Содержание к диссертации
Введение
ГЛАВА 1. Обзор литературы 10
1.1. Гидрохимические показатели и их влияние на состояние водных экосистем 10
1.1.1. Водородный показатель (рН) 11
1.1.2. Жесткость, кислотно-нейтрализующая способность природных вод
1.1.3. Растворенный кислород 14
1.1.4. Окисляемость перманганатная и дихроматная 17
1.1.5. Соединения биогенных элементов 20
1.1.6. Синтетические поверхностно-активные вещества (СПАВ) 24
1.1.7. Тяжелые металлы в поверхностных водах и их влияние на гидробиоценоз 26
1.2. Влияние природно-аграрных систем на миграцию биогенных веществ 30
1.3. Антропогенное эвтрофирование водоемов 32
1.3.1. Оценка уровня трофности по азотуй фосфору 35
1.3.2. Интегральная оценка качества природных вод по гидрохимическим показателям 35
1.4. Гидробиологические показатели состояния водных экосистем
1.4.1. Оценка состояния экосистем водных объектов по гидробиологическим показателям 38
1.4.2. Гидробиологические показатели, основанные на определении видового состава зообентоса 40
1.4.2.1. Оценка качества природных вод по индексу Шеннона 42
1.4.2.2. Оценка качества природных вод по Вудивиссу 43
1.4.2.3. Оценка степени эвтрофикации водных объектов по зообентосу 45
1.4.2.4. Методы определения сапробности вод 46
1.4.2.5. Индикаторная система С.Г. Николаева 49
1.4.3. Гидробиологические показатели, основанные на определении видового состава макрофитов 50
1.4.3.1. Оценка степени загрязнения водоёма по видовому составу макрофитов 51
1.4.3.2. Биоиндикация загрязнения воды по ряскам 51
1.5. Методы оценки устойчивости водных экосистем к эвтрофированию 53
1.5.1. Устойчивость водных экосистем к эвтрофированию 53
1.5.2. Оценка устойчивости водных объектов к эвтрофированию по гидрохимическим показателям 53
1.6. Донные отложения водных экосистем 59
1.6.1. Общая характеристика донных отложений, как индикаторов антропогенной нагрузки на водоток 60
1.6.2. Тяжелые металлы в донных отложениях 61
1.6.3. Соединения биогенных элементов и органическое вещество в донных отложениях 63
ГЛАВА 2. Объекты и методы исследований 67
2.1. Общая характеристика состояния малых рек Владимирской области 67
2.2. Характеристика объекта исследований 70
2.3. Оценка состояния экосистем водных объектов 73
2.3.1. Гидрохимические показатели водных экосистем 73
2.3.2. Методы оценки состояния экосистем по гидробиологическим показателям
2.3.2.1. Модификация индекса сапробности Пантле-Букка для водоемов Европейской России 76
2.3.2.2. Определение класса качества вод методом Николаева С.Г 79
2.3.3. Оценка устойчивости водных экосистем по гидрохимическим показателям 82
2.3.4. Оценка уровня загрязнения донных отложений 84
2.3.5. Моделирование процессов миграции фосфат-ионов под влиянием анионных синтетических поверхностно активных веществ (АСПАВ) 85
ГЛАВА 3. Динамика гидрохимических показателей вод экосистемы р. Каменка 86
3.1. Общая характеристика уровня и характера загрязнения экосистемы р. Каменка 86
3.2. Динамика уровня загрязнения воды соединениями биогенных элементов 90
3.3 Динамика степени загрязнения воды органическими соединениями 91
3.4. Динамика кислородного режима водотока 94
3.5. Динамика класса качества, уровня загрязнения и трофности вод экосистемы р. Каменка по гидрохимическим показателям 95
ГЛАВА 4. Динамика гидробиологических показателей воды 99
4.1 Динамика класса качества и уровня загрязнения вод экосистемы р. Каменка 99
4.2. Динамика уровня сапробности вод экосистемы р. Каменка 100
4.3 Динамика уровня трофности вод экосистемы р. Каменка 101
ГЛАВА 5. Оценка уровня загрязнения донных отложений 104
5.1. Оценка уровня загрязнения донных отложений тяжелыми металлами 104
5.2. Оценка уровня загрязнения донных отложений органическими веществами 105
5.3. Оценка уровня загрязнения донных отложений фосфат-ионами 106
ГЛАВА 6. Оценка устойчивости экосистемы реки каменка к эвтрофированию 108
6.1. Оценка устойчивости к эвтрофированию по подвижности фосфат-ионов в системе «вода-донные отложения» 108
6.2. Изучение влияния анионных синтетических поверхностно-активных веществ на процесс эвтрофирования
