Содержание к диссертации
Введение
Глава 1. Современные подходы в оценке экологического состояния в одных экосистем (литературный обзор) 12
1.1. Оценка экологического состояния водных экосистем 12
1.2. Биоиндикация в экологическом мониторинге 15
1.3. Микробиологическая индикация состояния водных экосистем 18
1.4. Индикаторные группы микроорганизмов 20
Глава 2. Объекты и методы исследований 40
2.1. Объекты исследований 40
2.1.1. Заливы северо-востока о. Сахалин 41
2.1.2. Залив Анива 51
2.1.3. Озеро Тунайча 54
2.2. Микробиологические методы исследований - 60
Глава 3. Особенности формирования качества воды в заливах северо-востока Сахалина 66
3.1. Залив Чайво 66
3.2. Ныйский залив 75
3.3. Залив Пильтун 83
3.4. Луньский залив 88
3.5. Микробная индикация загрязнения вод заливов тяжелыми металлами..92
Глава 4. Сезонные изменения численности индикаторных групп микроорганизмов в заливе анива 102
4.1. Аммонифицирующие микроорганизмы 103
4.2. Углеводородокисляющие микроорганизмы 114
4.3. Санитарно-ноказательные микроорганизмы прибрежных вод и рек залива 125
Глава 5. Микробиологическая оценка уровня евтрофирования оз. Тунайча 131
5.1. Динамика численности планктонных и бентосных гетеротрофных микроорганизмов 131
5.2. Морфологические и физиолого-биохимические характеристики гетеротрофных бактерий 145
5.3. Нефтеокисляющие и фенолрезистентные бактерии 150
Заключение 154
Выводы 158
Список литературы
- Биоиндикация в экологическом мониторинге
- Залив Анива
- Залив Пильтун
- Углеводородокисляющие микроорганизмы
Введение к работе
Актуальность исследования. В связи с начавшейся в конце 90-х гг. прошлого столетия масштабной добычей углеводородных ресурсов на Сахалинском шельфе в зону активного строительства различных объектов нефтегазо-перерабатывающего комплекса попали примыкающие к нему заливы северовосточного побережья Пильтун, Чайво, Ныйский, Луньский и расположенный на юге острова залив Анива. В настоящее время в заливах Сахалина сталкиваются интересы рыбодобывающей и нефтегазодобывающей отраслей, а на севере-востоке - и коренного населения, занимающегося традиционным рыбным промыслом. В связи с этим состояние экосистем высокопродуктивных заливов, имеющих важное рыбохозяйственное значение, вызывает огромный интерес ученых, природоохранных служб и общественности.
Всесторонние исследования экологического состояния заливов северо-востока Сахалина были начаты в конце прошлого столетия, юга острова - в начале нынешнего. Особый интерес к исследованиям оз. Тунайча (памятник природы Сахалинской области) возник в связи с изменениями, происходящими в его экосистеме, которые были вызваны нарушением естественного гидрологического режима после строительства в 70-е гг. прошлого века моста в протоке, соединявшей озеро с морем.
Комплексная оценка экологического состояния водных объектов предполагает использование различных методов исследований, в том числе и методов микробной индикации, которые хорошо зарекомендовали себя в условиях Дальнего Востока и Приморья (Кондратьева, 2001; Журавель и др., 2004; Бузолева и др., 2009). Оценки качества водных экосистем, полученные с использованием индикаторных групп микроорганизмов, адекватно отражали их экологическое состояние.
Актуальность использования микробиологических методов для оценки экологического состояния водных объектов связана с быстрой реакцией планктонных микробных комплексов на их текущее состояние и возможностью диагностики ретроспективного загрязнения с использованием бактериобенто-са. Исследование микробных комплексов - ведущего редуцирующего звена гидробиоценозов, является также чрезвычайно важной задачей для выявления общих закономерностей функционирования водных экосистем, процессов их самоочищения, знание которых позволяет прогнозировать дальнейшее их развитие, особенно при интенсивном антропогенном воздействии.
В целом, актуальность проведения микробиологических исследований, результаты которых представлены в данной работе, была обусловлена недостаточной изученностью факторов формирования качества воды в различных водных экосистемах о. Сахалин и необходимостью оценки исходного состояния среды перед началом долговременного антропогенного воздействия в условиях уже существующего.
Ранее полученные сведения о микробных сообществах заливов Сахалина немногочисленны и касаются, главным образом, количественных показателей
отдельных индикаторных групп микроорганизмов (Обзор экологического.., 1992; Димитриева и др., 2001).
Цель настоящей работы - оценить методом микробиологической индикации экологическое состояние заливов о. Сахалин, различающихся характером водообмена с морскими акваториями и уровнем антропогенного воздействия.
