах регистрируют выживаемость и поведенческие реакции тест-организмов (C.G. Ingersoll, M.K. Nelson, 1990). В 28-дневных тестах измеряют рост и время наступления у них половозрелости (C.G. Ingersoll, M.K. Nelson, 1990).

Виды рода Gammarus часто используются в острых опытах из-за чувствительности к загрязняющим веществам в донных отложениях (К.А. Williams et al., 1984; C.G. Ingersoll et al., 1996) и простоты культивирования. Отмечено, что ювенильные стадии Gammarus pulex более чувствительны к загрязненным грунтам, чем взрослые особи (СР. McCahon, D. Pascoe, 1988). Такие виды насекомых, как поденки (Ephemeroptera: Hexagenia limbata) и комары (Diptera: Chironomus tentans, Ch.riparius и Ch.dorsalis) также используются в качестве тест-объектов при оценке качества донных отложений. Показано, что Hexagenia limbata чувствительна к загрязняющим веществам как при проведении лабораторных, так и в полевых исследованиий (K.W. Malueg et al.,1984; J.P. Giesy et al.,1990). Из-за трудностей в культивировании большинство работ выполнено на организмах, отобранных в полевых

условиях. Регистрируемые показатели - смертность, сроки линьки и реакции избегания (R.A. Hoke, B.L. Prater, 1980). Hexagenia более чувствительна к загрязненным донным отложениям по сравнению с такими видами, как Chironomus tentans, Pimephalis promelas, Asellus aquaticus (B.l. Prater, M.I. Anderson, 1977; R.A. Hoke, B.L. Prater, 1980; K.W. Malueg et al.,1984).

Виды рода Chironomus широко применяются при тестировании поровой воды, водной вытяжки и цельного грунта, который служит им одновременно и местом обитания, и питательным субстратом (И.И. Томилина, 2000; Л.Б. Назарова и др., 2004; Л.П. Гребенюк, И.И. Томилина, 2006). Представители рода Chironomus распространены в загрязненных районах и толерантны к более широкому спектру загрязняющих веществ, чем другие бентосные организмы (М.А. Cairns et al.,1984). Недавние исследования показали, что Ch.riparhis чувствительнее, чем Ch.tentans к загрязняющим веществам, ассоциированным с донными отложениями (М.А. Cairns et al., 1984).

В качестве тест-объектов используются и такие виды, как Chironomus dorsalis (В.В. Иванова, 1985), Chironomus decorus и Р aratany tarsus parthenogeneticus (P. Kosalwat, A.W. Knight, 1987).

Рыбы ~ излюбленный объект для определения качества воды и загрязнения промышленных стоков (I.R. Adelman, L.LJr. Smith, 1976). В последнее время следующие виды рыб используют при биотестировании донных отложений: Pimephales promelas, Salmo gairdneri, Carassius airatus, Micropterus salmoides и Lepomis macrochirus (P.C. Francis et al., 1984; M.J. Mac, C.J. Schmidt, 1992). Количество опубликованных материалов по оценке грунтов для рыб мало, большинство данных получено в кратковременных опытах (96 ч или меньше) на взрослых особях, которые отличаются невысокой чувствительностью к загрязняющим веществам по сравнению с ранними стадиями (T.J. Norberg-King, 1990).

Таким образом, выбор тест-объектов для исследований определяется многими факторами, из которых основными являются простота

культивирования, система сапробности и, несомненно, экономическая целесообразность при постановке значительного количества экспериментов. Подходы к экологической оценке состояния донных отложений

пресноводных водоемов

По сложившимся представлениям, биотестирование природных вод позволяет получить интегральную оценку степени пригодности тестируемой среды для гидробионтов (Л.П. Брагинский, 1993, 2005). К методикам биотестирования предъявляют следующие требования:

1) чувствительность тест-организмов к малым концентрациям загрязняющих
веществ;

2. возможность получать надежные результаты, метрологическая обеспеченность методик;

3. доступность тест-организмов для сбора, простота культивирования и содержания в лабораторных условиях;

4. простота выполнения процедуры и технических приемов биотеста;

5. низкая себестоимость работ по биотестированию.

К настоящему времени разработано достаточное число методик биотестирования донных отложений (особенно за рубежом), однако далеко не все они удовлетворяют перечисленным требованиям. В последнее время в методологии биотестирования донных отложений развиваются два основных направления:

1) разработка методик с использованием гидробионтов, относящихся к
основным иерархическим структурам водной экосистемы и звеньям
трофической цепи;

2) поиск наиболее чувствительных тест-организмов, которые позволили бы
уловить низкий уровень загрязнения (A.M. Никаноров и др., 2000; И.И.
Томилина, 2000).

Накоплен значительный экспериментальный материал, позволяющий судить о действии загрязненных донных отложений на самые разные группы

организмов (Л.В. Михайлова и др., 1998; Л.Б. Назарова и др., 2004; Т.А. Wiederholm et al., 1987; N.E. Kemble et al., 1994). Несмотря на обширную научную литературу, описывающую воздействие загрязненных донных отложений на гидробионтов, остается не ясным, какие методы и организмы следует выбрать для оценки биологических последствий загрязнения грунтов. Известно, что негативные эффекты загрязняющих веществ изменяются в зависимости от систематического положения организмов (Л.А. Лесников, 1979).

Самый распространенный способ определения степени загрязнения донных отложений - по содержанию загрязняющих веществ. В России, как и в большинстве зарубежных стран, введено понятие предельно-допустимой концентрации (ПДК), которая должна устанавливаться с учетом безопасности для окружающей среды и здоровья человека. По существу ПДК является пороговой величиной, превышение которой может привести к необратимым изменениям. До настоящего времени определение количественных значений качества донных отложений проводилось либо с использованием соответствующих критериев для воды, либо ПДК загрязняющих веществ в почве. В свете современных требований к охране природной среды система ПДК не может быть признана эффективной, поскольку практическое использование встречается с целым рядом трудностей (И.И. Томилина, 2000).

Во многих случаях при установлении ПДК учитывается только прямое негативное воздействие. Не менее серьезным недостатком существующей системы контроля, является и то, что изолированное действие отдельных химических веществ без учета реальной экологической ситуации не отражает истинной картины воздействия. В пресноводных экосистемах образуются сложные комплексы различных химических соединений, принципиально иначе воздействующие на биоценозы, чем отдельные составляющие. В результате происходящих химических реакций и превращений химических элементов в водной среде происходит образование новых соединений, которые могут

оказывать более сильное воздействие, чем исходные ингредиенты (В.А. Абакумов и др., 1999, И.И. Томилина, 2000, И.И. Томилина, В.Т. Комов, 2002). Не вполне правомерна также экстраполяция результатов, полученных в лаборатории по данным о реакциях отдельных изолированных организмов, на естественные многовидовые сообщества. Необоснованным выглядит и один из основополагающих принципов концепции ПДК, указывающий на абсолютную универсальность полученных нормативов: пригодность их для любой природной зоны, любого времени года, любого местообитания. Каждая экосистема обладает эволюционно обусловленным комплексом связей между отдельными компонентами, специфическим адаптационным потенциалом к возможным опасным воздействиям, выработанной со временем токсикорезистентностью (И.И. Томилина, 2000; Н.Г. Булгаков, 2002). В настоящее время в ряде стран (Россия не входит в их число) разработаны экологические нормативы содержания загрязняющих веществ в донных отложениях, ориентированные на охрану здоровья человека и сохранение окружающей среды (C.G. Ingersoll, М.К. Nelson, 1990; L.A. van der Kooij et al., 1991).

Принимая во внимание критические замечания, высказанные в адрес концепции ПДК, следует сказать, что нормативы ПДК, несмотря на все свои недостатки остаются важными ориентирами для планирования деятельности, связанной с возможным загрязнением среды, а экологический контроль, основанный на биотестировании, может служить дополнением, но не альтернативой методам биоиндикации в природных экосистемах и экологического нормирования.

Методы биоиндикации в экологической оценке состояния пресноводных экосистем В отличие от лабораторных испытаний методы оценки экологического состояния in situ ориентированы на изучение сообществ организмов в природных экосистемах и позволяют оценивать их состояние по целому

комплексу биотических показателей (А.И. Баканов, М.В. Гапеева, И.И. Томилина, 2000; И.И. Томилина, 2000).

Приемы биоиндикации используются при биологическом мониторинге. Мировой опыт в этой области выработал ряд требований к организмам-индикаторам, но найти какой-либо организм или группу организмов, удовлетворяющих всем этим требованиям, невозможно. Излюбленным объектом при мониторинге пресноводных экосистем служат организмы макрозообентоса. При этом выполняются следующие требования к биоиндикаторам: 1) повсеместная встречаемость, 2) достаточно высокая численность, 3) относительно крупные размеры, 4) удобство сбора и обработки, 5) сочетание приуроченности к определенному биотопу с определенной подвижностью, 6) достаточно продолжительный срок жизни для аккумуляции загрязняющие вещества за длительный период, 7) бентосные организмы не являются хозяйственно ценными, уникальными объектами, поэтому изъятие их из водоема в исследовательских целях не наносит ущерба его экосистеме (А.И. Баканов, М.В. Гапеева, И.И. Томилина, 2000).

Биоиндикация в природных сообществах часто предоставляет единственную возможность получения информации о влиянии параметров среды и их взаимодействии. К таким параметрам относятся не только концентрации химических веществ, но и климатические условия, скорости переноса веществ в водной или воздушной среде, эрозионные процессы в почве, соленость воды и т.д. С точки зрения экологического нормирования такой подход к индикации представляется наиболее обоснованным, так как предполагает учет отклика реального многовидового сообщества на реальную многокомпонентную нагрузку (А.И. Баканов, М.В. Гапеева, И.И. Томилина, 2000).