Выводы 113
Список использованных источников
- Окисляемость перманганатная и дихроматная
- Характеристика объекта исследований
- Динамика кислородного режима водотока
- Динамика уровня сапробности вод экосистемы р. Каменка
Введение к работе
Актуальность темы. Водные объекты урбанизированных территорий имеют важное социально-экономическое значение, играют огромную роль в создании комфортных условий проживания населения и улучшении микроклимата городской среды. Однако в связи с непрерывным ростом городского населения они постоянно испытывают значительные техногенные нагрузки. В настоящее время малые водотоки урбанизированных территорий являются основными приемниками загрязняющих веществ, поступающих со сточными водами промышленных и сельскохозяйственных предприятий и коммунального хозяйства, а также с ливневыми и паводковыми стоками с городских территорий, промплощадок и сельхозугодий. Приоритетными компонентами этих стоков являются биогенные элементы, нефтепродукты, пестициды, синтетические поверхностно-активные вещества, органические соединения природного и антропогенного происхождения, тяжелые металлы.
Низкая устойчивость малых водных объектов к постоянным высоким антропогенным нагрузкам приводит к снижению способности гидробиоценозов к самовосстановлению. Вследствие этого, многие из них имеют высокий уровень химического и микробиологического загрязнения и не пригодны даже для хозяйственно-бытового и рекреационного использования.
Исходя из этого, комплексная оценка состояния и устойчивости к эвтрофикации экосистем малых водотоков урбанизированных территорий является необходимой и актуальной.
Цель работы - комплексная оценка экологического состояния экосистемы малой реки и ее устойчивости к эвтрофированию по гидрохимическим и гидробиологическим показателям на примере реки Каменка.
Основные задачи исследования:
-
Изучить пространственно-временную динамику загрязнения и трофности водотока по гидрохимическим показателям с использованием химических и физико-химических методов анализа.
-
Изучить динамику загрязнения (класс качества), трофности и сапробности экосистемы водотока с использованием различных методов биоиндикации.
-
Изучить уровень загрязнения донных отложений водотока соединениями фосфора и органическими веществами.
-
Оценить устойчивость водотока к эвтрофированию по подвижности фосфат-ионов в системе «вода - донные отложения».
-
Разработать шкалу устойчивости экосистем малых водотоков к эвтрофированию.
-
Изучить влияние анионных синтетических поверхностно-активных веществ (АСПАВ) - приоритетных компонентов моющих и чистящих средств на подвижность фосфат-ионов в системе «вода - донные отложения».
Научная новизна работы. В системе регионального экологического мониторинга поверхностных вод контроль за состоянием реки проводился лишь до 2006 года по одному створу - устье (д. Новоселка). Впервые проведено комплексное исследование экологического состояния и дана оценка устойчивости к эвтрофированию реки Каменка.
Впервые проведена оценка уровня трофности экосистемы водотока по гидрохимическим и гидробиологическим показателям. Установлено, что гидробиологические показатели являются более чувствительными параметрами, по сравнению с гидрохимическими показателями, при оценке уровня эвтрофикации водотока. Выявлено, что трофность экосистемы водотока за все исследуемые годы возрастает от истока к устью, что свидетельствует об увеличении поступления соединений биогенных элементов в водоток.
На основе анализа пространственно-временной динамики загрязнения экосистемы водотока соединениями фосфора предложена методика оценки устойчивости к эвтрофированию малых водотоков по подвижности фосфат- ионов в системе «вода - донные отложения» и их классификация по величине показателя устойчивости к фосфат-ионам.
Данные по пространственно-временной динамики степени загрязнения, качества, трофности и сапробности вод экосистемы р. Каменка свидетельствуют об относительной устойчивости к существующему уровню антропогенной нагрузки и слабой самоочищающей способности.