Для достижения поставленной цели решались следующие задачи:
Выявить микробиологические особенности формирования качества воды в контактных зонах (устья рек - устьевое взморье, залив - море, вода - донные отложения) заливов о. Сахалин и уровень их евтрофирования.
Исследовать сезонную динамику индикаторных групп микроорганизмов на различных участках зал. Анива при комплексном загрязнении автохтонными и аллохтонными органическими веществами.
Определить общую тенденцию в изменении экологической обстановки в оз. Тунайча и оценить вклад планктонных и бентосных микробных комплексов в его самоочищение.
Установить взаимосвязь между структурой микробных комплексов и характером загрязнения заливов нефтеуглеводородами и ароматическими соединениями различного генезиса.
Защищаемые положения.
Уровень евтрофирования заливов северо-востока о. Сахалин определяется активностью микробиологических процессов, происходящих на биогеохимическом барьере в контактных зонах устья рек - устьевое взморье, залив-море, вода - донные отложения.
В условиях комплексного загрязнения экосистем заливов о. Сахалин структура микробных комплексов и численность отдельных индикаторных групп бактерий отражают характер поступающих автохтонных и аллохтонных органических веществ различного происхождения, уровень их самоочищения и трофический статус.
При существующем режиме водообмена оз. Тунайча с морем и характере микробиологических процессов возрастает уровень сезонного евтрофирования в его экосистеме, обусловливаемый комплексом абиотических и биотических факторов.
Научная новизна и теоретическая значимость. Впервые были получены сведения о самоочищающей способности, а также данные по сезонной и межгодовой динамике численности различных эколого-трофических групп микроорганизмов оз. Тунайча.
Дана оценка фонового экологического состояния заливов северо-востока о. Сахалин: Ныйский, Луньский, Чайво, Пильтун.
С использованием индикаторных групп микроорганизмов показан уровень загрязнения заливов о. Сахалин легкодоступными органическими веществами, нефтеуглеводородными и ароматическими соединениями различного генезиса.
Оценена роль микробиологических факторов, влияющих на формирование качества воды в зал. Анива. Проанализированы особенности влияния аби-
отических и биотических факторов среды на сезонное евтрофирование прибрежных вод.
Полученные материалы исследования структуры микробных сообществ в заливах с различной антропогенной нагрузкой могут быть использованы для создания и развития теоретических моделей функционирования водных экосистем в условиях загрязнения.
Практическая значимость работ. Результаты исследований использовались в природоохранных структурах, на рабочих совещаниях, встречах, посвященных рассмотрению чрезвычайных ситуаций, востребованы нефтедобывающими компаниями, для которых вопросы экологической безопасности при добыче и переработке нефти и газа являются приоритетными в проводимой политике.
Полученные результаты могут использоваться при экологическом мониторинге для оценки и прогноза состояния водных объектов о. Сахалин, а также при разработке экологических программ и природоохранных мероприятий регионального уровня.
Данные по микробной индикации загрязнения заливов могут быть полезными при выборе оптимального по параметрам микробиологической безопасности участка для вылова водных биологических ресурсов и создания хозяйств по марикультуре.
Материалы диссертации были включены в лекционный и практический курс по экологии микроорганизмов для студентов, обучающихся по специальности «экология» в Сахалинском государственном университете.
Апробация результатов диссертации. Основные положения диссертационной работы представлялись и обсуждались на региональной конференции студентов, аспирантов и молодых ученых по актуальным проблемам морской биологии и экологии (Владивосток, 1998), совещании Государственного комитета по охране окружающей среды по Сахалинской области (Южно-Сахалинск, 1999), на международных научных и научно-практических конференциях «Прибрежное рыболовство - XXI век» (Южно-Сахалинск, 2001), «Регионы нового освоения: состояние, потенциал, перспективы в начале третьего тысячелетия» (Хабаровск, 2002), «Проблемы устойчивого функционирования водных и наземных экосистем» (Ростов-на-Дону, 2006), XII международной конференции Северо-Тихоокеанской морской научной организации (PICES) (Seoul, Korea, 2003), международном Байкальском симпозиуме по микробиологии IBSM-2003 «Микроорганизмы в экосистемах озер, рек, водохранилищ» (Иркутск, 2003), 22-м международном симпозиуме по Охотскому морю (Mombetsu, Japan, 2007), на Третьих чтениях памяти В. Я. Леванидова (Владивосток, 2005), заседаниях ученых советов ФГУП «СахНИРО» (1999-2007).
Личный вклад автора. Диссертационная работа является результатом 7-летних исследований автора, выполненных в рамках комплексных проектов в экспедиционных и лабораторных условиях. Фактические микробиологические данные получены лично автором при непосредственном участии в сборах и обработке проб и анализе полученных результатов.