Безусловно, биоиндикационные методы оценки состояния окружающей среды - перспективное направление прикладных экологических исследований, поскольку оно дает интегральную оценку «здоровья среды», под которым в

самом общем смысле понимается качество среды, необходимое для обеспечения здоровья человека и других видов живых существ (Н.Г. Булгаков, 2002).

Бентос — экологическая группа гидробионтов, как составляющая мониторинга пресноводных систем

Состав населения биогидроценозов значительно разнообразнее, чем наземные биоценозы, хотя во внутренних водоемах состав флоры и фауны сильно обеднен по сравнению с морями. Среди животных в биоценозах внутренних водоемов наибольшую роль играют первично-полостные и кольчатые черви (в основном олигохеты), моллюски (двустворчатые и брюхоногие), ракообразные и насекомые, а из позвоночных — рыбы (Ф.Д. Мордухай-Болтовской, 1975).

Экологические группы водных организмов. Население водоемов состоит из нескольких экологических групп (И.А. Скальская, А.И. Баканов, Б.А. Флеров, 2003). Все водные организмы, для удобства изучения, разделены на группировоки (планктон, бентос, фауна обрастаний, промежуточная группа животных - планктобентос или нектобентос, нектон, а также нейстон), для каждой из которых требуются свои методы работы (Ф.Д. Мордухай-Болтовской, 1975; Определитель пресноводных ..., 1977; М.В. Чертопруд, Е.С. Чертопруд, 2003; А.В. Крылов, 2006)

Бентос - организмы, обитающие на дне водоемов (на грунте и в грунте), то есть население поверхности грунта - эпифауна и инфауна - население толщи грунта (В.Б. Вербицкий, 2005). Под бентосом возможно понимание -неплавающие организмы (в отличие от планктона), которые связаны с грунтами водоемов (И.А. Скальская, А.И. Баканов, Б.А. Флеров, 2003).

Зообентос представлен прикрепленными или медленно

передвигающимися, а также роющими в грунте животными. Эта группа животных делится: по размеру - на макро- (длиной более 2 мм), мейо- (мезо-) (многоклеточные длиной до 2 мм) и микро- (микроскопические одноклеточные)

формы. Кроме того, отдельные авторы различают мегалобентос. Речной рак и крупные моллюски - униониды и дрейссена относятся к мегалобентосу (мегабентосу). Макрозообентос - в основном насекомые, моллюски, высшие ракообразные и кольчатые черви (М.В. Чертопруд, Е.С. Чертопруд, 2003; А.В. Крылов, 2006). Организмы, которые относятся к макробентосу - достаточно полно выбираются из грунта без применения оптики и задерживаются газом № 9-11. Организмы мейобентоса задерживаются газом с отверстием ячей 0,2 мм (примерно №33). Размерный диапазон организмов бентоса, таким образом, очень широк (И.А. Скальская, А.И. Баканов А.И., Б.А. Флеров, 2003). Общепринятой системы классификации нет, и поэтому границы этих групп достаточно произвольны (Н.Ю. Соколова, А.И. Баканов, 1982; В.Б. Вербицкий, 2005; А.В. Крылов, 2006).

Часто при наблюдениях ограничиваются изучением

макрозообентических организмов. Но, например, в северных водоемах обильно развит мезо- зообентос. Нематоды, ракообразные, основная масса хирономид (до 3 стадии развития) и личинки других групп организмов относятся к мезобентосу (В.А. Яковлев, 1988).

Для оценки видового состава и разнообразия сообщества, без учета обилия видов проводят качественные сборы макрозообентоса. Большинство животных мелкие (2-5 мм), поэтому собирать их нужно с максимальным вниманием. Донные субстраты (камни, песок, ил, растения и т.п.) населены разными видами животных, и для оценки всего сообщества водоема нужно обловить все возможные типы субстратов. В реках дно наиболее часто представлено каменистым грунтом, что обусловливает необходимость тщательного изучения населения каменистых и каменисто - песчаных отложений. Такие грунты в наибольшей степени подвержены влиянию загрязнения. Фауну камней учитывают путем смыва животных с камней, затем измеряется площадь проекции камней и пересчитывается количество организмов на квадратный метр, при этом следует по возможности учитывать

животных фунта, находящегося под камнем (В.А. Яковлев, 1988; М.В. Чертопруд, Е.С. Чертопруд, 2003). Качественным сбором можно пользоваться при установлении видового состава донной фауны, когда не ставится задача определения численности и биомассы организмов. Орудиями качественного сбора могут служить сачки, скребки, драги, тралы, водяные грабельки, камнещупы и ловушки (Ф.Д. Мордухай-Болтовской, 1975).

Для выяснения количества бентоса и характера его количественного распределения по зонам и биотопам применяются количественные сборы. В известных условиях можно собирать количественные пробы бентоса указанными выше приборами, учитывая обловленную ими площадь дна, также применяются для количественного учета бентоса дночерпатели различных модификаций, количественные рамки, бентометры и некоторые другие приборы. Организмы, отобранные в полевых условиях, разбиваются на группы и определяются с помощью бинокуляра и микроскопа в лабораторных условиях. Животные из основных групп бентоса определяются до вида. Представители каждой группы в количественных пробах просчитываются, измеряются, взвешиваются для характеристики размерно - возрастного состава популяции. «Для очень мелких животных измерение необходимо для нахождения их веса по специальным таблицам средних весов. Результаты просчета и взвешивания приводятся на квадратный метр» (Ф.Д. Мордухай-Болтовской, 1975; М.В. Чертопруд, Е.С. Чертопруд, 2003; А.В. Крылов, 2006).

Таксономический состав - одна из основных характеристик при определении качества среды обитания. Большое таксономическое разнообразие сообщества позволяет оценить изменения его структуры на основе различных индексов (А.И. Баканов, 1999, 2000).

Состояние бентоса определяется по показателям: по численности, биомассе, видовому составу, видовому разнообразию по Шеннону-Уиверу, олигохетному индексу Пареле и др. (А.И. Баканов, 1999; А.В. Крылов, 2006; Биоиндикация экологического состояния ..., 2007).

Чрезвычайно важный для характеристики бентоса показатель - его биомасса. Последняя составляющая связана с величиной потока энергии проходящей через сообщества. Биомасса бентоса лучше отражает наличие органических загрязнений, так как для большой биомассы' необходим достаточный приток энергии по пищевым цепям (А.И. Баканов, 2003). Биомасса является наиболее точным показателем, так как при взятии, промывке и разборке проб теряется всего несколько процентов биомассы организмов, потери же численности могут достигать 50%, поскольку мелкие, проходящие через ячею мельничного газа особи наиболее многочисленны, а мейобентос на большинстве водоемов специально не изучается (Т.Д. Слепухина, А.И. Баканов, 1991).

Видовое богатство (число видов) - важнейший показатель с точки зрения сохранения биоразнообразия животного мира, а также важный показатель состояния сообщества. При этом нужно иметь в виду, что найденное в том или ином водоеме число видов зависит не только от богатства его фауны, но и от степени его изученности. Как правило, многовидовые сообщества бентоса встречаются или на богатых органикой русловых илах (серых илах), или в районах впадения в водохранилища малых рек, или в зоне зарослей (А.В. Крылов, 2006; Биоиндикация экологического состояния ..., 2007). Видовое богатство отражает разнообразие условий обитания гидробионтов на этих биотопах, проявляющееся в увеличении числа экологических ниш (А.И. Баканов, 2003; А.В. Крылов, 2006).

Для углубленного изучения экологических условий водного объекта можно использовать индекс видового разнообразия Шеннона - Уивера. Одним из показателей сложности и структурированности, следовательно, в какой-то мере, стабильности экосистем является видовое разнообразие. Вычисление значений индекса разнообразия несложное, однако, требуется высокая точность таксономического анализа. Индекс Шеннона — Уивера рассчитывается по формуле: Н = -jyilog₂ pi, где Рг — доля особей і-го вада. Для облегчения

подсчета индекса возможно использование специальных таблиц (Д.А. Познанскене, В.А. Жилюкас, 1983) для суммирования соотвествующих каждой доле процентов значений Vilogi pi. В практической оценке состояния сообществ принято, что значение величины индекса ниже 2,0 бит/экз. являются показателями неблагополучия (А.В. Крылов, 2006). Обычно большое разнообразие соответствует благоприятным экологическим условиям в водоеме (В.А. Яковлев, 1988). «Видовое разнообразие - функция разнообразия ресурсов и их количества» (А.И. Баканов, 2003). Там, где мозаичность среды в пространстве наибольшая, можно ожидать и наибольшего разнообразия видов (А.И. Баканов, 2003). Число доминирующих видов тем меньше, чем в более экстремальных условиях находится экосистема или сообщество (А.В. Крылов, 2006). «Видовое разнообразие, рассчитанное по формуле Шеннона - Уивера, связывает видовое богатство с характером доминирования. Обычно по мере усиления загрязнения становится все более заметным доминирование одного или нескольких видов, достаточно устойчивых к этому загрязнению» (А.И. Баканов, Г.Х. Щербина, СИ. Перова, 1999). В загрязненных водах доминируют 1-2 вида организмов (А.В. Крылов, 2006). В реках, мелководных озерах характерно значительное разнообразие биотопов, при этом донная фауна богатая и значения индекса будут высокими (В.А. Яковлев, 1988).

