Содержание к диссертации
Введение
Глава 1. ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ 9
1.1. Оценка экологического состояния водных экосистем 9
1.2. Биоиндикация загрязнения водных экосистем стойкими органическими веществами природного и антропогенного характера 14
1.3. Механизмы деструкции и трансформации стойких органических веществ различного генезиса 21
Глава 2. ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ 36
2.1. Общая характеристика р. Амур 36
2.2. Отбор проб воды, донных отложений и льда 39
2.3. Методы микробиологических исследований 41
Глава 3. МИКРОБИОЛОГИЧЕСКИЕ ОСОБЕННОСТИ ФОРМИРОВАНИЯ КАЧЕСТВА ВОДЫ Р. АМУР В УСТЬЕВЫХ ЗОНАХ КРУПНЫХ ПРИТОКОВ 46
3.1. Влияние крупных притоков на загрязнение р. Амур 47
3.2. Загрязнение р. Амур полициклическими ароматическими углеводородами 54
3.3.Микробиологические факторы формирования качества воды в Зейском и Бурейском водохранилищах 58
Глава 4. МИКРОБИОЛОГИЧЕСЇСАЯ ОЦЕНКА КАЧЕСТВА ВОДЫ В РЕКАХ АМУР И СУНГАРИ ПОСЛЕ ТЕХНОГЕННОЙ АВАРИИ В КИТАЕВ2005Ґ 75
4.1. Особенности загрязнения воды нитробензолом и другими токсичными веществами 77
4.2. Структура и активность микробных комплексов р. Амур накануне поступления нитробензольного загрязнения (ноябрь — декабрь 2005 г.) 81
4.3. Микробиологическая оценка рек Сунгари и Амур после техногенной аварии (март-июль 2006 г.) 88
4.3.1. Исследование численности бактериопланктона различных эколого-трофических групп 88
4.3.2. Исследование активности бактериопланктона на различных источниках углерода 101
Глава 5. КРИОМИКРОБОЦЕНОЗЫ РЕК АМУР И СУНГАРИ ПОСЛЕ ТЕХНОГЕННОЙ АВАРИИ В КИТАЕ 109
5.1. Численность и активность криомикробоценозов в р. Амур 112
5.2. Послойное исследование численности и активности криомикробоценозов р. Сунгари 115
5.3. Продукты микробиологической деструкции вмерзшего нитробензольного загрязнения 126
Глава 6. БИОИНДИКАЦИЯ ЗАГРЯЗНЕНИЯ ДОННЫХ ОТЛОЖЕНИЙ Р. АМУР ОРГАНИЧЕСКИМИ ВЕЩЕСТВАМИ 131
6.1. Загрязнение донных отложений р. Амур в зоне влияния крупных притоков (лето 2005 г.) 132
6.2. Исследование активности бентосных сообществ после техногенной аварии в Китае (июль 2006 г.) 137
ЗАКЛЮЧЕНИЕ 143
ВЫВОДЫ 146
СПИСОК ИСПОЛЬЗОВАННОЙ ЛИТЕРАТУРЫ 148
- Биоиндикация загрязнения водных экосистем стойкими органическими веществами природного и антропогенного характера
- Отбор проб воды, донных отложений и льда
- Загрязнение р. Амур полициклическими ароматическими углеводородами
Введение к работе
Актуальность темы. Одной из важнейших причин современных экологических проблем является все возрастающее химическое загрязнение окружающей природной среды. В ряду приоритетных загрязнителей находятся ароматические углеводороды, являющиеся широко распространенными поллютантами. Некоторые моно- и низкомолекулярные полициклические ароматические углеводороды (ПАУ) обладают высокой токсичностью, а большая часть высокомолекулярных ПАУ обладают канцерогенными, тератогенными и генотоксичными свойствами. ПАУ – гидрофобные вещества, вследствие чего устойчивы к биодеградации. В загрязненных водных экосистемах ПАУ входят в пищевые цепи через биоаккумуляцию и вызывают функциональные расстройства у гидробионтов различного уровня организации (Майстренко и др., 1996; Golding et al., 2007). В связи с серьезной опасностью для природной среды и здоровья человека ПАУ стали в последнее время объектом всесторонних исследований.