Защищаемые положения.
-
-
Комплексная оценка состояния и устойчивости к эвтрофикации экосистем малых водотоков урбанизированных территорий включает изучение пространственно-временной динамики основных гидрохимических и гидробиологических показателей, а также корреляционных зависимостей между основными гидрохимическими и гидробиологическими параметрами.
-
Уровень эвтрофикации малых водотоков урбанизированных территорий зависит, главным образом, от концентрации фосфат-ионов, поступающих с коммунальными и ливневыми стоками и определяется процессами равновесия между донными отложениями и жидкой фазой.
-
Устойчивость к эвтрофикации экосистем зависит от подвижности фосфат-ионов в системе «вода - донные отложения».
Практическая значимость работы. Результаты оценки
пространственно-временной динамики гидрохимических и гидробиологических показателей и устойчивости экосистем малых водотоков урбанизированных территорий к эвтрофикации могут быть использованы при проведении экологических экспертиз территорий водосборных бассейнов, степени их трансформации, оценке влияния различных антропогенных источников загрязнения на экосистемы малых водотоков.
Результаты диссертационной работы также могут быть использованы в учебном процессе при подготовке магистров по дисциплине «Экологический мониторинг».
Апробация работы. Материалы диссертационной работы были представлены на международных конференциях «Экология речных бассейнов», Владимир, 2009, 2011 гг., IV Всероссийской научно-практической конференции «Научные проблемы использования и охраны природных ресурсов России», Самара, 2012 г., IV Международной научно-практической конференции «Экология регионов», Владимир 2012 г.
Публикации. По теме диссертации опубликовано 11 работ, из них 5 статей в журналах, рекомендованных ВАК Минобрнауки РФ.
Структура и объем диссертации. Диссертационная работа изложена на
Окисляемость перманганатная и дихроматная
Жесткость воды представляет собой свойство природной воды, зависящее от наличия в ней главным образом растворенных солей кальция и магния. Суммарное содержание этих солей называют общей жесткостью. Общая жесткость подразделяется на карбонатную, обусловленную концентрацией гидрокарбонатов (и карбонатов при рН 8,3) кальция и магния, и некарбонатную - концентрацию в воде кальциевых и магниевых солей сильных кислот. Результаты определения жесткости обычно выражают в мг-экв/дм .
В естественных условиях ионы кальция, магния и других щелочноземельных металлов, обуславливающих жесткость, поступают в воду в результате взаимодействия растворенного диоксида углерода с карбонатными минералами и других процессов растворения и химического
выветривания горных пород. Источником этих ионов являются также микробиологические процессы, протекающие в почвах на площади водосбора, в донных отложениях, а также сточные воды различных предприятий (Шишкина, 1974; Цыцарин, 1988; Никанорова, 2001; Гусева и др., 2000; Петин, 2006).
Жесткость воды колеблется в широких пределах. Вода с жесткостью менее 4 мг-экв/дм считается мягкой, от 4 до 8 мг-экв/дм - средней жесткости, от 8 до 12 мг-экв/дм3 - жесткой и выше 12 мг-экв/дм3 - очень жесткой. Общая жесткость колеблется от единиц до десятков, иногда сотен мг-экв/дм , причем карбонатная жесткость составляет до 70-80% от общей жесткости.
Жесткость поверхностных вод подвержена заметным сезонным колебаниям, достигая обычно наибольшего значения в конце зимы и наименьшего в период половодья.
Кислотность природных и сточных вод определяется их способностью связывать гидроксид-ионы. Расход гидроксида отражает общую кислотность воды. Природная вода находится в равновесии с окружающим воздухом. Насыщение воды диоксидом углерода приводит к образованию слабой угольной кислоты с рН 5,6. Естественную часть кислотности создают также гуминовые и другие слабые органические кислоты и катионы слабых оснований (ионы аммония, железа, алюминия, органических оснований). В этих случаях рН воды не бывает ниже 4,5.
В загрязненных водоемах может содержаться большое количество сильных кислот или их солей за счет сброса промышленных сточных вод. В этих случаях рН может быть ниже 4,5. Часть общей кислотности, снижающей рН до величин 4,5, называется свободной.