Публикации. По теме диссертации опубликовано 19 работ, в том числе три статьи в журналах, включенных в список ВАК.
Структура и объем диссертации. Основной материал диссертации изложен на 185 страницах текста и состоит из введения, пяти глав, заключения, выводов и списка литературы. Работа содержит 19 таблиц и 42 рисунка. Список литературы включает 268 источников, в том числе 67 на иностранных языках.
Благодарности. Автор выражает искреннюю благодарность: научному руководителю заведующей лабораторией микробиологии природных экосистем ИВЭП ДВО РАН д. б. н., профессору Л. М. Кондратьевой за регулярные консультации, помощь в выборе генеральной линии и методологические рекомендации при подготовке диссертационной работы; заведующей лаборатори-
ей болезней рыб СахНИРО д. б. н. | Г. П. Вяловой | за постоянную поддержку и
понимание; заведующей химико-аналитической лабораторией СахНИРО к. б. н. Е. М. Латковской за тесное сотрудничество, ценные советы, рекомендации и предоставленные данные химических анализов для обсуждения результатов микробиологических исследований; всем своим коллегам из лабораторий болезней рыб, химико-аналитической и внутренних водоемов СахНИРО за многолетнее сотрудничество и всемерное содействие в проведении лабораторных и экспедиционных работ.
Биоиндикация в экологическом мониторинге
Методологической базой для совершенствования методов оценки экологического состояния водных экосистем является концепция экологического риска, которая в полной мере отражает современные представления об устойчивом развитии природных комплексов. В случае использования в качестве методологической базы концепции экологического риска предполагаются комплексные исследования для прогнозирования поведения природных комплексов (экосистем), обоснования безопасности природопользования, оценки последствий воздействия отдельных факторов, в том числе технологических, на окружающую среду и биологические сообщества (Кондратьева, 2005).
Межведомственная комиссия Совета безопасности РФ по экологической безопасности для решения кардинальных социально-экономических проблем предлагает использовать не только концепцию устойчивого развития, но и новый подход в формировании государственной природоохранной политики, основанной на оценке уровня приемлемого риска. К сожалению, экологические проблемы чаще всего обсуждаются в случае крупномасштабных аварий, катастроф, гибели животных, нанесения ущерба здоровью человека или с точки зрения безопасности и надежности технологических процессов.
Новый подход экологического нормирования водных объектов с использованием ЭДУ разработан на основе «биотической концепции контроля природной среды» (Левич, 1994). Согласно этой концепции выход отдельных биотических факторов за определенные границы может означать переход биоты из благополучного в неблагополучное состояние. Важно отметить, что оценка экологического состояния водного объекта проводится по широкому комплексу биотических показателей, а не по уровням существующих абиотических факторов. При таком подходе абиотические факторы водной среды выступают лишь потенциальными-причинами экологического неблагополучия, а не конкретными его симптомами.
Исходными данными для расчетов1 экологически допустимого уровня. загрязнения водных экосистем, последующего прогнозирования и представления рекомендаций по управлению состоянием водных экосистем- являются статистически достоверные данные многолетних наблюдений за изменением состоянияі биоты (фито-, зоопланктона, перифитона- и зообентоса) на фоне системного мониторинга абиотических параметров воды.
Дать оценку экологическому состоянию водных объектов можно лишь при наличии, достоверной информации об ответных реакциях организмов. различного трофического уровня на поступление конкретных загрязняющих веществ. Соответственно, все прогнозы и рекомендации должны базироваться на анализе экологического благополучия отдельных групп биотических комплексов водных экосистем.
Принимая во внимание поступление в поверхностные воды- большого разнообразия природных и антропогенных органических веществ, токсичных микропримесей, трудно контролируемых инструментальными физико-химическими методами, для-предотвращения экологического риска рекомендуется использовать методы биоиндикации (Безопасность, России..., 2000). Поэтому. относительно каждого водного объекта необходимо рассматривать доминирующие группы водных организмов и конкретные индикаторные группы гидробионтов.
На фоне разнообразных процессов, происходящих в экосистемах, важен правильный, выбор» объекта исследования, показателей его состояния. Отдельные природные компоненты обнаруживают различные темпы и степень изменчивости. Наиболее мобильные из них являются критическими, к ним относятся радиационный фактор, гидротермические и биотические процессы, (включая круговороты веществ, энергии и информации). Под круговоротом информации чаще всего подразумевается передача наследственной информации из поколения в поколение. При постоянно изменяющихся условиях обитания происходит корректировка некоторых физиолого-биохимических процессов в связи с нарушением механизмов адаптации (Кондратьева, 2005). Следует отметить, что активное антропогенное вмешательство в функционирование природных комплексов приводит к нарушению их стабильности, но оценить эти последствия в виде количественных показателей порой невозможно вследствие многофакторности воздействия.и индивидуальности ответных реакций конкретных биоценозов и их отдельных представителей.