По составу доминирующего комплекса донных организмов, соотношению численности личинок хирономид, относящихся к роду Chironomus, численности реликтовых ракообразных, численности остальных беспозвоночных животных и другим показателям донных сообществ можно судить об экологическом благополучии водного объекта. В качестве наиболее характерных индикаторов загрязненных условий включены две группы: олигохеты и хирономиды (В.А. Яковлев, 1988; Биоиндикация экологического состояния ..., 2007).

Влияние деятельности человека на сообщества бентоса неоднозначно. Содержащие тяжелые металлы и токсиканты сточные воды промышленных

предприятий негативно сказываются на состоянии зообентоса. Богатые питательными веществами сточные воды сельскохозяйственных предприятий, наоборот, при разбавлении увеличивают обилие бентосных организмов, поскольку в условиях исследуемых водоемов очень часто именно пищевой фактор лимитирующий. Разумеется, при этом ухудшается качество природных вод, однако и не может быть обильного бентоса в чистой воде (А.И. Баканов, 1999).

Так, на участках трех Волжских водохранилищ (Иваньковского, Рыбинского, Горьковского), подверженных прямому антропогенному воздействию, при исчезновении высокочувствительных к загрязнению видов их потеря «компенсировалась» расширением видового состава устойчивых к различным воздействиям гидробионтов - нематод, олигохет, личинок насекомых (И.А. Скальская, А.И. Баканов, Б.А. Флеров, 2003). При загрязнении органическими и биогенными веществами, интенсивном накоплении на дне водоема тонких минеральных частиц массового развития достигают представители олигохет (В. А. Абакумов, 1983). «В зонах бытового и токсического загрязнения формируются специфические «техногенные» сообщества, состоящие из нематод и олигохет. Отмечается увеличение общего видового разнообразия именно за счет вышеуказанных групп. В то же время сокращается количество видов двукрылых (в основном хирономид). Происходит «неконтролируемый биоантропический отбор» видов» (А.И. Баканов, И.А. Скальская, Б.А. Флеров, 2003). И, наоборот, в ряде случаев установлено, что личинки хирономид более устойчивы к влиянию тяжелых металлов, чем олигохеты. Поэтому загрязнение солями тяжелых металлов может проявиться в уменьении олигохетного индекса (А.И. Баканов, 1999). Вблизи мест поступления коммунально-бытовых стоков и отходов предприятий цветной металлургии образуют скопления личинки хирономид рода Chironomus (В.А. Абакумов, 1983). Личинки хирономид предъявляют к характеру субстрата более высокие требования, чем олигохеты, поэтому, например, в Рыбинском

водохранилище (водоем сравнительно молодой и более сложный в морфометрическом отношении) на многих типах грунтов вид хирономид Ch. plumosus не встречается (А.И. Баканов, 1999; А.И. Баканов, И.А. Скальская, Б.А. Флеров, 2003). В воде и грунтах в условиях значительного содержания тяжелых и других металлов личинки хирономид рода Chironomus часто являются единственными обитателями дна водоема. Редкая встречаемость представителей групп как олигохеты и хирономиды, при отсутствии других беспозвоночных животных бентофауны, свидетельствует о еще большем уровне загрязнения и невозможности обитания в подобных условиях организмов зообентоса (В.А. Яковлев, 1988).

А.И. Бакановым (1996-2006 годы) при оценке состояния донных сообществ ряда рек, озер и водохранилищ России, использованы следующие показатели: численность, биомасса, число видов, видовое разнообразие, рассчитываемое по численности отдельных видов, видовое разнообразие, рассчитываемое по биомассе. Для объединения значений показателей (численность, биомасса, число видов, видовое разнообразие, рассчитываемое по численности отдельных видов) и замене их одним числом им применялся комбинироаванный индекс состояния сообщества (КИСС), находимый по обычной методике расчета интегральных ранговых показателей. В начале все станции ранжировались по каждому показателю, причем ранг первый присваивался максимальным значениям численности, биомассе, числу видов и видовому разнообразию. Ввиду того, что индекс отражал состояние сообщества сразу по нескольким показателям, поэтому он был назван комбинированным.

Индексы сапробности отражают главным образом изменение концентрации нетоксических органических соединений. Воздействие загрязнения на биоценозы может иллюстрироваться величиной индекса сапробности по методу Пантле - Букк в модификации Сладечека (А.В. Крылов, 2006). Для этого используется таблица - список видов - индикаторов загрязнения. Величины индекса сапробности соответствуют следующим

характеристикам: 1,0 - 1,5 — олигосапробная зона, 1,5 - 2,5 - Р- мезосапробная зона, 2,5 - 3,5 - а-мезосапробная зона, 3,5 - 4,0 - полисапробная зона (А.В. Крылов, 2006; Биоиндикация экологического состояния ..., 2007).

Организмы бентоса реагируют на концентрацию загрязняющих веществ в толще грунта, в которой эти вещества накапливаются в течение длительного времени, и лишь от части в придонном слое воды. Поэтому мониторинг по зообентосу обычно указывает на более высокую степень загрязнения водоема, чем по зоопланктону или фитопланктону, обитающему в толще воды (А.И. Баканов, 1999; Экосистема малой реки в изменяющихся условиях ..., 2007).

Но, наряду с загрязнением, на гидробионтов воздействует целый ряд абиотических и биотических факторов, которые в значительной степени влияют на окончательный результат состояния сообщества (T.J. Canfield et al., 1996). В связи с этим в задачу исследователя при оценке экологического состояния донных отложений и водоема входит не просто расчет различных индексов, но и правильная их интерпретация. В идеале следует прибегать к "спектрам'' биоиндикаторов, которые включают представителей разных трофических уровней и типов питания, различные жизненные формы и стадии развития. Только на основе биотической оценки природной экосистемы можно и описать ее состояние, и дать прогноз ее развития и рекомендации по использованию (Н.Г. Булгаков, 2002).

Биотопическое разнообразие водотоков

Биотоп - участок абиотической среды, который занимает биоценоз (В.Б. Вербицкий, 2005).

Любой из участков течения водотоков представлен самыми разнообразными биотопами. Это старицы, затоны, плесы (более глубокие участки с замедленным течением), перекаты (мелкие с повышенными скоростями течения участки), зарастающие открытые и менее проточные прибрежные участки (рипаль), глубоководные, наиболее проточные русловые участки (медиаль, стрежень). Образованию плесов и перекатов могут

способствовать нарушения как естественные, к которым можно отнести морфометрию русла с сужениями и расширениями, гряды камней, завалы деревьев, углубления или наносы грунта, так и вызванные деятельностью человека (антропогенные): строительство дамб, добыча песка, зоны контакта и трансформации сточных вод различных предприятий и т.д. Таким образом, река, как и всякая экосистема - это сложная мозаика самых различных биотопов (Ф.Д. Мордухай-Болтовской, 1975; А.В. Крылов, 2006).

Важные абиотические факторы водной среды - скорость течения, морфометрические данные (длина, глубина, ширина), прозрачность, характер грунта. В результате размыва берегов образуются меандры или речные извилины, которые создают всевозможные малопроточные или совсем непроточные водоемы, связанные с рекой постоянно или только в период паводков — старицы, затоны. В реках выделяются границы биотопов по интенсивности воздействия основных постоянно действующих факторов, среди которых ведущее положение занимает скорость течения (А.В. Крылов, 2006).

В водоемах биотопы определяются преимущественно физическими свойствами среды и группируются по зонам: литораль (прибрежная зона), сублитораль (до границы распространения высших растений), профундаль. Внутри каждой зоны может быть на разных грунтах по нескольку биотопов. В реках и речных водохранилищах выделяют зоны с другими наименованиями: литораль называют рипалью, сублитораль или склон - субрипалью, ложе -медиалью (Ф.Д. Мордухай-Болтовской, 1975).

В экологии многие системы, в том числе водные, рассматриваются как мозаика биотопов с различными сообществами. Биоценозы зообентоса обычно связаны с определенным типом грунта и для бентоса биотопом служат именно различные грунты, причем организмы способны зарываться на довольно большую глубину. Механический состав грунта зависит преимущественно от гидродинамических условий, в основном течения (Ф.Д. Мордухай-Болтовской, 1975; И.А. Скальская, А.И. Баканов, Б.А. Флеров, 2003).

Качество грунта определяется не только степенью и характером его загрязненности, но в первую очередь, возможностью обеспечить существование богатого и разнообразного сообщества бентосных организмов (А.И. Баканов, 1999).

Состояние сообществ пресноводного бентоса зависит от многих абиотических факторов, среди которых важнейшими являются характер грунта, глубина, кислородный режим и трофические условия (А.И. Баканов, Б.А. Флеров, 1996). С изменением характера грунта, сильно изменяются и состав, и количество бентоса. Так, например, может произойти почти полная смена всего состава населения беспозвоночных при переходе к грунтам совершенно иного типа: от мягких илистых к каменистым или плотным искусственным субстратам (Ф.Д. Мордухай-Болтовской, 1975).

При описании грунтов реки Сестра (Московская область) выделяются следующие: плотный песок, галька, слегка заиленный песок, глинистый ил среди макрофитов, черный глинистый ил в зарослях элодеи, крупный песок, черный заиленный песок, черный ил на песке, черный песок, песок, глина с наилком, серый ил. Состояние зообентоса определялось множеством естественных и антропогенных факторов, в том числе и характером грунта (А.И. Баканов, 2006).

Исследования сообществ беспозвоночных животных позволили установить, что на различных биотопах видовое богатство и количественные характеристики донных сообществ значительно отличаются. Так в исследованиях Г.Х. Щербины (2003 г.) показано, что на плотных биотопах, где присутствуют друзы дрейссены, указанные выше характеристики макрозообентоса в несколько раз выше, чем на остальных участках Верневолжских водохранилищ и озера Плещееве При наблюдении Н.Н. Жгаревой (2003 г.) макрофауны беспозвоночных зарослей макрофитов водоемов и водотоков, определено наибольшее видовое разнообразие для проточных участков.