В настоящее время системы экологического мониторинга качества поверхностных вод в США и странах ЕС претерпели существенные изменения в связи с переходом от химического контроля состояния водных объектов к биологическим методам, основанным на биоиндикации, биотестировании и биомониторинге. Хотя объединение химических и биологических методов индикации загрязнения не приводит к удешевлению мониторинга, однако улучшает понимание причин ухудшения качества водной среды. Методы биоиндикации позволяют диагностировать ранние нарушения в наиболее чувствительных компонентах биотических сообществ и оценивать их значимость для всей экосистемы в ближайшем и отдаленном будущем (Абакумов, Сущеня, 1991; Левич и др., 2004; Шитиков и др., 2003; Tilghman, 2009). Биомониторинг позволяет понять механизмы трансформации поллютантов, определить их метаболиты и влияние их на живые организмы (Integrated chemical…, 2008).
Многие моно- и полициклические ароматические углеводороды находятся в водной среде в виде микропримесей, которые можно определить только современными хроматографическими методами. В связи с высокими скоростями размножения микроорганизмы являются наиболее чувствительными биоиндикаторами изменения состояния водной среды как природного, так и антропогенного характера. Бактерии являются ключевым звеном в биогеохимических процессах водных экосистем, им принадлежит главная роль в самоочищении природных вод (Кондратьева, 2005).
В связи с постоянным возрастанием загрязнения моно- и полиароматическими углеводородами биоиндикация загрязнения различных компонентов водных экосистем (вода, донные отложения, лед) в настоящее время становится чрезвычайно актуальной. Химические методы определения концентраций не дают полную картину процессов, происходящих при загрязнении водных экосистем ПАУ. К тому же многие моно- и полициклические ароматические углеводороды могут содержаться в концентрациях, которые не определяются современными инструментальными методами.
Цель исследования: оценить методом микробиологической индикации характер загрязнения р. Амур природными и антропогенными ароматическими углеводородами.
Задачи исследования:
-
Определить уровень загрязнения различных компонентов экосистемы р. Амур азотсодержащими и ароматическими органическими веществами с использованием индикаторных групп гетеротрофных бактерий.
-
Определить роль природных и антропогенных факторов, влияющих на поступление стойких ароматических углеводородов со стоком рек Бурея и Сунгари.
-
Показать индикационную роль микробоценозов р. Амур в оценке трансграничного поступления техногенных ароматических углеводородов различного строения.
-
Сравнить активность микробных комплексов различных компонентов экосистемы р. Амур (вода, донные отложения, лед) по отношению к моно- и полициклическим ароматическим углеводородам.
-
Выявить различия в структуре и активности криомикробоценозов на различных участках рек Амур и Сунгари.
Защищаемые положения:
-
Сезонные изменения численности и активности планктонных микробных сообществ позволяют выявить особенности формирования качества воды и оценить степень загрязнения р. Амур моно– и полициклическими ароматическими углеводородами.
-
Активность бентосных микробных сообществ отражает характер хронического загрязнения р. Амур углеводородами различного происхождения, которые аккумулируются в донных отложениях. В результате трансформации и деструкции стойких ароматических углеводородов в донных отложениях существует риск вторичного загрязнения растворимыми токсичными веществами.
-
Криомикробоценозы являются индикаторами качественного состава поступающих загрязняющих веществ в течение всего периода ледостава. Несмотря на экстремальные условия, во льдах происходят активные биогеохимические процессы трансформации и деструкции различных органических веществ.
Научная новизна. На примере водных экосистем бассейна р. Амур научно обоснована и экспериментально подтверждена возможность микробиологической индикации их загрязнения полициклическими ароматическими углеводородами.
Впервые проведены сезонные микробиологические исследования различных компонентов экосистемы р. Амур (вода, донные отложения, лед) и выявлены локальные места загрязнения моно- и полициклическими ароматическими углеводородами.
Впервые для мониторинга загрязнения рек ароматическими углеводородами в период ледостава предлагаются микробиологический метод послойного исследования льда.
Практическая значимость. Разработан способ микробиологической индикации, позволяющий оценить загрязнение воды и донных отложений полициклическими ароматическими углеводородами, который может быть использован при мониторинге водных экосистем.