Современный взгляд на функционирование водных экосистем базируется- на интеграции теоретических знаний смежных дисциплин и практических разработок, познании законов антропогенного развития природных комплексов, структурно-функциональной организации экосистем, многообразия внутриводоемных процессов, изучении-механизмов адаптации и устойчивости организмов различных уровней организации (Микроорганизмы в экосистемах..., 2000).
Для оценки экологического состояния водных экосистем важен выбор и обоснование критериев изменения качества среды обитания гидробионтов. По мнению Т. И. Моисеенко (1998), к. информативным и объективным критериям относятся те показатели,.которые способны адекватно отражать дозу воздействия, включая комплексный характер-загрязнения; явления синергизма или антагонизма и те биологические критерии, которые показывают ранние нарушения в наиболее чувствительных компонентах водных сообществ и их значимость для всей экосистемы в ближайшем и,отдаленном будущем:
Наиболее значимым, последствием загрязнения водных экосистем биогенными веществами является повышение их биопродуктивности (евтрофирование). Этот процесс не наносит ущерба экосистемам, если не происходит существенных изменений в их структуре.
Евтрофирование водоемов является1 естественным процессом до тех пор, пока их развитие осуществляется во временных рамках столетий (геологических эпох). За последние 10-20 лет произошло резкое увеличение загрязнения поверхностных вод гидросферы органическими веществами различного генезиса и биогенными элементами — главным образом ионами азота и фосфора. Их поступление влияет на скорость круговорота веществ в водных экосистемах и приводит к антропогенному евтрофированию со значительным уменьшением временных масштабов (до нескольких лет). В результате антропогенного евтрофирования сокращается время, отведенное на компенсаторные механизмы
Залив Анива
Залив Анива относится к одному из самых освоенных человеком водных объектов Сахалинской области (рис. 7). Его экосистема характеризуется высокой биопродуктивностью, которая обеспечивается активной гидродинамикой и насыщенностью вод биогенными элементами (Шунтов, 2001). Акватория залива с прилегающими районами моря характеризуется видовым разнообразием промысловых рыб, беспозвоночных (крабов, креветок, гребешка и др.), водорослей, а также выполняет важную функцию как выростной водоем для молоди многих видов рыб (лососей, сельди, мойвы, южного одноперого терпуга, японского анчоуса и др.) (Великанов и др., 2005).
Залив представляет собой относительно мелководный водоем с максимальной глубиной 105 м, средней - 63 м. Соленость вод составляет 31-33%о, в прибрежье — 5,7-3296о. Около 20% площади залива занято глубинами менее 50 м, что влияет на температурный режим. Залив находится в зоне действия муссонной циркуляции умеренных широт. Самый холодный месяц - январь, наиболее теплый -август. Зимой температура может опускаться до 33С, летом - подниматься до +33С. Минимальное количество осадков выпадает в августе-сентябре, максимальное - в январе-марте (Научно-прикладной справочник..., 1990).
На выходе из залива преобладают твердые грунты грубообломочного характера, в кутовой части - мягкие грунты. Илисто-песчаными фракциями представлены донные отложения глубже изобаты 10 м почти на всей акватории залива (Щукина и др., 2003). 14200 14300 Рис. 7. Карта-схема района работ в зал. Анива. - станции отбора проб
Для залива характерна температурная стратификация вод и формирование слоя температурного скачка на глубинах от 10 до 50 м. Летние температуры верхнего, наиболее прогреваемого слоя колеблются от 4 до 19С, на глубинах более 50 м отмечаются минусовые температуры (Будаева и др., 2005; Пропп, Гаврина, 2005).
В зал. Анива впадает 29 рек и более 300 малых водотоков (Пищальник, 1990). Максимальный речной сток наблюдается в мае, когда реки выносят до 40% годового объема пресного стока. В остальные месяцы речной сток распределен равномерно. Основной сток взвешенных наносов в прибрежной зоне залива происходит в период весеннего (апрель-май) и осеннего (сентябрь) половодья. Реки вносят значимый вклад в формирование гидролого-гидрохимических параметров прилегающих участков прибрежья зал. Анива, характеризуя которые, можно отметить следующие особенности: - наибольшие концентрации биогенных веществ отмечаются в мае (в период максимума стока) как в речных, так и в прибрежных водах; - максимальные уровни содержания большинства биогенных веществ выше в речных водах во все периоды, в зоне смешения, речных и морских вод наблюдается интенсивная трансформация речного стока; - взвешенные вещества поступают в прибрежную зону преимущественно с речным стоком (Микробная индикация..., 2004).