Мониторинг донных отложений р. Волги в пределах Ярославской области, проведенный в 1994 — 2000 гг. позволил установить, что состояние бентоса на отдельных станциях определялось в первую очередь естественными факторами - характером грунта, наличием течения, глубиной и др. (А.И. Баканов, 2003).

Таким образом, для проведения комплексного экологического исследования водотоков необходима интегральная оценка показателей зообентоса и биотопического разнообразия.

Применение триадного подхода для оценки экологического состояния донных отложений водоемов и водотоков

Для решения задач по анализу степени загрязненности отдельных водоемов и картирования водных объектов в последнее время все более широкое применение находит триадный подход (И.И. Томилина, В.Т. Комов, 2002; Chapman, 1986; Canfield et al., 1996; Chapman, 1996). Этот подход объединяет: определение содержания загрязняющих веществ в грунтах, токсикологические тесты и оценку состояния сообществ донных организмов. Использование триадного подхода для оценки качества донных отложений не отменяет систему аналитических методов контроля, при этом дополняет ее биологическими показателями, а значит, появляется возможность - дать комплексную экологическую характеристику состояния грунтов и донных сообществ (А.И. Баканов и др., 2000; И.И. Томилина, В.Т. Комов, 2002).

Трудно сопоставимы по характеру определяемых параметров результаты, получаемые разными исследователями. Обоснованием для использования триадного подхода служит и то, что ни один из входящих в него отдельных компонентов не может предсказать результаты двух других, а сочетание подходов позволяет дать более полную оценку негативного влияния загрязненных донных отложений (Canfield et al., 1994; Canfield, 1996; Canfield et al., 1996).

Компоненты триады интегрируют результаты химического анализа,

биологические и токсикологические данные. Данный подход не требует знания механизмов взаимодействия загрязняющих веществ и подходит для всех типов донных отложений (И.И. Томилина, 2000).

Применение триадного подхода - одно из наиболее активно развивающихся за рубежом направлений исследований качества донных отложений, необходимо отметить и достаточное количество публикаций в отечественнной литературе по этому направлению экологических исследований. Так, триадный подход успешно применен для оценки ДО оз. Плещеево (А.И. Баканов и др., 1999), водохранилищ Верхней Волги (Иваньковского, Угличского, Рыбинского, Горьковского) (А.И. Баканов и др., 2000).

Следовательно, использование триадного подхода может способствовать развитию экологических исследований качества донных отложений природных водоемов и водотоков в разных регионах РФ, На территории Оренбургской области при экологической оценке водотоков и водоемов ранее триадный подход не применялся и, несомненно, такие исследования представляют научный и практический интерес.

Мониторинг пресноводных экосистем

Сложившаяся в России экологическая обстановка может быть определена как сложная. В неблагоприятной санитарно-гигиенической обстановке проживают 73% всего населения (Е.Н. Беляев, 1996). Гигиенические исследования показали, что в настоящее время загрязнение атмосферы, почвы и природных вод промышленными выбросами и коммунально-бытовыми отбросами достигло такой степени, что уже превышает их способность к самоочищению (Б.О. Анджелян, 2005).

Технологические выбросы от стационарных и передвижных источников загрязнения окружающей среды поступают в атмосферу, а затем, выпадая, накапливаются в депонирующих средах и вновь включаются в природные и техногенные циклы миграции (А.А. Ляпкало, СВ. Гальченко, 2005).

В природные водные объекты источники антропогенного поступления

различных химических веществ общеизвестны. Это производственные и сельскохозяйственные сточные воды, поверхностный сток с водосборных территорий, свалки, водный транспорт, и другие (М.В. Гапеева, В.В. Законов, А.А. Гапеев, 1997; В.М. Боев, 2003). В воде ряда источников водоснабжения обнаруживались соли тяжелых металлов (ртуть, свинец, кадмий) (Г.Г. Онищенко, 2006).

Наряду с промышленностью и транспортом, сельское хозяйство может быть одним из основных источников загрязнения окружающей среды и ухудшения ее качества. В связи с использованием значительного количества химических веществ, направленных на борьбу с вредителями и применяемых в качестве удобрений, сельскохозяйственное производство стало представлять реальную угрозу для природных экосистем. В результате сельскохозяйственной деятельностью наибольшую опасность для водных экосистем представляют смываемые в них удобрения, отходы, животноводческих и птицеводческих ферм, а также пестициды (СВ. Алексеев, Ю.П. Пивоваров, 2001; А.В. Иванов, В.В. Васильев, 2005; И.И. Руднева, 2007). Установлено, что минеральные удобрения и пестициды являются дополнительным источником эмиссии в окружающую среду микроэлементов, таких как, кадмий, никель, свинец, мышьяк, цинк, медь, бор. Основными источниками пестицидов, которые в значительных количествах сбрасываются в водоемы, являются именно сельскохозяйственные отходы (наряду с коммунальными стоками) (И.И. Руднева, 2007). Кроме того, население неконтролируемо многократно применяет пестициды в жилой зоне сельских населенных пунктов для обработки личных приусадебных участков (А.В. Иванов, В.В. Васильев, 2005). Ряд процессов, протекающих в почве, способствуют уменьшению содержания в ней пестицидов, в том числе, к ним относится снос поверхностным и коллекторно-дренажным стоком в природные водоемы. При этом водные экосистемы, являющиеся реципиентами многих видов загрязнителей, особо уязвимы и совершенно очевидно, что сточные воды с сельскохозяйственных

угодий и действующих ферм попадают в реки и внутренние водоемы. Кроме того, в открытые водоемы сельской местности пестициды могут попадать со сточными водами, образующимися в сельском хозяйстве в результате мытья транспорта и аппаратуры после применения пестицидов, на площадках для приготовления их рабочих растворов (СВ. Алексеев, Ю.П. Пивоваров, 2001). В настоящее время выделены несколько свойств пестицидов, которые определяют их опасность для водной среды: стабильность в водной среде, способность накапливаться (кумуляция) в гидробионтах до значительных количеств при наличии в воде их микроконцентрации, острую токсичность и опасность отдаленных последствий во многом определяют указанные свойства. Пестициды, попавшие в водоем, могут подвергаться разнообразным превращениям (гидролиз, окисление, восстановление, дехлорирование и т.д.), а также могут мигрировать как в планктон, так и в донные отложения (СВ. Алексеев, Ю.П. Пивоваров, 2001). Для регионов страны, где структура сельскохозяйственного производства предопределяет высокую территориальную нагрузку пестицидами на единицу обрабатываемых угодий, имеет особое значение изучение этого вопроса, при этом Оренбургская область, несомненно, может быть отнесена к указанным территориям (В.М. Боев, 1998, 2005).

Установлено, что источником загрязнения атмосферы мышьяком, кадмием, цинком, медью, никелем являются предприятия цветной металлургии, а производство стали и чугуна сопровождается выбросом хрома и марганца. Исследования, проведенные ранее, показали корреляцию между накоплением тяжелых металлов в почве и донных осадках озер и их концентрацией в атмосфере (Р.С. Гильденскиольд и др., 1992).

Таким образом, в связи с мощным воздействием источников загрязнения на водоемы в настоящее время обеспечение населения питьевой водой гарантированного качества остается важной проблемой (Л.П. Игнатьева, И.Г. Погорелова, М.О. Потапова, 2006). Безопасность питьевого водоснабжения

является одной из главных составляющих безопасности населения России. При этом к числу важнейших факторов, характеризующих санитарно-эпидемиологическое благополучие, относится обеспечение населения доброкачественной питьевой водой. По-прежнему, наибольшей проблемой остаются водоисточники из поверхностных водоемов, составляющие 70% от общего числа. Половина из всех поверхностных источников не отвечает санитарным нормам и правилам из-за отсутствия организованных зон санитарной охраны (Г.Г. Онищенко, 2006). Водоснабжение населения как один из видов водопользования базируется на общих принципах использования природных ресурсов. Его безопасность должна сочетаться со стратегической целью рационального использования и охраны водных ресурсов водосборных бассейнов в стране в целом. Вместе с тем в бассейнах рек и, прежде всего прибрежных полос не соблюдается режим хозяйственной деятельности. Это касается зон санитарной охраны, вырубки лесов, сброса неочищенных промышленных сточных вод, коммунально-бытовых, коллекторно-дренажных, животноводческих комплексов (Г.Г. Онищенко, 2006). Таким образом, санитарное состояние природных водотоков и водоемов, используемых как для питьевого водоснабжения, так и для рекреации, продолжает вызывать серьезные опасения и отрицательно влияет на состояние здоровья населения (Г.Н. Красовский, С.Л. Авалиани, З.И. Жолдакова, В.В. Косяков, 1992; Г.И. Сидоренко, Е.А. Можаев, 1994; Ю.А. Рахманин, Р.И. Михайлова, 1996; В.В. Быстрых, 1998; Г.Г. Онищенко, 2006).

Совершенно очевидно, что в последние годы уровень содержания большинства поллютантов в воде, взвесях, донных отложениях и гидробионтах имеет стойкую тенденцию к росту (С.Н. Егоров, 2005). Обязательный компонент программ экологического контроля состояния поверхностных вод -изучение ДО (И.И. Зиганшин, 2005). Донные отложения водоемов - сложная многокомпонентная система, имеющая большое значение для экосистемы в целом (Б.А. Флеров и др., 2000). Состав и свойства донных отложений

являются отражением всей совокупности физических, химических и биологических процессов, происходящих в водоеме (В. Т. Комо в, И.И. Томилина, 1999; И.И. Томилина, 2000).