Впервые представлены микробиологические характеристики загрязнения р. Сунгари в зимний период и после ледохода. Показано, что во время ледохода в водную среду могут поступать токсиканты, значительно ухудшающие качество воды р. Амур и создающие проблемы при водоподготовке для населения Хабаровского края. Дана рекомендация по использованию льдов для ретроспективного единовременного анализа динамики качества воды в период ледостава.
Результаты микробиологических исследований рек Амур и Сунгари были включены в отчеты двух проектов, выполненных по заданию МПР Хабаровского края: «Оценка последствий техногенной аварии в г. Цзилинь (КНР) на загрязнение воды и донных отложений в нижнем течении р. Амур» (2006 г.) и «Оценка состояния гидробионтов реки Амур после техногенной аварии в бассейне реки Сунгари» (2006 г.).
Личный вклад автора. Диссертационная работа является результатом исследований автора, выполненных согласно планам НИР Института водных и экологических проблем ДВО РАН и в рамках комплексных проектов. Фактические микробиологические данные получены автором при его непосредственном участии в экспедиционных и лабораторных работах, включая отбор проб, подготовку специальных сред, проведение модельных экспериментов, анализ и обобщение полученных результатов.
Апробация работы и публикации. Основные положения диссертационной работы докладывались и получили положительную оценку на региональных конференциях студентов, аспирантов, молодых учёных «Проблемы экологии и рационального природопользования Дальнего Востока и стран АТР и пути их решения» (Владивосток, 2005, 2007); международной конференции "Биоиндикация в мониторинге пресноводных экосистем" (Санкт-Петербург, 2006); второй Сахалинской молодёжной научной школе (Южно-Сахалинск, 2007); межрегиональной конференции «Регионы нового освоения: экологические проблемы и пути их решения» (Хабаровск, 2008); Хабаровском краевом конкурсе молодых ученых (Хабаровск, 2006, 2007, 2008).
По материалам диссертации опубликовано 20 работ, в том числе 2 в журналах, рекомендованных перечнем ВАК.
Структура и объём работы. Диссертация состоит из введения, обзора литературы (1 глава), объектов и методов исследования (2 глава), результатов исследования и их обсуждения (главы 3, 4, 5 и 6), заключения, выводов и списка литературы. Работа изложена на 182 страницах машинописного текста, включая 14 таблиц и 41 рисунок. Список литературы содержит 274 источника, из которых на 112 иностранных языках.
Автор выражает глубокую благодарность своему руководителю д.б.н., профессору Л. М. Кондратьевой за всестороннюю помощь, ценные советы и рекомендации. Особая благодарность д.г.-м.н В. В. Кулакову за проявленный интерес к работе, конструктивные замечания и предложения.
Биоиндикация загрязнения водных экосистем стойкими органическими веществами природного и антропогенного характера
Как сказано выше наиболее полную информацию о качестве водных экосистем и характере загрязнения дают методы биоиндикации. Особую роль эти методы играют в оценке загрязнения стойкими органическими веществами различного генезиса. К стойким органическим веществам относятся природные и антропогенные вещества (Кондратьева, 20056). К природным стойким ОВ относятся растительные лигнинсодержащие субстраты, почвенные гуминовы вещества, продукты жизнедеятельности гидробионтов. К антропогенным стойким ОВ относятся хлорорганичские пестициды, полициклические ароматические углеводороды, полихлорированные бифенилы, диоксины и дибензофураны, полихлорированные фенолы.