Кислотность воды обусловлена содержанием в воде веществ, реагирующих с гидроксо-анионами. К таким соединениям относятся: выделение кислорода водной растительностью в процессе фотосинтеза; поступление в водоемы с дождевыми и снеговыми водами, которые обычно пересыщены кислородом.
Абсорбция кислорода из атмосферы происходит на поверхности водного объекта. Скорость этого процесса повышается с понижением температуры, с повышением давления и понижением минерализации. Аэрация - обогащение глубинных слоев воды кислородом - происходит в результате перемешивания водных масс, в том числе ветрового, вертикальной температурной циркуляции и т.д. (Гусева и др., 2000).
Фотосинтетическое выделение кислорода происходит при ассимиляции диоксида углерода водной растительностью (прикрепленными, плавающими растениями и фитопланктоном). Процесс фотосинтеза протекает тем сильнее, чем выше температура воды, интенсивность солнечного освещения и больше биогенных (питательных) веществ (Р, N и др.) в воде. Продуцирование кислорода происходит в поверхностном слое водоема, глубина которого зависит от прозрачности воды (для каждого водоема и сезона может быть различной, от нескольких сантиметров до нескольких десятков метров).
К группе процессов, уменьшающих содержание кислорода в воде, относятся реакции потребления его на окисление органических веществ: биологическое (дыхание организмов), биохимическое (дыхание бактерий, расход кислорода при разложении органических веществ) и химическое (окисление Fe2+, Mn2+, NOV, NH4+, СН4, H2S). Скорость потребления кислорода увеличивается с повышением температуры, количества бактерий и других водных организмов и веществ, подвергающихся химическому и биохимическому окислению. Кроме того, уменьшение содержания кислорода в воде может происходить вследствие выделения его в атмосферу из поверхностных слоев и только в том случае, если вода при данных температуре и давлении окажется пересыщенной кислородом.
Характеристика объекта исследований
Еще в 1908 г. была предложена шкала оценки степени загрязненности \ водоемов, основанная на учете присутствия в сообществах гидробионтов (включая макрозообентос) индикаторных видов, чьи требования к качеству среды более или менее известны (Kolkwitz, Marsson, 1908, 1909). При этом любая загрязненность отождествлялась с сапробностью (загрязненностью водоема органическими веществами). В дальнейшем шкала сапробности неоднократно модифицировалась: пополнялся и уточнялся перечень индикаторных видов, вводилась коррекция на обилие особей индикаторного вида, их различную индикаторную значимость, выделялись более подробные градации сапробности (Кпорр, 1954; Pantle, Buck, 1955; Zelinka, \ Marvan, 1961, 1966; Sladecek, 1973, Яковлев, 1984, 1988, 1998, 2000; Макрушин, 1974, Чертопруд, 2002) Это позволило к настоящему времени перейти к количественной оценке сапробности по индексу (Шуйский, Максимова, Петров, 2002, Безматерных, 2007 ).
Первоначально под сапробностью понималась способность организмов развиваться при большем или меньшем содержании в воде органических загрязнений. Затем экспериментально было доказано, что сапробность организма обусловливается как его потребностью в органическом питании, так и резистентностью по отношению к вредным продуктам распада и дефициту кислорода в загрязненных водах. Теперь установлено, что в ряду организмов олигосапробы — мезосапробы — полисапробы возрастает не только специфическая стойкость к органическим загрязнениям и к таким их последствиям, как дефицит кислорода, но и их эврибионтность, т. е. не специфическая способность существовать при резко различных условиях среды (Винберг, 1981). Это положение значительно расширяет возможности использования сапробиологического анализа не только в случае загрязнения вод бытовыми стоками, но и при их промышленном загрязнении.
В классической системе показательные организмы разделяются на три группы: организмы сильно загрязненных вод - полисапробионты, или полисапробы; организмы умеренно загрязненных вод — мезосапробионты, или мезосапробы (с двумя подгруппами а и р); организмы слабозагрязненных вод — олигосапробионты, или олигосапробы.