Донные отложения водотоков и водоемов сорбируют тяжелые металлы до уровней, намного превышающих их содержание в водной толще. Поступившие в донные отложения тяжелые металлы связываются с ними довольно прочно. Это обусловлено сорбционными свойствами глинистых минералов, гидроокисей железа и марганца, прочностью образующихся труднорастворимых органических и неорганических соединений металлов. Тяжелые металлы не подвергаются биодефадации, накапливаются в донных отложениях, превращая последние в хранилище их запасов и в потенциальный источник загрязнения водоема, грозящий ухудшением качества воды и представляющий опасность для гидробионтов (Е.П. Нахшина, 1985). При этом трудность выявления источников ТМ заключается в том, что все эти металлы (природные и антропогенные) накапливаются в донных отложениях водотоков и водоемов одновременно (М.В. Гапеева, В.В. Законов, А.А. Гапеев, 1997).

По данным Д.В. Иванова (2005) в исследованиях основных (взвесь-
раствор) форм миграции ТМ в водах Куйбышевского и Нижнекамского
водохранилищ и притоков обнаружено, что концентрации растворенных и
взвешенных форм ТМ в природных водах региона были подвержены
существенной сезонной и годовой динамике. Основная масса ТМ мифировала
в растворенной форме. В период паводка увеличивалась роль взвесей. При
изучении вклада снежного покрова как элемента единой водной системы и как
важного источника поступления ТМ в аквальные ландшафты, было введено
понятие «плавающий фон», отражающее специфику атмогидрохимического и
атмогидросуспензионного круговорота металлов. Установление

закономерностей распределения металлов в субаквальных (донные отложения) и супераквальных (пойменный аллювий) компонентах рек, озер и водохранилищ Средней Волги базировалось на их фациальной принадлежности,

Различие питающих провинций Волги и Камы предопределило специфику минералогического состава и геохимических свойств их донных отложений. В частности, осадки р. Камы и ее притоков были относительно обогащены никелем, медью, кобальтом, хромом. ДО большинства водоемов указанного региона по уровню содержания ТМ характеризовались как незагрязненные.

Проведенные исследования поверхностных водотоков и водоемов Оренбургской области ограничиваются гидрогеохимическими показателями (Л.С. Блюмина, 1958; В.М. Боев, В.Ф. Куксанов, В.В. Быстрых, 2002; И.П. Воронкова, 2004; Н.А. Лесцова, 2004; В.М. Боев, 2005).

В исследованиях Н.А. Лесцовой (2004) проводился анализ содержания микроэлементов в почве, воде поверхностных водоисточников, питьевой воде, донных осадках водоемов Оренбургской области. В сопряженных депонирующих средах Оренбургской области И.П. Воронковой (2004) были установлены близкие по составу полиэлементные аномалии, что позволило определить характер и источник загрязнения, а также засвидетельствовать миграционную способность элементов. При этом определенное наличие аномалий никеля, кобальта, хрома в снеге, донном осадке и отсутствие подобной аномалии в почве свидетельствовало также преимущественно об антропогенном происхождении загрязнений.

Необходимо отметить, что на территории Оренбургской области
гидробиологические исследования комплексного характера проводились на р.
Урал в шестидесятые-семидесятые годы двадцатого столетия
(Гидробиология..., 1971). Кроме того, ранее в исследованиях пресных водоемов
и водотоков указанного региона большое внимание было уделено изучению
эколого-санитарных показателей качества воды р. Урал у г. Оренбурга, а также
микроэкологическому мониторингу пресных водоемов Оренбургской области
(Биоиндикация экологического состояния ..., 2007); а также изучались
гидробиологические характеристики Ириклинского водохранилища (Л.Г.
Фабарисова, 2000; Гидробиологическая характеристика Ириклинского ...,

2003).

Однако при этом неизученным компонентом водных экосистем оставались донные отложения малых рек Оренбургской области, а также в целом экологическая характеристика грунтов водотоков и водоемов указанного региона. Учитывая, что малые реки считаются модельными объектами гидроэкологических исследований (Экосистема малой реки в изменяющихся условиях ..., 2007), проведение экологических полевых и лабораторных изысканий комплексного характера для Оренбургской области на указанных водотоках имеет, несомненно, большое научно-практическое значение.

На территории Оребургской области длительное время работают предприятия черной и цветной металлургии и, несомненно, на водных объектах, сопряженных с промышленными зонами, существует угроза экологического неблагополучия. Именно на территориях промышленных узлов (Медногорск, Кувандык, Орск, Новотроицк, Оренбург) - высокий модуль антропогенной нагрузки. Поэтому необходим комплексный подход в оценке экологического состояния природных водных систем.

Кроме того, Оренбургская область - регион, который отличается исключительным разнообразием биогеохимической ситуации (И.В. Мудрый, 1990; Л.А. Бархатова, 1999; СВ. Перепелкин, 2001; В.М. Боев, В.Ф. Куксанов, В.В. Быстрых, 2002; И.П. Воронкова, 2004). Таким образом, комплексное экологическое обследование окружающей среды и в том числе пресноводных экосистем имеет важное научно-практическое значение.

Описание биотопического разнообразия и экологическая характеристика реки Блява по состоянию бентосного сообщества

Малые реки в силу наличия постоянного стока и связи с большими водотоками и стоячими водоемами, высокой динамичности, тесной связи с ландшафтом и наземными системами, исключительным биотопическим разнообразием, большой чувствительностью к естественным и антропогенным воздействиям, сравнительно высокого уровня разработанности методикам проведения наблюдений с взятием количественных проб по всем группам гидробионтов и другим особенностям могут считаться модельными объектами гидроэкологических исследований (Экосистема малой реки в изменяющихся условиях ..., 2007).

Выбор водотоков для настоящего исследования не случаен, как и большинство рек России, малые реки: Блява, Кураганка испытывают сильный антропогенный пресс. Для территорий промузлов Оренбургской области характерен высокий модуль техногенной нагрузки, это касается и территорий Кувандыкского района (г. Кувандык) и г. Медногорска, где расположен в том числе и медно-серный комбинат.

3.1. Описание биотопического разнообразия и экологическая характеристика реки Блява по состоянию бентосного сообщества

Фоновый участок р. Блява (ст. № 37) расположен выше г. Медногорска, протекал под пологом леса, в межень разбивался на меандрирующие потоки, перекаты с сильным течением и отшнурованные мелкие водоемы. Грунты представлены слабозаиленными песками с крупными камнями и щебнем. Глубины небольшие - на стрежне до 0,5 - 0,6 м. Высшая водная растительность не развита. Камни на отдельных участках обильно обрастали нитчатыми водорослями, на которых оседал мелкодисперсный ил, что, указывало на возможную органическую нагрузку с близко расположенных дачных участков.

Отмечено достаточно разнообразное население. Здесь встречался усатый голец Barbatula barbatula (Linne) - типичный представитель реофильной ихтиофауны малых водотоков.

В бентосе в текучей воде ст. № 37 обнаружено 38 видов беспозвоночных, среди которых наибольшим разнообразием отличались хирономиды и жуки. Следует указать, что ко времени исследования у некоторых видов насекомых (например, ручейников, поденок, веснянок, симулид и др.) прошел вылет имаго, т.к. встречено много их линочных экзувиев и пустых домиков ручейников. Это позволило предположить еще более богатое видовое разнообразие этого биотопа.

Количественные характеристики развития бентосного сообщества довольно велики. Численность и биомасса донного населения имели высокие величины - 5 тыс. экз./м и 19,5 г/м соответственно. По численности доминировали личинки хирономид - 68% (по биомассе их доля 23%), по биомассе - личинка Sialis fuliginosa Pictet — 47,2% (по численности их доля 14,6%). Группа водяных жуков была субдоминантой (8,8% от численности и 12,8% - от биомассы).

Доминантные группы представители отряда Diptera, семейство Chironomidae — 10 таксонов, из которых: Clinotanypus nervosus (Meigen) - 9,8%; Brillia modesta (Meigen) - 7,3%) и др.

Представители отряда Coleoptera были обнаружены на исследованной станции - это семейства: Dytiscidae, Elmidae, Haliplidae.

Отмечено, что преобладали представители семейства Dytiscidae — Плавунцы, в целом численность составила - 240 экз./м , а биомасса - 2195,2 мг/м". При этом отмечено, что род Ilybius sp. — 1518,4 мг/м"; 7,8% в биомассе всего сообщества; род Nebrioporus sp. - 148,8 мг/м ; 0,8% в биомассе сообщества; род Hygrotus (С) impressopunctatus (Schaller) — 44,8 мг/м"; 0,2% в биомассе сообщества; а также и др.

Индекс сапробности по Пантле-Букк данного участка, рассчитанный по 19 индикаторным видам, составил 1,88 (табл. 3.1.1), что характеризовало фоновый участок как умеренно загрязненный. В видовом списке 22% видов относились к олигосапробам, 38,9% - олиго-Р-мезо- сапробам, 27,8% - (3-мезосапробам, 5,6% - р-а-мезосапробам и 5,6% — а-мезосапробам (рис. 3.1).

В отшнурованном водоеме р. Блява (ст. № 38) отсутствовало течение, грунт — щебень, камни, скудные аллювиальные накопления и грубый растительный детрит (аллохтонная органика за счет листового опада). В половодье водоем промывался.