Одними из самых широко распространенных органических загрязнителей являются полициклические ароматические углеводороды. Они представляют класс опасных ОВ, которые состоят из двух и более ароматических колец. В окружающую среду ПАУ поступают из разнообразных источников: с осадками, с промышленными и бытовыми сточными водами, случайным поступлением во время транспортировки, во время использования нефтепродуктов, из природных источников, таких как просачивание нефти и поверхностный сток с территорий лесных пожаров. ПАУ содержатся в нефти, угле, каменноугольной смоле и является побочным продуктом неполного сгорания углеродсодержащего топлива (Marinov et al., 1996; Jacob, 2008). Например, при сгорании смеси метана и этана образуются бензол, метилированные формы бензола, нафталин и фенантрен (Marinov et al., 1996). Также ПАУ могут образовываться в результате разложения биогенного материала или в процессах синтеза в организмах и биокосных системах (Габов и др., 2008). ПАУ опасны тератогенными, мутагенными и канцерогенными эффектами даже в следовых количествах (Flesher et al., 2002; Jacob, 2008; Meehan, Bond, 1984; Polycyclic aromatic..., 1983). ПАУ входят в списки приоритетных загрязнителей Водной Рамочной Директивы, Всемирной организации здравоохранения, Стокгольмской и Орхусской конвенций, USEPA (US Environmental Protection Agency). В настоящее время загрязнение моно- и полициклическими ароматическими углеводородами встречается во всех компонентах биосферы: в воздухе (Джувеликян, 2006; Kalabokas et al., 2001), почве (Агапкина и др., 2007; Габов и др., 2008; Марченко, Кожевин, 2008; Yuan et al., 2002), в воде и донных отложения рек и морей (Белых и др., 1997; Жилин, Киреева, 2004; Кондратьева и др., 20076; Немировская и др., 2006; Скрыпник, 2008; Opuene, 2009; Shixiang Gao et al., 2007; Zhang et al., 2004) и даже в снежно-ледяном покрове Антарктики (Немировская, 2006).
В качестве биоиндикаторов загрязнения водной среды могут быть использованы бактерии (Бузолева и др., 2006; Димитриева и др., 2001; Киреева, 2007; Кондратьева и др., 2004; Кондратьева, Фишер, 2006а), простейшие (Яковлев, 2000), водоросли (Киреева и др., 2007; Чермных и др., 2007), беспозвоночные (Безматерных, 2007; Вшивкова и др., 2005; Зинченко, 2005; Клишко и др., 2005), макрофиты (Сачкова и др., 2005) и рыба (Кондратьева и др., 20036; Кудельский, 2006; Моисеенко, 2005).
Методами биоиндикации и биотестирования определяется присутствие в окружающей среде того или иного загрязнителя по наличию или состоянию определенных организмов, наиболее чувствительных к изменению экологической обстановки, то есть обнаружение и определение биологически значимых антропогенных нагрузок на основе реакции на них живых организмов и их сообществ. Методом биоиндикации с использованием подходящих индикаторных организмов в определенных условиях может осуществляться качественная и количественная оценка эффекта антропогенного и естественного влияния на окружающую среду.
Для оценки качества водных экосистем используют различные показатели и индексы. Это может быть видовое разнообразие или число видов определенных таксонометрических групп, структурные показатели сообществ (таксонометрическая и возрастная структура), функциональные показатели (например, выделение групп по типу питания) и биотические индексы (Семенченко, 2004). Одним из часто используемых показателей в системе мониторинга является соотношение численностей или числа видов различных систематических групп. Эти соотношения, как правило, построены на отношении численности высоко чувствительных видов к численности толерантных видов. Биотические индексы, используемые для оценки качества водных экосистем, имеют бальную градацию (Семенченко, 2004).
Наиболее чувствительными биондикаторами изменения состояния водной среды как природного (например, во время паводков), так и антропогенного характера (например, загрязнение бытовыми и промышленными сточными водами) являются микроорганизмы, так как им принадлежит самая главная роль в самоочищении природных вод (Кондратьева и др., 2000; Кондратьева, 2005; Rand, 1995). Ответные реакции микроорганизмов на загрязнение водной среды могут быть разными. Это может быть гибель или резкое снижение численности отдельных групп микроорганизмов, в связи с ингибированием определенных ферментных систем, необходимых для нормального метаболизма. Также может произойти смена доминирующих групп микроорганизмов или увеличение численности и активности определенных групп в связи с адаптацией к отдельным поллютантам (Chapman, 1996).