Сток рек играет важную роль в антропогенном загрязнении прибрежной зоны и залива в целом. Многие реки протекают через крупные населенные пункты, вынося в залив продукты человеческой деятельности.
Так, в 1999 г. в устье р. Сусуя коэффициент загрязненности воды составил 39,4%, что соответствует второй категории загрязненности. Средние концентрации фенолов составили 1,0 ПДК, среднее содержание нефтепродуктов - до 4,5 ПДК, общего железа - до 12,3 ПДК, цинка - до 4,1 ПДК (Доклад «О состоянии..., 2000). В 2002 г. ниже г. Южно-Сахалинска абсолютная величина коэффициента загрязненности воды составила 14,9%, что соответствует второй категории качества воды. Среднегодовые концентрации нефтепродуктов превышали норму. Содержание фенолов составило 2 ПДК. Среднее содержание марганца возросло до 4 ПДК, азота аммонийного - до 2,6 ПДК, количество соединений меди находилось на уровне ПДК (Доклад «О состоянии..., 2003).
В р. Лютога в 2002 г. коэффициент загрязненности воды в верхнем створе реки составил 15%, ниже по течению - до 18,2%, в устье реки - 21,1%. Среднегодовые концентрации фенолов в устье реки составили 1,0 ПДК. В августе по всей длине реки наблюдалось высокое загрязнение медью (35—40 ПДК), и среднегодовые величины этого показателя возросли, до 13,3-15,7 ПДК. Среднегодовое содержание марганца изменилось незначительно (1,7-2,2 ПДК). Лишь в устье реки отмечалось увеличение этого показателя до 8 ПДК (Доклад «О состоянии..., 2003). Дополнительными источниками антропогенного загрязнения залива являются рыбодобывающий флот, базирующийся в порту Корсаков, нефте рыбоперерабатывающие предприятия, коммунальные стоки прибрежных поселков и городов.
Озеро Тунайча, также как и описанные выше заливы, северо-востока Сахалина, по своему происхождению и режиму относится к лагунным озерам. морских побережий, которые образуются в результате смещения береговой линии и обособления заливов бухт при намыве береговых кос (Бровко и др., 2002) (рис. 8). Озеро Тунайча является крупнейшим внутренним водоемом Сахалинской области и отнесено к памятникам природы. Оно расположено в южной части о. Сахалин, параллельно береговой линии зал. Мордвинова (Охотское море). Узкая и мелководная протока Красноармейская соединяет его с морем. Очертания» озера напоминают вытянутый эллипс неправильной формы размером 28x10 км с длиной береговой линии около 84 км. Площадь водосбора - 554 км2. Озеро поделено на два плеса: западный - Малая Тунайча, восточный - Большая Тунайча. Западный плес меньше и мельче восточного. Глубина его не превышает 15-20 м. Максимальная глубина озера отмечена южнее м. Меньшикова и составляет 39 м. Котловина озера имеет тектоническое происхождение, типично корытообразную форму с плосковогнутым дном. Котловину заполняют пелитовые илы, оконтуренные алевритами, сменяемыми песками. Выходы коренных пород наблюдаются на мысах, между которыми распространены галечно-гравийные отложения и пески разной крупности (Микишин и др., 1995; Бровко и др., 2002).
В настоящее время оз. Тунайча является солоноватоводным бассейном. Вода озера представляет собой разбавленную морскую (хлоридная магниево-натриевая по составу) (Демин, Клюканов, 1991; Микишин и др., 1995).
На современном этапе развития озера выявлены следующие закономерности распределения гидролого-гидрохимических параметров. Так, для озера характерна устойчивая хемостратификация. В летний период верхний слой воды (до 15-16 м) имеет соленость 2,2-2,6%о, в интервале глубин 15-20 м она возрастает до 11-12%о, в придонном слое (35-39 м) Большой Тунайчи достигает 15,1%о.
Залив Пильтун
Показатели-численности фенолрезистентной группы в зал. Луньский - от 3,0 103 до 4,0хЮ4 кл./г - аналогичны значениям в других исследованных заливах, что обусловлено сходством природных источников- потенциальных фенольных соединений, к. каковым, относятся нефтеуглеводородные соединения и растительные субстраты, (табл. 10). Полученные уровни- численности индикаторных групп» следует рассматривать как «фоновые», поскольку на1 формирование качества- вод в заливе оказывали влияние только природные факторы, антропогенная составляющая, отсутствовала, подтверждением чего стали результаты изучения санитарно-показательной. микрофлоры, вод залива. В исследованных пробах воды и грунта, не обнаружены санитарно-показательные микроорганизмы - бактерии группы кишечной палочки и патогенные кишечные бактерии, являющиеся индикаторами антропогенного загрязнения.