В бентосном сообществе обнаружен 31 вид макробеспозвоночных животных. Кроме того, здесь также богатый мейобентос и зоопланктон. Таксономический состав существенно отличался от сообщества, развивающегося в текучей воде. Здесь преобладали двукрылые насекомые семейств Culicidae, Chironomidae, Ceratopogonidae, Limoniidae.

Плотность населения была несколько выше - 7,8 тыс. экз./м , биомасса 14,8 г/м . Основную долю численности (45,2%) и биомассы (23,5%) составляли личинки комаров родов Culex, Aedes, Anopheles. По численности доминировали комары-звонцы (14,7%), по биомассе - клопы (водяной скорпион, водомерки и кориксиды) (33,6%) и моллюски Limnaea intermedia Lamarck (17,3%).

Таким образом, доминировали представители отряда Двукрылые -Diptera.

Семейство Culicidae - Кровососущие комары имели биомассу 3487,36 мг/м2, что составило 23,5% в биомассе сообщества; при этом род Anopheles sp. — 304,96 мг/м , что составило 2,1% в биомассе сообщества; род Aedes sp.- 704 мг/м", что составило 4,7% в биомассе сообщества; род Culex sp. (личинки и куколки) - составил 2478,4 мг/м , что соответственно 16,7%) доли в биомассе сообщества.

В целом кулициды имели биомассу 3487,36 мг/ м .

Семейство Culicidae - Кровососущие комары имели численность 3552 экз./м , что составило 45,2% по численности сообщества; при этом род Anopheles sp. - 368 экз./м , что составило 4,7% по численности сообщества; род Aedes sp. - 1280 экз./м , что составило 16,3% по численности сообщества; род Culex sp. (личинки и куколки) — составил 1904 экз./м , что соответственно 24,2% доли по численности сообщества.

В целом кулициды имели численность 3552 экз./ м2.

Семейство Chironomidae — Звонцы (Хирономиды), численность составила 1159 экз./м , биомасса - 611,84 мг/м , доля по численности равна 14,7%, а доля по биомассе - 4,1%; таким образом по численности семейство Chironomidae было доминантной группой.

Химическая оценка качества грунтов некоторых водотоков и водоемов Оренбургской области (исследование ВВДО)

При сравнении концентраций Fe в ВВДО водотоков и водоемов Оренбургской области с санитарно-гигиеническими ПДК этого микроэлемента для воды, равными 0,3 мг/л, по области выявлено, что превышение наблюдалось на ст. № 4 (река Иртек, с. Иртек, Ташлинский район), ст. № 5 (река Чаган, п. Первомайский Первомайский район), ст. № 6 (река Бузулук, с. Лабазы, Курманаевский район), ст. № 7 (река Домашка, г. Бузулук), ст. № 8 (река Самара, г. Бузулук), ст. №№ 9а, 96 (река Ток, с. Грачевка, Грачевский район), ст. № 10 (река Ток, с. Плешаново, Красногвардейский район), ст. № 17 (река Б. Кйнель, г. Бугуруслан), ст. № 18 (река Терес, г. Абдулино, Абдулинский район), ст. № 25 (река Самара, с. Бурдыгино, Сорочинский район), ст. № 35 (река Сухоречка, с. Тоцкое, Тоцкий район). Превышение в 3,3 раза отмечено на реке Домашка в районе г. Бузулука Западного региона. На всех станциях в Оренбурге в период исследования концентрация Fe в ВВДО при сравнении с ПДК для воды санитарно-гигиеническими отмечалось превышение последних от 1,5 до 3 раз на реках Сакмара, Урал, а также превышение выше означенного показателя по Fe в ВВДО наблюдалось на ст. № 1 (Никольский карьер, с. Никольское, Переволоцкий район), на ст. № 2 (Черновское водохранилище, Илекский район), ст. № 3 (река Илек, старый мост, Илекский район), на ст. №№ 11 а, 116 (река Молочай, с. Александровка, Александровский район), ст. № 12 (река Биткул, с. Александровка, Александровский район), ст. № 13 (река Неть, с. Мустафино, Шарлыкский район), ст. №№ 14а, 146 (река Салмыш, с. Зерекло, Шарлыкский район), ст. № 15 (река Юшатырка, с. Октябрьское, Октябрьский район), ст. № 16 (река Юмал-Юшатырь, п. Тюльган, Тюльганский район), ст. № 19 (река Илек, Акбулакский район), ст. № 20 (река Самара, с. Барабановка, Новосергиевский район), ст. № 21 (водоем, п. Красный Коммунар, Сакмарский район), ст. № 22 (река Юшатырь, с. Октябрьское, Октябрьский район), ст. № 23 (река Сакмара, п. Красный Коммунар, Сакмарский район), ст. № 29 (река Самара, п. Новосергиевка, Новосергиевский район), ст. № 30 (река Малая Хобда, Акбулакский район), ст. № 33 (река Каргалка, с. Чапаево, Сакмарский район); а также превышение отмечено на ст. № 24 (река Орь, г. Орск), ст. № 27 (река Урал, г. Новотроицк), ст. № 28 (озеро Теплое, г. Новотроицк), ст. № 31 (река Губерля, Новоорский район), ст. № 32 (река Урал, г. Новотроицк), ст. № 34 (река Кумак, с. Кумак, Новоорский район).

Таким образом, на всех станциях водотоков и водоемов Оренбургской области в период исследования концентрация Fe в ВВДО при сравнении с санитарно-гигиеническими ПДК для воды превышала установленный норматив.

Ni (Никель)

При анализе содержания Ni в ВВДО водотоков и водоемов Оренбургской области не обнаружено превышения содержания этого элемента в сравнении с ПДК для воды рыбохозяйственных водоемов и с санитарно-гигиеническими ПДК этого микроэлемента для воды. При этом размах колебаний концентраций был в пределах от 0-0,0089032 мг/л, что составляло 89% от ПДК для воды рыбохозяйственных водоемов и 8,9% от санитарно-гигиенических ПДК для воды.

Сг (Хром)

При определении содержание Сг в ВВДО не превышало рыбохозяйственные и санитарно-гигиенические ПДК для воды.

Mg (Магний)

При определении водорастворимой составляющей содержание Mg в ВВДО не превышало рыбохозяйственные и санитарно-гигиенические ПДК для воды. Средние значения концентраций Mg в ВВДО для городских и сельских населенных пунктов отличались незначительно, достоверных различий при р 0,05 между показателями не обнаружено (табл. 4.1.1).

РЬ (Свинец)

При определении водорастворимой составляющей содержание РЬ в ВВДО не превышало рыбохозяйственные и санитарно-гигиенические ПДК для воды. Среднее содержание РЬ в ВВДО для городских и сельских населенных пунктов отличались незначительно, однако достоверные различия при р = 0,05 между показателями были обнаружены (табл. 4.1.1). Zn (Цинк)

При сравнении концентраций Zn в ВВДО превышение концентраций в сравнении с рыбохозяйственными ПДК для воды наблюдалось до 7 раз по сельским населенным пунктам (табл. 4.1.1). Среднее содержание Zn в ВВДО для городских и сельских населенных пунктов отличались значительно (рис. 4.1.1), достоверные различия при р = 0,05 между этими показателями были обнаружены (табл. 4.1.1; 4.1.3). Максимальное значение концентрации этого металла в ВВДО значительно превышало ПДК для воды рыбохозяйственных водоемов (рис. 4.1.3). Показатели средних концентраций по Zn по типам населенных пунктов по Центральному региону отличались значительно между собой (в 9 раз), достоверных различий при р = 0,05 между показателями не обнаружено (табл. 4.1.4).

При сравнении концентраций Zn в ВВДО превышение концентраций в сравнении с санитарно-гигиеническими ПДК для воды не наблюдалось, на ст. № 22 (река Юшатырь, Октябрьский район) - определена концентрация Zn в ВВДО как 1/3 санитарно-гигиенических ПДК (при ПДК - 5,0 мг/л).

Мп (Марганец)

При определении водорастворимой составляющей по Мп в ВВДО водотоков и водоемов Оренбургской области обнаружены превышения концентраций в сравнении с ПДК для воды рыбохозяйственных водоемов до 15 раз, однако достоверных различий при р = 0,05 между показателями не обнаружено (табл. 4.1.1; 4.1.3). Показатели средних концентраций по Мп по типам населенных пунктов по регионам отличались значительно между собой, достоверных различий при р = 0,05 между показателями не обнаружено (табл. 4.1.4).

При определении водорастворимой составляющей по Мп в ВВДО водоемов и водотоков Оренбургской области обнаружены превышения концентраций в сравнении с санитарно-гигиеническими ПДК для воды по области.

100 V(Ванадий)

При определении водорастворимой составляющей по V в ВВДО водоемов и водотоков Оренбургской области обнаружены превышения концентраций по различным пунктам по области в сравнении с ПДК для воды рыбохозяйственных водоемов, достоверные различия при р 5 0,05 между показателями были обнаружены (табл. 4.1.3). Превышение средних значений концентраций по различным типам населенных пунктов над ПДК для воды рыбохозяйственных водоемов по Оренбургской области было незначительное (на территориях как городских, так сельских населенных пунктов) (рис. 4.1.1.). Показатели средних концентраций по V по типам населенных пунктов по регионам отличались значительно (до 9 раз) между собой, достоверные различия при р «S 0,05 между показателями обнаружены в Центральном регионе (табл. 4.1.4).

Отклонения в сторону превышения ПДК отмечено на 18% исследованных станций (рис. 4.1.2).

Си (Медь)

При исследовании ВВДО и соответственно водорастворимой составляющей по содержанию меди выявлено превышение ПДК (равной 0,001 мг/л) для воды рыбохозяйственных водоемов по различным типам населенных пунктов Оренбургской области (табл. 4.1.1). Размах превышения по отдельным станциям колебался от 5 до 136 раз (на реке Юшатырь, Октябрьский район). Содержание этого металла в ВВДО не превышало санитарно-гигиенические ПДК для воды.