Полисапробные воды в химическом отношении характеризуются бедностью кислорода и большим содержанием углекислоты и высокомолекулярных легко разлагающихся органических веществ - белков, углеводов. В этих водах интенсивно протекают процессы редукции и распада с образованием сернистого железа в иле и сероводорода. Население полисапробных вод обладает малым видовым разнообразием, но отдельные виды могут достигать большой численности. Аэрофильные микроорганизмы полностью отсутствуют. Здесь особенно распространены бесцветные жгутиконосцы и бактерии. Число бактериальных колоний, вырастающих из 1 см3 полисапробной воды на обыкновенной питательной желатине, может превышать 1 млн.
а -мезосапробные воды характеризуются энергичным самоочищением. В нем принимают участие и окислительные процессы за счет кислорода, выделяемого хлорофиллоносным растениями. Среди последних встречаются некоторые сине-зеленые, диатомовые и зеленые водоросли. Большой численностью обладают грибы и бактерии, достигающей сотен тысяч в 1 см3. В этих водах могут обитать нетребовательные к кислороду виды рыб. Деревенские пруды, рвы и канавы на полях орошения обычно содержат а -мезосапробные воды.
В Р-мезосапробных водах процессы самоочищения протекают менее интенсивно, чем в а -мезосапробных. В них доминируют окислительные процессы, нередко наблюдается пересыщение кислородом, преобладают j такие продукты минерализации белка, как аммонийные соединения, нитриты и нитраты. В этих водах разнообразно представлены животные и растительные организмы, среди последних — диатомовые, зеленые и сине-зеленые. Число бактерий в 1 см воды не превышает обычно ста тысяч. Многие макрофиты находят здесь оптимальные условия для своего роста.
Из всего множества методов определения индексов сапробности наибольшее развитие в нашей стране получил - индекс сапробности Пантле-Букка в модификации Сладечека (Винберг, 1979, Абакумов, Свирская, 1981), один из наиболее популярных в гидробиологии и принятый на где h - обилие каждого вида по 9-балльной шкале, к - сапробность этого вида по 4-балльной шкале (приведена в специальных справочниках). В качестве индикаторных видов могут использоваться организмы как бентоса, так и планктона.
Данный метод имеет два крупных недостатка: требует сбора и обработки количественных проб (что весьма трудоемко) и определение животных до вида (что вообще не всегда возможно). Кроме того, известные для этого индекса списки видов-индикаторов составлены в Западной Европе и не включают многие виды Европейской России, поэтому целесообразно рассматривать новую модификацию индекса сапробности Пантле-Букка для рек и ручьев центра Европейской России (Чертопруд, 2002, 2007), і позволяющая существенно упростить анализ сапробности, одновременно повысив его чувствительность.
Динамика кислородного режима водотока
При экологической оценке гидроэкосистем одним из наиболее информативных объектов изучения являются донные отложения. Аккумулируя загрязнения, которые поступают в водоём на протяжении продолжительного периода, донные отложения являются индикатором экологического состояния водосбора, своеобразным интегральным показателем уровня загрязненности водных ресурсов.
Значение донных отложений для водных экосистем многофакторно (Скурлатов, 1994). Они играют важную роль в формировании гидрохимического режима водных масс и функционировании экосистем водоемов и водотоков. Аккумулируя тяжелые металлы, некоторые минеральные и органические вещества, донные отложения способствуют самоочищению водной среды. Эта функция донных отложений зависит от гидрохимического режима на границе раздела фаз и тесно связана с такими их параметрами, как степень дисперсности, содержание органического вещества, оксидов железа и марганца, микробиальной составляющей.