К одному из доминирующих видов загрязнения, характерных для дальневосточных морей, относятся ионы тяжелых металлов (Христофорова и др., 1993; Коженкова, 2000). Загрязнение ионами тяжелых металлов (ТМ) обусловлено комплексом причин, включая природные - тихоокеанский рудный пояс, апвеллинги, вулканическая деятельность и антропогенные - разработка месторождений нефти и газа, судоремонтные предприятия, стоки коммунальных хозяйств городов и поселков, рыбодобывающий флот и т. д.
С 1994 года на базе кафедры экологии Дальневосточного государственного университета разрабатывался метод оценки загрязнения морской среды ТМ с использованием индикаторных форм микроорганизмов, проявляющих устойчивость, к этим токсичным веществам. Исследования проводились, главным образом в прибрежной зоне Приморья. Было установлено, что-для оценки степени загрязненности акваторий наиболее информативна относительная, численность (микробные индексы) металлорезистентных групп в микробных сообществах, выраженная в процентах к общему числу колониеобразующих гетеротрофных микроорганизмов. Результатом этих исследований. стало- создание микробиологических критериев, позволяющих определить степень загрязнения-морской среды ТМ по численности, соответствующих групп металлорезистентных микроорганизмов (Dimitrieva et al., 1997).
Чтобы оценить возможность использования разрабатываемого метода применительно к условиям северо-восточного Сахалина, нами были проведены работы по определению численности металлорезистентных микроорганизмов в заливах Ныйский, Чайво и Пильтун. Региональная геохимическая особенность этого района, наряду с нефте- и газоносностью, связана с многочисленными мелкими рудопроявлениями черных (Cr, Mn, Ті, Fe), цветных (Gu, Pb, Zn, Ni, Co) и редких металлов (Атлас ФИНЭКО, 1994).
Для і оценки характера загрязнения» заливов были выбраны следующие тяжелые металлы, которые могут иметь разное происхождение и выступать маркерами различных процессов: Fe — маркер терригенного стока; Си, Ni, Pb, Zn -рудогенные элементы; Ni, Pb, Cd - индикаторы техногенного, а Си и Zn -антропогенного воздействия. Первые результаты были получены в 1999 г. в заливах Ныйский и Пильтун (табл. 11).
Согласно микробиологической индикации, высокой устойчивостью к ионам тяжелых металлов отличались микробные комплексы почти на всех станциях в Ныйском заливе. Численность бактерий на средах, содержащих соли металлов, была сравнима с численностью микроорганизмов в контроле. Более чувствительными к загрязнению оказались планктонные бактерии на ст. 2 и 5 и в зал: Иильтун на ст. Iі. Здесь,численность, резистентных, бактерий былавЗ О раз ниже,.чем вжонтроле..
Анализируя» полученные, результаты по численности? металлоустойчивых. микроорганизмов; и соотнося их; с критериямиг оценки степени, загрязнения ТМ? (Dimitrieva et аК, 1997), зал. Ныйский-в-. 1999 г. можної охарактеризовать? как «грязный». Загрязнение ТМ-былошрактически повсеместным;
Необходимо отметить, что при? проведении» исследований? в 1999- г. соли металлов (ZhSG,,, GiiS,,, FeGl2,. NiN03,. GdNC 3, Pb(GH3COO)2) добавляли в? элективную среду в; одинаковой концентрации? - 100і- мг/л. Концентрация; предложенная авторами г методики; была- выбрана эмпирически,, на; основе роста кишечной : палочки. В? 2000-2002 гг. для определения численности металлорезистентных микроорганизмов. в; заливах нами- использовались более высокие: концентрации солей, тяжелых металлов; откорректированные, авторами: методики в ходе экспериментальной апробации (Dimitrieva, 1999). В среду вносили хлориды металлов: и нитрат свинца в; следующих количествах (мг/л): GdCl2 - 100; Pb(NQ3)2- 800;:GuGl2- 300;.FeGl3 - 500; ZnGl2- 200; NiGl2 - 400; CoCl2 - 200. Ha основе микробных показателей; полученных с использованием указанных концентраций; авторами методики (Dimitrieva, 1999)- были уточнены критерии. загрязненности морских вод металлами.