А1 (Алюминий)

Для алюминия нормированы ПДК для воды рыбохозяйственных водоемов - 0,04 мг/л, при проведении анализа содержания металла в ВВДО водотоков и водоемов по различным типам населенных пунктов по Оренбургской области было выявлено превышение указанных нормативов на 91% исследованных станций (рис. 4.1.2).

При определении водорастворимой составляющей по А1 в ВВДО водоемов и водотоков Оренбургской области обнаружены превышения концентраций в сравнении с ПДК для воды рыбохозяйственных водоемов до 6,5 раз (в целом по области) (табл. 4.1.3), однако достоверных различий при р 0,05 между показателями не обнаружено (табл. 4.1.1). Максимальное значение концентрации этого металла в ВВДО значительно превышало ПДК для воды рыбохозяйственных водоемов (рис. 4.1.3). Показатели средних концентраций по А1 по типам населенных пунктов по регионам отличались между собой значительно (до 1,4 раза по Западному региону), достоверные различия при р = 0,05 между показателями не обнаружены (табл. 4.1.4).

Река Блява: геохимическая и токсикологическая характеристика

Фоновый участок р. Блява (ст. № 37), в районе платформы 229 км (в 17,5 км от Медногорского медно-серного комбината).

Химический анализ цельного грунта выявил превышение ОДК (санитарно-гигиенических для почв) и допустимых уровней (по системе стандартов, принятой в США (C.G. Ingersoll, М.К. Nelson, 1990)) содержания меди (2,5 раза), свинцу (1,3 раза) и кадмия (2,6 раза) (табл. 4.2.1.1).

При биотестировании ВВДО достоверных различий с контролем плодовитости рачков Ceriodaphnia affinis при 7-суточном экспонировании в водной вытяжке грунтов не обнаружено (табл. 4.2.2.1), гибель личинок Chironomus riparius составила 0% (рис. 4.2.2).

В отшнурованном водоеме р. Блява (ст. № 38), старица р. Блява, в районе платформы 229 км в 30 м от ст. №37 (в 17,53 км от Медногорского медно-серного комбината).

При проведении химического анализа грунта выявлено превышение ОДК и допустимых уровней по меди (9 раз), свинцу (2 раза) и кадмию (4 раза) (табл.4.2.1.1).

При биотестировании ВВДО отмечено снижение среднего числа пометов Ceriodaphnia affinis на 1 самку до 2,3 (контроль - 3,1) (рис. 4.2.2.1), а также самая высокая, среди всех исследованных станций, гибель личинок Chironomus riparius (100%) при тестировании цельного грунта (табл. 4.2.2.1; рис. 4.2.2).

Река Блява в черте г. Медногорска (ст. № 36), эта станция находилась в черте г. Медногорска (п. Заречный). Близ реки расположены огороды и дома частного сектора.

При проведении химического анализа ДО выявлено превышение ОДК и допустимых уровней по меди (8 раз), свинцу (2,5 раза) и кадмию (6,6 раза) (табл.4.2.1.1).

Отклонений при биотестировании ВВДО за 48 часов экспонирования не наблюдалось, отмечено снижение среднего числа пометов Ceriodaphnia affinis на 1 самку до 2,0 (контроль — 3,1) (рис. 4.2.1); при тестировании цельного грунта гибель Chironomus riparius составила 43,4% (рис. 4.2.2), а также отмечалось достоверное по сравнению с контролем снижение темпов их роста (табл. 4.2.2.1).

Приток р. Блява в черте г. Медногорска (ст. № 31), в 13 км от Медногорского медно-серного комбината), станция в зоне антропогенного влияния.

При проведении химического мониторинга донных отложений выявлено превышение ОДК и допустимых уровней по кадмию (3,3 раза) (табл. 4.2.1.1).

Плодовитость рачков при 7-суточном экспонировании в водной вытяжке грунтов составляла 9% от контроля, а также отмечено резкое снижение среднего числа пометов на 1 самку до 0,8 (контроль — 3,1) (рис. 4.2.1); при биотестировании цельного грунта гибель тест-объектов Chironomus riparius составила 83,4% (рис. 4.2.2), отмечено достоверное по сравнению с контролем снижение темпов их роста (табл. 4.2.2.1).

Река Блява выше очистных сооружений на окраине г. Медногорска

(ст. № 30). Станция исследования находилась в зоне антропогенного влияния, в 1,5 км от Медногорского медно-серного комбината.

Химический анализ грунтов выявил превышение ОДК и допустимых уровней по меди (35 раз) и кадмию (12 раз) (табл. 4.2.1.1).

Плодовитость Ceriodaphnia qffinis при 7-суточном экспонировании в водной вытяжке грунтов составляла 42,5% от контроля, отмечено резкое снижение среднего числа пометов на 1 самку до 1,8 (контроль — 3,1) (рис. 4.2.1), при биотестировании цельного грунта гибель Chironomus riparius составила 96,7% (рис. 4.2.2), отмечалось достоверное по сравнению с контролем снижение темпов их роста (табл. 4.2.2.1).

Участок р. Блява ниже очистных сооружений и до впадения в р. Кураганка, (ст. № 28). Станция исследования находилась в зоне антропогенного влияния, после очистных сооружений г. Медногорска и до впадения в р. Кураганка (в 5 км от Медногорского медно-серного комбината).

При проведении химического анализа донных отложений выявлено превышение ОДК и допустимых уровней по меди (24,7 раза) и кадмию (14 раз) (табл. 4.2.1.1).

Отмечено резкое снижение среднего числа пометов на 1 самку до 1,8 (контроль - 3,1) (рис. 4.2.1). При биотестировании грунтов смертность личинок достигала 56,7% (рис. 4.2.2), отмечалось достоверное по сравнению с контролем снижение темпов роста (табл. 4.2.2.1).

Выводы. В целом по реке Блява, при сравнении с рекомендованными уровнями для ДО по МОЕ, IEPA, IJC (C.G. Ingersoll, М.К. Nelson, 1990) обнаружено, что на 80% исследованных станций содержание меди выше допустимых уровней, по содержанию кадмия превышение допустимых уровней наблюдалось на 100% исследованных станций, по содержанию свинца превышение допустимых уровней наблюдалось на 40% исследованных станций. Значения концентраций Си в ДО по станциям исследования превышали ОДК для почв — на 80% исследованных станций, значения концентраций Cd в ДО по станциям исследования превышали ОДК для почв -на 80% исследованных станций. Ртуть в пробах ДО реки Блява не обнаружена. По результатам биотестирования дана токсикологическая характеристика донных отложений реки Блява (Кувандыкский район, Оренбургская область) Восточного региона, подверженных антропогенному влиянию различной природы. Зоны высокой токсичности как цельного грунта, так и водной вытяжки донных отложений расположены на локальных участках указанного водотока. Наибольшим токсическим эффектом обладали донные отложения участка реки Блява, расположенного выше очистных сооружений города Медногорска, где наблюдали при биотестировании водной вытяжки донных отложений снижение репродуктивных показателей до 2,4 раза, а гибель животных достигла 96,7% при битестировании цельного грунта.

Верховье р. Кураганка (ст. № 29) — фоновая станция, находилась вне зоны антропогенного влияния.

Химический анализ грунта не выявил превышения ОДК и допустимых уровней по меди, свинцу, цинку, а превышение по кадмию - в 1,6 раз (табл. 4.2.1.1).

При биотестировании грунтов гибель Chironomus riparius не превышала допустимый методикой 20% уровень (рис. 3.2.2), отмечено достоверное по сравнению с контролем снижение темпов роста тест-организмов (табл. 4.2.2.1).

Участок р. Кураганка ниже впадения притока - р. Блява и в 7 км от г. Медногорска (ст. № 26). Станция находилась в зоне антропогенного влияния.

При проведении химического анализа донных отложений выявлено превышение ОДК и допустимых уровней по меди (7,2 раза) и кадмию (3,3 раза) (табл. 4.2.1.1).

При биотестировании ВВДО за 48 часов экспонирования не наблюдалось отклонений, среднее число молоди Ceriodaphnia affinis составило 55% от контроля (различия с контролем достоверны при р 0,05), снижение среднего числа пометов на 1 самку до 2,2 (контроль - 3,1) (рис. 4.2.1). По сравнению с контролем отмечено достоверное снижение темпов роста тест-организмов {Chironomus riparius) при биотестировании цельного грунта (табл. 4.2.2.1).

Старица реки Кураганка (ст. № 27) в 300 метрах от ст. 26. Станция находилась в зоне антропогенного влияния.

При проведении химического анализа грунта обнаружено превышение ОДК по меди и допустимых уровней по меди (8 раз) и кадмию (1,3 раза) (табл. 4.2.1.1).

При биотестировании ВВДО за 48 часов экспонирования отклонений не наблюдалось. Определено при отсутствии гибели животных (рис. 4.2.2) при биотестировании грунтов снижение плодовитости Ceriodaphnia affinis (рис. 4.2.1) и достоверное по сравнению с контролем снижение темпов роста на 20% хирономид - Chironomus riparius (табл. 4.2.2.1).

На р. Кураганка ниже г. Медногорска в 2-х км от села Рысаево (ст. № 35). Станция находилась в зоне антропогенного влияния, после принятия притока - р. Блява, а также был предположен выход грунтовых вод (по температуре воды и видам растительности).

Химический анализ донных отложений выявил значительное превышение ОДК и допустимых уровней по меди (56,5 раза) и кадмию (29,5 раз) (табл. 4.2.1.1).