Многочисленные исследования (Коновалов, Манихин, Гаранжа, 1987; Набиванец, 1990; Денисова, 1979; Нахшина, 1983, 1985, 1987; Белоконь, 1989, 1990, 1993; Линник, 1982, 1986, 1987, 1993, 2005, 2007; Жукова, 1990; Мартынова, 1985, 1986, 1988, 1990, 1993, 2000, 2001; Манихин, Никаноров, 2001; Папина, 2001 и др.) указывают на то, что ведущую роль в загрязнении водных систем играют именно донные отложения (техногенные илы), формирующиеся в результате седиментации взвешенного в воде материала и его взаимодействия с водной фазой. Донные отложения, являясь конечным звеном ландшафтно-геохимических сопряжений, интегрируют геохимические особенности водосборной площади. Это позволяет по их химическому составу выделить техногенные потоки и оценить степень техногенной нагрузки на водоток. Их изучение важно само по себе, так как, являясь по выражению В. И. Вернадского «подводной почвой», донные отложения определяют многие особенности экологии водных систем. Имеющийся литературный материал свидетельствует в ряде случаев о сублетальной токсичности загрязненных металлами донных отложений для водных организмов. Результаты натурных и экспериментальных наблюдений указывают на возможность перехода загрязняющих веществ из донных отложений в водную фазу. При этом, в случае интенсивного загрязнения, время их отрицательного воздействия может быть очень велико даже при прекращении сброса сточных вод. Вывод химического элемента из водной фазы свидетельствует лишь о временном «самоочищении» водной массы, но не водного объекта (как экологической системы) (Сает, Ревич, Янин и др., 1990). Таким образом, донные отложения поверхностных водотоков могут f использоваться как индикатор, для выявления состава, интенсивности и масштаба техногенного загрязнения водных экосистем.
Тяжелые металлы в донных отложениях Тяжелые металлы (ТМ) входят в число наиболее опасных 1 загрязняющих веществ донных отложений. Благодаря процессам адсорбции » на взвешенных частицах и последующей их седиментации ТМ обладают ак тивной способностью накапливаться в донных отложениях (Коновалов, \ Манихин, Гаранжа, 1987; Набиванец, 1990; Денисова, 1979; Нахшина, 1983, 1985, 1987; Белоконь, 1989, 1990, 1993; Линник, 1982, 1986, 1987, 1993, 2005, 2007; Папина, 2001 и др.). Для ТМ донные отложения являются местом сосредоточения большей части их запасов, наиболее емким их «вместилищем». При изучении загрязнения донных отложений ТМ, особенно направленности и интенсивности процесса обмена этими компонентами в системе «вода - донные отложения», основной упор » делается на исследования подвижных форм металлов в донных отложениях, поскольку валовое содержание трудно учесть при оценке процессов обмена.
Существуют различные схемы выделения подвижных форм. Однако до сих пор нет единого мнения о том, что следует понимать под подвижными формами, поскольку критерии их оценки неоднозначны.
В настоящее время достаточно хорошо изучены процессы, приводящие к поступлению ТМ из водной толщи в донные отложения, и гораздо меньше - их дальнейшая судьба. Происходит ли в донных отложениях полное захоронение ТМ в виде практически недоступных организмам форм или существует возможность их превращения- в доступные и потенциально доступные формы и возвращения в водную толщу, остается не ясным (Манихин, Никаноров, 2001).
В настоящее время достаточно хорошо изучены факторы, приводящие к поступлению ТМ из водной толщи в донные отложения, поэтому важно установить источники и пути поступления ТМ в водный объект. Основным источником поступления ТМ в донные отложения являются взвешенные вещества, на которых сорбируются ТМ, попавшие в водный объект через различные источники. Водоток или водоем можно рассматривать как коллектор ТМ, выпадающих из атмосферы, поступающих с водосбора вместе с поверхностным, почвенным и грунтовым стоком. Причем последний, фильтрующийся через дно и берега водного объекта, является в ряде случаев значительным, но пока, к сожалению, недостаточно учитываемым фактором. Другими источниками поступления ТМ в водный объект являются эрозионный смыв почв, возвратные оросительные воды, а также сточные воды промышленных, коммунальных и сельскохозяйственных предприятий.
Из перечисленных путей полностью антропогенным является лишь последний. По остальным в водный объект могут поступать вещества как антропогенного, так и природного характера. В переносе тех и других участвуют одни и те же процессы, поэтому определить непосредственно вклад каждого из них двух основных источников в соответствующие потоки ТМ весьма затруднительно.
Динамика уровня сапробности вод экосистемы р. Каменка
Таким образом, систематическая погрешность в результатах определения отсутствует. Из рисунка 6.1 видно, что вначале, по мере увеличения концентрации ДДС происходит резкий рост содержания фосфат-ионов в водной фазе, далее происходит резкое и затем плавное снижение концентрации фосфатов до первоначального уровня и ниже. Таким образом, при низких концентрациях (до 0,1 мг/дм ) ДДС происходит миграция фосфатов из донных отложений в водную фазу, при дальнейшем росте концентрации ДДС (от 0,1 до 1 мг/дм ) в системе начинают преобладать процессы седиментации, при концентрациях 1-4 мг/дм происходит стабилизация системы (устанавливается подвижное равновесие).