Самоочищение водных экосистем проходит сложным, многофакторным путем, состоящим из одновременно протекающих физических, химических и биологических процессов. Крайне важным звеном в самоочищении гидросферы от широкого спектра поллютантов, в том числе от моно- и полициклических ароматических углеводородов являются микроорганизмы, способные разрушать различные поллютанты и вводить их в естественный круговорот веществ (Кондратьева, 2005). Поэтому изучение структурных показателей бактериопланктона является неотъемлемой частью характеристики качества воды и позволяет понять закономерности формирования и особенности функционирования водоемов. Определение численности бактерий позволяет судить о концентрации ОВ, продуктивности водоемов и степени минерализации органики (Киреева, 2007).
Микробиологическая индикация позволяет оценить степень и характер изменения качества водной среды, а также выявить связь её изменений с функционированием водных экосистем в целом. Микробиологические характеристики позволяют оценить продуктивность и самоочищение водных экосистем (Воронова, 1991). Микробиологические показатели адекватно отражают химико-экологическую ситуацию и наиболее выразительно подчеркивают особенности геохимических условий конкретного биотопа (Бузолева и др., 2006; Марченко, Кожевин, 2008).
Количественные характеристики микроорганизмов не дают полную информацию о потенциальной активности микробных комплексов по отношению к различным субстратам. Активность микробных комплексов зависит от характера органических веществ и поэтому для оценки экологической ситуации наряду с традиционными количественными и качественными характеристиками бактериопланктона используются показатели активности микроорганизмов по отношению к различным органическим веществам.
В ответ на загрязнение различными ароматическими веществами в ферментной системе микроорганизмов формируются различные ферменты, способные разрушать ароматическое кольцо. В случае загрязнения вод каким-либо поллютантом, в гетеротрофных микробных сообществах этих акваторий начинают занимать микроорганизмы, которые используют данные вещества (например, фенолы, углеводороды) в качестве единственного источника углерода (Бузолева и др., 2006) или образуется резистентность к ним (Шорникова, 2007). На основе этих свойств микроорганизмов, возможно определить характер и степень загрязнения водных экосистем.
Отбор проб воды, донных отложений и льда
В качестве объектов исследования в данной работе были использованы микробные комплексы различных компонентов экосистемы р. Амур (вода, донные отложения и лед). Пробы воды, донных отложений и льда отбирали в основном русле р. Амур, его левобережном притоке р. Бурея и правобережном притоке р. Сунгари (КНР) (рис. 11). Микробиологические исследования проводили в период 2005-2009 гг.
На Среднем Амуре пробы воды отбирали в 2005-2007. Пробы воды р. Амур в июле-августе 2005 г. были отобраны во время комплексной экспедиции, организованной Центром ООН-ХАБИТАТ программы "Север-Север" в г. Хабаровске (Кондратьева и др., 2006). В летний период 2006 г. пробы воды р. Амур отбирали во время экспедиционных исследований, проведенных по заданию МПР Хабаровского края. В сентябре 2007 г. пробы воды р. Амур отбирали во время экспедиционных исследований, проведенных по теме НИР «Комплексные экспедиционные исследования в бассейне р. Амур».
Пробы воды р. Сунгари были отобраны в марте и мае 2006 г. во время российско-китайского мониторинга последствий техногенной аварии в г. Цзилинь. Доставка проб р. Амур была организована сотрудниками МЧС, Правительства Хабаровского края и Хабаровского ЦГМС-РСМЦ центра по мониторингу загрязнения окружающей среды. Пробы воды отбирались батометром и разливались в чистую стеклянную посуду (Бердников и др., 2006).
Пробы воды Бурейского водохранилища отбирались в летние периоды 2005-2007 гг. во время экспедиционных исследований (Гидроэкологический мониторинг..., 2007).
Отбор проб воды и её микробиологические исследования проводили общепринятыми в водной микробиологии методами (Борисов и др., 1984; Кузнецов, Дубинина, 1989; Лабинская, 1978; Методы..., 1983; Романенко, Кузнецов, 1974; Руководство..., 1995). Пробы воды разливали в стерилизованные спиртом бутылки. Микробиологический посев производился в стерильных условиях не позднее чем через 6 часов после отбора проб, в течение которых пробы хранились при низких температурах. Экспериментальные исследования потенциальной активности микробных комплексов (МК) проводились в лаборатории в течение 7 суток.
Донные отложения были отобраны на участке Среднего Амура в августе 2005 г. и июле 2006 г. Пробы ДО отбирали штанговым дночерпателем (Кондратьева и др., 2006). На мелководьях послойный отбор донных отложений проводили с помощью специального бура.