Изменение концентраций сказалось на. чувствительности г метода, поэтому в 2000—2002 ГГ. были получены несколько иные результаты по характеру загрязнения-заливов ТМ, чем полученные в 1999 г. Так,.в.Ныйском заливе явно выделились участки с различной чувствительностью микробных- сообществ к ионам ТМ. Максимальной і устойчивостью к целому ряду ТМ отличались микробные комплексы, со станций- 1, 7" и 10 (табл. 12). Наиболее чувствительными к загрязнению» ионами тяжелых металлов, оказались, планктонные бактерии на; станциях З-иЧ, их,численность.на-средах с солями-ТМ была значительно ниже численности бактерий в контроле.
Повышенная, резистентность к ТМ у планктонных и бентосных микроорганизмов формируется обычно в местах интенсивного загрязнения -водоемов, например, при регулярном- сбросе сточных вод (Журавель и др., 2004). Участков с таким уровнем, загрязнения в исследованных заливах не наблюдалось. Однако высокая численность резистентных бактерий была установлена в приустьевой зоне р. Тымь (ст. 1), на выходе из залива Баури (ст. 7) и в северной части залива (ст. 10). Поступление ТМ природного и антропогенного происхождения на этих станциях может быть связано с речным и поверхностным стоком. Присутствие ТМ в воде также могло быть обусловлено вторичным загрязнением в результате их вымывания из грунтов. Так, согласно химическому анализу в пробах ДО, отобранных на этих участках залива, концентрация тяжелых металлов превышала фоновые значения (Экологическая характеристика..., 2001).
Анализ численности металлорезистентных бактерий в зал. Пильтун в сентябре 2002 г. позволил выявить высокую чувствительность планктонных микроорганизмов к ионам Ni, Zn, Cd, Си и Pb. Это свидетельствовало о более низком уровне загрязнения воды ТМ в зал. Пильтун по сравнению с Ныйским заливом. Повышенная резистентность наблюдалась у планктонных бактерий только к ионам Fe, что отражало специфику района исследований, на территории которого преобладают торфяники, содержащие железо-гуминовые комплексы;
Невысоким содержанием резистентных бактерий характеризовалось и микробное сообщество зал. Чайво в сентябре 200 Ь г. В большинстве случаев металлорезистентные формы отсутствовали в пробах воды. Они не развивались на средах с апробированными солями тяжелых металлов, либо- на средах вырастали единичные колонии, как, например, из проб со станций 42, 9 и 1. В одной из проб (ст. 24) был выявлен высокий процент Fe-устойчивых микроорганизмов (табл. 13).
Углеводородокисляющие микроорганизмы
Численность; группы микроорганизмов} растущей на: разбавленном- в: 10 раз, РИА, в водоемах низкой; трофности; как правило, выше численности? евтрофной грунпыЕБ. Поэтому некоторые авторы отождествляют численность этой группы с общей численностью- микроорганизмов: (Кондратьева; Гаретова, 2001): Микроорганизмы; растущие на разбавленном РИА, относятся, к, собственно автохтонному микробному сообществу водоема; и наиболее адаптированы к; условиямобитаніїяївводоеме. Єредняя численность- этой группы, микроорганизмов, в 200Г-2002 гг. изменялась, в? пределах; от нескольких сотен до десятков- тысяч-клетокв Г мл. МаксимумьъсезонноШчисленноститруппьрГБ, растущей на РПА: 10; как, дляг евтрофной группы, отмечались, в 2003 г.: в? мае ОЧТБ составила 1,6х 104 кл./мл, вхентябре::- 1,3х 10- кл./мл (рис. 35; 36)Ї
Теплые сезоны, года, как правило, характеризуются? увеличением; численности: микроорганизмов- различных групп и: активизацией, процессов; связанных с их жизнедеятельностью: Аналогичному сезонному изменению подвержена. численность гетеротрофных микроорганизмов в;оз. Тунайча: Анализ; полученных данных показал, что в; 2002-20031 гг. более высокие значения. численности гетеротрофных бактерий отмечались, в теплые месяцы. Такой характер сезонной; динамики численности микробных сообществ, характерен, для различных типов- водных экосистем (реки, озера; водохранилища; моря)- и обусловлен благоприятными; для: развития; микроорганизмов- абиотическими условиями. Однако; определяющее значение на формирование численности и развитие микроорганизмов, оказывает концентрация; взвешенных и растворенных органических веществ. Автохтонные ОВ;- в водную экосистему «поставляются» сообществом гидробионтов. Б" водоемах основным источником автохтонных легкоокисляемых ОВ, которые в. первую очередь активно потребляются микроорганизмами для роста и развития, является; вегетирующий и отмерший фитопланктон, наряду с зоопланктоном и макрофитами (Вербина, 1980). Характерное формирование высокой численности бактериопланктона одновременно иливслед завспышкой численности фитопланктона описано в ряде работ (Матаруева, Матаруев, 1972; Коновалова, 1980; Fenchel; 1982; Epstein, 1997).