Следовательно, при обычных уровнях загрязнения экосистем водотоков АСПАВ, происходит вынос фосфат-ионов из донных отложений и усиление процессов эвтрофикации экосистемы.
Установлено, что приоритетными загрязнителями водотока являются биогенные элементы и органические вещества природного и антропогенного происхождения. По гидрохимическим показателям воды реки Каменка в большинстве исследованных створов соответствуют умеренно \ загрязненным, а в устьевом створе - грязным. Наиболее чувствительным из » гидрохимических показателей качества и уровня загрязнения вод является і фосфор минеральный; по нему воды р. Каменка соответствуют 5 классу качества - грязные. Трофность вод экосистемы реки по гидрохимическим показателям уменьшается с 2009 по 2011 гг. И в 2011 г. большинство створов водотока водоток переходит от эвтрофной стадии к а- мезотрофной.
Изучена динамика гидробиологических показателей водотока. Установлено, что метод Николаева для экосистемы р. Каменка оказался , более чувствительным, при оценке уровня загрязнения и сапробности, чем , метод Чертопруда. Створы 1-3 соответствуют а-мезосапробным, загрязненным водам, створы 4-10 - Р-мезосапробным, умеренно загрязненным, а устьевые створы (11-12) - полисапробным, грязным водам. По методу Чертопруда воды в целом относятся к р-мезосапробным, умеренно-загрязненным. Воды р. Каменка в створах 1-3 относятся к эвтрофным, в створах 4-10 к мезотрофным и в створах 11-12 - политрофным. А в целом с 2008 года класс качества вод и трофность снижаются, что свидетельствует о некотором улучшении экологической ситуации в , экосистеме водотока. Гидробиологические показатели хорошо согласуется с х данными, полученными по гидрохимическим показателям.
Изучен уровень загрязнения донных отложений фосфат-ионами, тяжелыми металлами и органическими веществами. Среднее содержание органических веществ в донных отложениях составляет 2,44%. Выявлен достаточно высокий уровень загрязнения донных отложений фосфат-ионами. Минимальная концентрация фосфат-ионов составляет 350 мг/кг, из максимальная - 2250 мг/кг. Установлено, что приоритетными загрязнителями донных отложений являются Си, Zn, Pb и Ni.
Предложен метод оценки устойчивости экосистем малых водотоков к эвтрофикации, заключающийся в фотометрическом определении содержания фосфат-ионов в донных отложениях и воде и расчете величины показателя устойчивости. Установлено, что экосистема р. Каменка характеризуется умеренной и слабой устойчивостью к эвтрофированию, а поскольку уровень загрязнения донных отложений фосфат-ионами достаточно высок, в водотоке может наблюдаться процесс вторичного загрязнения, что может привести к нарушению сложившегося неустойчивого равновесия и к деградации экосистемы водотока.
Предложена классификация водотоков по устойчивости к эвтрофированию по величине показателя устойчивости (ПУ). Средние оценки класса качества вод р. Каменка, определенные по гидрохимическим, гидробиологическим показателям и показателю устойчивости, свидетельствуют о том, что предложенный нами показатель устойчивости является достоверной характеристикой.
С использованием лабораторного моделирования изучено влияние анионных синтетических поверхностно-активных веществ (АСПАВ), на примере додецилсульфата натрия, на равновесие в системе «вода — донные отложения». Установлено, что при низких концентрациях (до 0,1 мг/дм3) ДДС происходит миграция фосфатов из донных отложений в водную фазу, при дальнейшем росте концентрации ДДС (от 0,1 до 1 мг/дм ) в системе начинают преобладать процессы седиментации, при концентрациях 1-4 мг/дм3 происходит стабилизация системы (устанавливается подвижное равновесие). Следовательно, при обычных уровнях загрязнения водотоков АСПАВ, происходит вынос фосфат-ионов из донных отложений и усиление процессов эвтрофикации экосистемы.
Похожие диссертации на Комплексная оценка состояния и устойчивости к эвтрофикации экосистем малых водотоков урбанизированных территорий
-