Лед р. Амур был отобран в феврале 2006 г., а р. Сунгари - в марте 2006 г. Сравнительный анализ активности микробных комплексов во льдах р. Сунгари проводили послойно (в среднем по 20 см), а р. Амур только в контактной зоне вода-лед (нижний 8-10 см слой). Керны льда выпиливались кольцевым буром из ледяного массива, доставлялись в институт, разделялись слоями в 20 см и растапливались в стерильных стаканах при комнатной температуре. Микробиологический посев и экспериментальные исследования проводились сразу после расплавления льда. В качестве объектов исследования в данной работе были использованы микробные комплексы различных компонентов экосистемы р. Амур (вода, донные отложения и лед). Пробы воды, донных отложений и льда отбирали в основном русле р. Амур, его левобережном притоке р. Бурея и правобережном притоке р. Сунгари (КНР) (рис. 11). Микробиологические исследования проводили в период 2005-2009 гг.
На Среднем Амуре пробы воды отбирали в 2005-2007. Пробы воды р. Амур в июле-августе 2005 г. были отобраны во время комплексной экспедиции, организованной Центром ООН-ХАБИТАТ программы "Север-Север" в г. Хабаровске (Кондратьева и др., 2006). В летний период 2006 г. пробы воды р. Амур отбирали во время экспедиционных исследований, проведенных по заданию МПР Хабаровского края. В сентябре 2007 г. пробы воды р. Амур отбирали во время экспедиционных исследований, проведенных по теме НИР «Комплексные экспедиционные исследования в бассейне р. Амур».
Пробы воды р. Сунгари были отобраны в марте и мае 2006 г. во время российско-китайского мониторинга последствий техногенной аварии в г. Цзилинь. Доставка проб р. Амур была организована сотрудниками МЧС, Правительства Хабаровского края и Хабаровского ЦГМС-РСМЦ центра по мониторингу загрязнения окружающей среды. Пробы воды отбирались батометром и разливались в чистую стеклянную посуду (Бердников и др., 2006).
Пробы воды Бурейского водохранилища отбирались в летние периоды 2005-2007 гг. во время экспедиционных исследований (Гидроэкологический мониторинг..., 2007).
Отбор проб воды и её микробиологические исследования проводили общепринятыми в водной микробиологии методами (Борисов и др., 1984; Кузнецов, Дубинина, 1989; Лабинская, 1978; Методы..., 1983; Романенко, Кузнецов, 1974; Руководство..., 1995). Пробы воды разливали в стерилизованные спиртом бутылки. Микробиологический посев производился в стерильных условиях не позднее чем через 6 часов после отбора проб, в течение которых пробы хранились при низких температурах. Экспериментальные исследования потенциальной активности микробных комплексов (МК) проводились в лаборатории в течение 7 суток.
Донные отложения были отобраны на участке Среднего Амура в августе 2005 г. и июле 2006 г. Пробы ДО отбирали штанговым дночерпателем (Кондратьева и др., 2006). На мелководьях послойный отбор донных отложений проводили с помощью специального бура.
Лед р. Амур был отобран в феврале 2006 г., а р. Сунгари - в марте 2006 г. Сравнительный анализ активности микробных комплексов во льдах р. Сунгари проводили послойно (в среднем по 20 см), а р. Амур только в контактной зоне вода-лед (нижний 8-10 см слой). Керны льда выпиливались кольцевым буром из ледяного массива, доставлялись в институт, разделялись слоями в 20 см и растапливались в стерильных стаканах при комнатной температуре. Микробиологический посев и экспериментальные исследования проводились сразу после расплавления льда.
Для выявления загрязнения р. Амур ароматическими углеводородами использовали методы микробиологической индикации, которые широко распространены в мире (Бузолева, 2006; Димитриева и др., 2001; Кузнецов, Дубинина, 1989; Микроорганизмы..., 2000; Романенко, Кузнецов, 1974; Chapman, 1996; Jacques et al, 2007).