Вытяжка пробы грунта обладала наибольшим токсическим эффектом: зарегистрирована 80% гибель животных {Ceriodaphnia affinis) за 48 часов и 80% гибель последних за 7 суток и снижение плодовитости на 95% (табл. 4.2.2.1), резко снижено число пометов на 1 самку до 0,3 (контроль - 3,1) (рис. 4.2.1).

Река Кураганка в черте города Кувандык до впадения в реку Сакмара (ст. № 33). Текучий участок реки, макрофитами не зарастал. Грунт -песок, щебень, камни, скопление ила в затоне.

При проведении химического анализа грунта обнаружено превышение ОДК по кадмию и допустимых уровней по меди (2,7 раза), кадмию (в 5 раз) и свинцу (табл. 4.2.1.1).

Результаты тестирования ВВДО на С. ajjinis свидетельствовали, что на исследованной станции вытяжка не обладала токсическим эффектом, т.е. не вызывала гибели тест - объектов в течение 48 часов. Однако при 7-суточном экспонировании наблюдалось снижение репродуктивных показателей тест — организмов — среднее число пометов составило 80% от контроля (рис. 4.2.1). При тестировании цельного грунта (на 20 сутки) наблюдалась гибель 56,7% личинок хирономид (рис. 4.2.2), а также достоверное снижение роста животных по сравнению с контролем на 30%. Оценка результатов биотестирования ДО на исследуемой станции показала, что грунты вызывали отклонения от нормы по большинству регистрируемых тест — параметров (табл. 4.2.2.1).

Экологическая оценка качества грунтов (методом биотестирования) некоторых водотоков и водоемов Оренбургской области

Река Сакмара (Кувандыкский район) на территории рекреационной зоны (ст. № 32). Участок реки до впадения всех местных притоков. Широкая река, медленное течение, правый берег подвержен обрушению, грунты песчаные, слабо заиленный песок и камни (щебень, галька). С левого берега прибрежная зона слабо зарастала макрофитами. Встречались редкие куртины рдеста с плавающими листьями. Более интенсивное илонакопление у кромки берега и среди зарослей макрофитов. Антропогенная нагрузка характерная для территории рекреационной зоны.

При проведении химического анализа цельного грунта выявлено превышение допустимых уровней по кадмию (по системе стандартов, принятой в США) (табл. 4.2.1.1).

Результаты тестирования на Ceriodaphnia affims свидельствовали, что не наблюдались отклонения от контроля при 48 — часовом экспонировании ВВДО ст. № 32. Токсический эффект, выраженный в снижении репродуктивных показателей, был зарегистрирован на исследуемой станции: среднее число пометов составило 80% от контроля, снижено число пометов на 1 самку до 2,5 (контроль - 3,1) (рис. 4.2.1). Биотестирование на личинках хирономид Chironomus riparius позволило оценить одновременно водорастворимую фракцию и твердую фазу ДО, отмечено 100% гибель животных (рис. 4.2.2), что свидетельствовало о неблагополучных экологических условиях их выживания на тестируемых ДО (табл. 4.2.2.1).

Приток реки Сакмара (Кувандыкский район) - ручей Мулдакай (ст. № 25). Мелкий приток, течение медленное, под пологом крупных деревьев (ольха, береза, вяз). На открытых местах протекал среди осочников, таволги, рогоза узколистного, тростников. Вдоль течения по берегам отмечены: аграрный участок, покосы. Грунт скальный (щебень) с большим накоплением ила (черный, коричневый).

Химический анализ ДО не выявил превышения допустимых уровней по исследованным металлам (табл. 4.2.1.1).

При биотестировании ВВДО ст. № 25 отсутствовала гибель Ceriodaphnia affinis, выявлено снижение репродуктивных показателей тест - организмов, что составило 60% (достоверное отличие от контроля), снижено число пометов на 1 самку до 1,8 (контроль - 3,1) (рис. 4.2.1). При биотестировании цельного грунта отмечена гибель 80% тестируемых животных — хирономид Chironomus riparius (рис. 4.2.2) и достоверное снижение темпов роста последних на 20% от контроля (табл. 4.2.2.1). Все перечисленное свидетельствовало о неблагополучных условиях выживания тест — организмов на исследованных донных отложениях.

Река Сакмара после впадения реки Кураганка (ст. № 34). Широкая река с интенсивным течением. Правый берег - высокая гора, способствовал формированию донных отложений из крупных камней и россыпей скальной породы. Прибрежная зона слабо зарастала погруженными макрофитами (уруть, рдесты, на камнях нитчатки, на которых оседает ил). Скопление ила также между камнями, наносы аллювия между большими камнями. Рекреационная зона. Левый берег - пологий, заросший большими деревьями (тополь, вяз, ива).

При проведении химического анализа цельного грунта выявлено превышение допустимых уровней свинца (2,5 раза), кадмия (1,3 раза) (табл. 4.2.1.1).

Пробы ВВДО не вызывали отклонений от контрольных значений при 48 -часовом экспонировании. При семисуточном экспонировании в ВВДО фиксировалось снижение репродуктивных показателей тест - организмов: среднее число пометов составило около 80% от контрольных значений. Не наблюдалось гибели личинок хирономид за 20 суток экспонирования, а также не отмечалось снижения темпов роста животных (табл. 4.2.2.1). В целом можно охарактеризовать условия выживания тест — организмов на грунтах указанной станции как достаточно благополучные.

Река Сакмара (ст. № 41) у села Татарская Каргала. Река широкая, течение сильное. В 5-10 метрах от берега широкая полоса густых зарослей камыша. Грунт - галечник, песок, у кромки берега и среди зарослей скопление аллювия и грубого растительного детрита.

Химический анализ грунтов не выявил превышения допустимых уровней по исследованным металлам (табл. 4.2.1.1).

При экспонировании в водной вытяжке грунтов отмечено стимулирующее действие на плодовитость цериодафний (достоверное отличие от контроля). Обращали на себя внимание неоднозначные результаты, плученные при биотестировании донных отложений, отобранных на указанной станции. Установлено, что цельный грунт вызывал достоверное снижение роста личинок хирономид, а ВВДО наоборот оказывала стимулирующее действие на репродуктивные показатели Ceriodaphnia affinis (табл. 4.2.2.1), т.е. водорастворимый комплекс ЗВ не оказывал токсического действия.

Таким образом, в донных отложениях реки Сакмара исследованных биотопов (на территории г. Кувандыка и Кувандыкского района), было установлено присутствие веществ, способных оказывать токсическое воздействие на тест - объекты (гибель животных составила до 100%). Наличие таких веществ в грунтах свидетельствовало об источнике хронического загрязнения. По результатам биотестирования наиболее неблагополучными были ст. №№ 25, 32. В целом, при сравнении с рекомендованными уровнями для ДО по МОЕ, IEPA, ПС (C.G. Ingersoll, М.К. Nelson, 1990) обнаружено, что на 25% исследованных станций содержание свинца выше допустимых уровней, на 75%) исследованных станций содержание кадмия выше допустимых уровней по IJC (США). Ртуть в исследованных пробах ДО реки Сакмара не обнаружена. Значения концентраций металлов: Си, Cd, Zn, Pb в ДО по станциям исследования не превышали ОДК для почв.

Выводы. В целом, высокие уровни загрязнения кадмием и медью донных отложений малых рек Блява и Кураганка (Оренбургская область) характерны для зон антропогенного влияния. Отмечено превышение по международным стандартам кадмия (до 29,5 раз) и меди (до 56,5 раз) в грунтах реки Кураганка после впадения притока - реки Б ля вы.

По результатам биотестирования дана токсикологическая характеристика донных отложений рек Блява, Кураганка, Сакмара (Кувандыкский район, Оренбургская область) Восточного региона, подверженных антропогенному влиянию различной природы. Зоны высокой токсичности как цельного грунта, так и водной вытяжки донных отложений расположены на локальных участках указанных водотоков. Наибольшим токсическим эффектом обладали донные отложения участка реки Блява, расположенного выше очистных сооружений города Медногорска, где наблюдали при биотестировании водной вытяжки донных отложений снижение репродуктивных показателей до 2,4 раза, а гибель животных достигла 96,7% при битестировании цельного грунта.

Похожие диссертации на Экологическая оценка качества донных отложений водотоков и водоемов Оренбургской области

Оценка токсичности воды и донных отложений водоемов и почв территории Тюменской области с использованием инфузории Paramecium caudatumГордеева Фанна Викторовна

Оценка качества родниковых вод Ивановской области и их влияния на здоровье населенияБуймова Светлана Александровна

Зообентос рек Верхне-Амурского и Байкало-Енисейского бассейнов (Читинская область) и его использование для оценки качества водыНаделяева Светлана Михайловна

Экологическая оценка качества жизни : на примере Северо-Казахстанской областиШайкина, Динара Нурлановна

Экологическая оценка качества воды реки Миасс : в пределах Челябинской областиАртеменко, Борис Александрович

Экологическая оценка качества воды реки Ишим в пределах города Ишима Тюменской областиГубанова, Лариса Васильевна

Бактериальное сообщество донных отложений водохранилища Бугач и его роль в оценке качества средыБатанина Елена Владимировна

Экологическая структура зоопланктона временных водоемов Саратовской областиЕвдокимов Николай Анатольевич

Эколого-биологические особенности свободноживущих эвгленовых жгутиконосцев водоемов Челябинской областиСеребренникова Юлия Александровна

Особенности формирования корреляционных плеяд у пеляди в разнотипных водоемах Новосибирской областиЕгоров Евгений Васильевич