Вероятно, в результате активного развития; фитопланктона в озере ранней; весной и в середине лета (Мотылькова, Коновалова, 2003) гетеротрофное сообщество микроорганизмов- обеспечивается в достаточной мере легкоокисляемыми органическими; веществами, которые в свою очередь, стимулируют рост численности и активность микроорганизмов, его использующих. Так, начало весеннего-периода воз. Тунайча характеризуется обильной вегетацией,. кокколитофорид. В середине мая к. ним: присоединяется: зеленая1 Ankistrodesmus convolutes. В: летний период наблюдается, массовое развитие синезеленой Anabaena spiroides (Лабай- и др., 2003). Хороший; прогрев воды, также оказывал дополнительное влияние, на. активность бактериопланктона: пики, численности микроорганизмов регистрировались, при максимальном- прогреве воды в. августе 2002 г. (t=15,2G), в сентябре 2003 г. (t=18;6?C) (Лабай; Роготнев; 2005).
Органические вещества распределяются неравномерно в толще воды, что определяет очаговый характер, микрозональность в распределении гетеротрофных микроорганизмов; Анализ данных по численности- гетеротрофных микроорганизмов в озере выявил участки: с. более высокой численностью этих микроорганизмов, что могло свидетельствовать о повышенных концентрациях автохтонных или- аллохтонных ОВ: Так, более- высокие показатели численности евтрофной группы микроорганизмов, отмечались в; разные годы- на станциях, расположенных в прибрежной зоне (ст. Г, 46), куда .поступают аллохтонные органические вещества.с терригенным стоком: На-ст. 9 воды,озера дополнительно обогащались. ОВ; привносимыми, через протоку из оз. Червячное., В протоке Красноармейской (ст. 10) на численность евтрофной группы ГБ- влияли аллохтонные органические вещества: антропогенного происхождения, поступавшие с хозяйственно-бытовыми стоками пос. Охотское.
Характер сезонной . динамики распределения микроорганизмов, усваивающих минеральные формы азота, был аналогичен характеру распределения численности евтрофной группы микроорганизмов. Увеличение численности происходило в весенне-летний период,, достигая максимума летом и ранней осенью. Максимум численности этой группы был. зарегистрирован в сентябре теплого 2003 г. - 2,8 104 кл./мл. В. остальные исследованные сезоны эта группа микроорганизмов была представлена средней численностью — от нескольких десятков до нескольких сотен клеток в 1 мл воды.
Численность гетеротрофных микроорганизмов в ДО превышала численность планктонных бактерий (рис. 33, 35, 38). Так, в мае 2002 г. численность планктонных ГБ составляла в среднем 4,0x10 кл./мл. В донных осадках численность бактериобентоса была значительно выше - 5,4x104 кл./г. Заметным сезонным изменениям численность микроорганизмов в грунте, видимо, не подвержена. Однако утверждать это вполно&мере не представляется возможным, так как посезонно,пробы грунта не отбирались ни в один из годов исследований. Дважды - весной и осенью - пробы грунта былиютобраны в 2003 г. Как видно на рисунках 35 и 38; сезонные колебания численности бентосных ГБ были в пределах одного порядка. Для воды прослеживалась тенденция преобладания гетеротрофной! группы, растущей на РПА:10, над евтрофной группой,ГБ. В грунте сохранялась такая закономерность в соотношении этих групп. Так, средняя численность евтрофной группы ГБ в ноябре 2003 г. составляла 5,3x104 кл./г, ОЧГБ -6,5x104 кл./г.
В грунте численность, микроорганизмов, усваивающих минеральный азот, была выше, чем в воде. Весной и осенью «средняя-численность нитрифицирующих бактерий составляла десятки тысяч клеток в 1 г ДО, что свидетельствовало об активной минерализации ОВ.
В марте 2005 г. были получены результаты изучения структуры микробных комплексов» в подледной воде с двух станций. Как видно из рисунка 39, на всех горизонтах ст. 12 микробные сообщества-гетеротрофных микроорганизмов были более многочисленными, что, вероятнее всего, обусловлено более высоким содержанием автохтонных органических веществ в этом районе озера. Это подтверждается ОЧГБ, которая доминировала в структуре микробных комплексов. Развитие этой группы в водоемах происходит главным образом за счет автохтонных органических веществ. Весной поставщиком легкоокисляемых органических веществ обычно является активно развивающийся фитопланктон. В целом, численность гетеротрофных микроорганизмов свидетельствовала о невысокой трофности подледных вод.