Для определения степени загрязнения ароматическими углеводородами различных компонентов экосистемы р. Амур использовали 2 показателя: численность и активность МК. Анализ численности микробных комплексов проводили путем посевов на агаризованные селективные среды методом предельных разведений с последующим пересчетом на 1 мл воды и выражали в колонии образующих единицах (КОЕ/мл) (Горбенко, 1961; Романенко, Кузнецов, 1974; Микроорганизмы..., 2000; Романенко, Кузнецов, 1974). Общую численность жизнеспособных гетеротрофных бактерий (ОЧГБ) определяли на рыбо-пептонном агаре, разбавленном в 10 раз (РПА:10). Аммонифицирующих бактерий (АМБ), участвующих в аммонификации на 1 этапе минерализации органических веществ выращивали на рыбо-пептонном агаре (РПА). Нитрифицирующих бактерий (НБ), усваивающих аммонийный азот (2 этап минерализации), учитывали на крахмал-аммиачном агаре (КАА). Численность микроорганизмов группы фенолрезистентных и фенолокисляющих бактерий (ФРБ/ФОБ) определяли на минеральной среде содержащей 1 г/л фенола (МФФ). Присутствие в водном объекте фенолрезистентных бактерий является надежным индикатором длительного фенольного загрязнения. Некоторые соединения фенольного ряда являются токсичными для бактерий, в результате чего может наблюдаться снижение численности микроорганизмов с последующим формированием резистентности бактерий к фенолам (Шорникова, 2007). К фенолусваивающим относятся бактерии, способные использовать для своей жизнедеятельности фенол в качестве единственного источника углерода (Микроорганизмы..., 2000). Состав сред представлен в таблице 2.
Загрязнение р. Амур полициклическими ароматическими углеводородами
Кроме микробиологических исследований в Институте тектоники и геофизики ДВО РАН (г. Хабаровск) методом высокоэффективной жидкостной хроматографии с УФ-детектором были определены концентрации различных ПАУ в пробах воды, отобранных на разных створах р. Амур в 2005 г. (Кондратьева и др., 20076).
Достаточно высокие концентрации были характерны для семи представителей ПАУ, состоящих из трех-пяти ароматических колец (фенантрен, антрацен, флюорантен, пирен, бенз [а] антрацен, хризен, бензо[Ь]флюорантен). В меньших количествах встречались первые гомологи из ряда ПАУ (нафталин, аценафтилен, аценафтен и флюорен). Наиболее существенно изменялся состав микропримесей ПАУ на трансграничных участках. Так возле левого российского берега в зоне влияния г. Благовещенск в пробах воды доминировали антрацен и пирен в концентрации 0,014 нг/л. На середине реки суммарная концентрация ПАУ была ниже пределов обнаружения, а возле правого китайского берега (г. Хэйхэ) присутствовали трехцикличные ПАУ - фенантрен (0,032 нг/л) и антрацен (0,021 нг/л) (Кондратьева и др., 2007а; Кондратьева и др., 20076).
Более высокие концентрации фенантрена и антрацена, по сравнению с вышерасположенным участком р. Амур, обнаружены в поверхностных и придонных водах устьевой зоны р. Бурея (рис. 14). В поверхностных водах концентрация фенантрена была в 2,7 раза больше, чем возле правого китайского берега у г. Хэйхэ. Эти ПАУ могут иметь различное происхождение. Источником поступления ПАУ в р. Бурея могут быть затопленные почва и растительность. Известно, что в состав почвенных липидов входят фенантрен, флуорантен, бензфлуорантен, пирен, хризен, бензантрацен, бензпериле, перилен (Габов и др., 2008). При затоплении больших территорий происходит поступление данных ПАУ в водную среду. Дополнительным источником поступления фенантрена и антрацена могут быть шахтные воды Ургальских угольных разрезов и поверхностный сток в реки Чегдомын и Ургал после весеннего снеготаяния. Кроме того в бассейне этих рек отмечается техногенная нагрузка со стороны котельных, работающих на угле (Новороцкая, 2005), в результате чего с поверхностным стоком загрязненных территорий могут поступать различные ПАУ. В придонных водах в устье р. Бурея концентрация фенантрена была самой высокой, по сравнению с водами, отобранными на всех створах р. Амур, она составляла 0,092 нг/л. Здесь же обнаружено максимальное содержание пирена (0,028 нг/л). Его было больше в 2 раза, чем в водах устьевой зоны р. Зея.
Самые высокие концентрации антрацена также обнаружены в бурейской воде в поверхностном и придонном слое: 0,043 - 0,046 нг/л, соответственно. Выше устья р. Бурея концентрация антрацена в воде р. Амур составляла 0,027 нг/л, а выше г. Благовещенск на середине реки 0,017 нг/л. Ниже г. Благовещенск на середине реки антрацен и фенантрен в воде отсутствовали. На контрольном створе в районе с. Амурзет в воде обнаружен только антрацен в концентрации 0,016 нг/л. Следует отметить, что антрацен встречался практически во всех пробах воды, отобранных на Среднем Амуре. Ниже по течению качественный состав ПАУ изменялся в связи с выносом загрязненных вод со стоком р. Сунгари.
В зоне влияния р. Сунгари выявлено интенсивное поступление бензо(Ь)флюорантена (Б(Ь)Ф) (рис. 15), который наиболее часто встречается среди продуктов пиролиза нефти и угольной смолы. К основным технологическим процессам, при которых выделяется Б(Ь)Ф относятся (по мере убывания концентраций): сжигание каменного угля, работа коксовых батарей, работа дизельных и бензиновых двигателей, а также сжигание масел и мазута (Ровинский и др., 1988). Известно, что на нефтеперерабатывающих заводах при перегонке нефти из фенантрена и флюорантена образуются их бензопроизводные. Увеличение концентраций ПАУ в воде может происходить при загрязнении поверхностных вод маслами от транспортных средств. В этом случае ПАУ больше в поверхностных водах, по сравнению с придонными слоями воды. На контрольном створе в районе с. Амурзет в пробах воды этот ПАУ не обнаружен. На вышерасположенных участках он встречался в виде микропримесей. Выше г. Благовещенск, в устьевых зонах рек Зея и Бурея концентрация Б(Ь)Ф в воде была низкой и составляла около 0,002 - 0,006 нг/л (Кондратьева и др., 20076). Как видно из рис. 15, наиболее существенные различия в загрязнении ПАУ установлены между пробами воды, отобранными в 4 км ниже устья р. Сунгари возле левого (российского) и правого (китайского берега).
Довольно высокие концентрации Б(Ь)Ф в воде отмечены возле г. Хабаровск. Так возле правого берега в 7 км выше г. Хабаровск концентрация этого ПАУ составляла 0,066 нг/л, а на середине реки - 0,03 нг/л. Было установлено, что с поверхностными водами вдоль правого берега до Хабаровска распространяются 7 представителей из 16 приоритетных ПАУ, составляющие в сумме около 0,113 нг/л.
Самое высокое содержание суммы 7 ПАУ обнаружено в пробах амурской воды, отобранных в зоне влияния р. Сунгари: на середине реки в поверхностных водах их содержание составляло 0,151 нг/л. Возле правого китайского берега эти показатели составляли в поверхностных водах - 0,113 нг/л, а в придонных - 0,094 нг/л.
Абсолютный максимум по содержанию приоритетных ПАУ (всего 5 представителей) был отмечен в придонных водах, отобранных в устьевой зоне р. Бурея. Он составлял 0,176 нг/л, среди ПАУ доминировал фенантрен.
Таким образом, с впадающими в Амур реками выносятся различные по составу комбинации полициклических ароматических углеводородов. Меньше всего ПАУ поступало с водами р. Зея (около 0,046 нг/л). Сопоставимые суммарные концентрации ПАУ поступали с реками Бурея (поверхностные воды - 0,141 нг/л; придонные воды - 0,176 нг/л) и Сунгари (поверхностные воды - 0,151; придонные воды - 0,09 нг/л). Однако в воде р. Бурея доминировали фенантрен и антрацен. Фенантрен и антрацен не растворимы в воде, их плотность выше воды, поэтому они могут быстро оседать со взвесями в ДО. В воде выносимой с р. Сунгари максимальные концентрации приходились на Б(Ь)Ф, который как известно обладает достаточно высокой канцерогенной активностью (Майстренко, 1996).
