Содержание к диссертации
Введение
ГЛАВА 1. Малакофауна как объект биоиндикационных исследований (обзор литературы) 9
1.1. Биоиндикация в оценке загрязнения окружающей среды 9
1.1.1. Объекты биоиндикационных исследований 14
1.1.2. Биоиндикация качества водной среды 21
1.2. Использование малакофауны в биоиндикации водной среды 25
1.2.1. Влияние загрязнений на морфологические показатели моллюсков 29
1.2.2. Влияние загрязнения на физиологические и биохимические параметры моллюсков 30
1.2.3. Влияние загрязнения на популяционные параметры малакофауны 32
ГЛАВА 2. Материалы и методы исследования 35
2.1. Методы исследования физико-химических характеристик среды обитания малакофауны 36
2.1.1. Методы исследования характеристик геомагнитного поля 36
2.1.2. Методы исследования химических характеристик водной среды 39
2.1.3. Исследование содержания тяжелых металлов в воде,
донных отложениях и мягких тканях моллюсков 41
2.2. Методы исследования содержания каротиноидов в тканях моллюсков 42
2.3. Методы исследования эколого-популяционных параметров малакофауны 43
ГЛАВА 3. Результаты исследований и их обсуждение 45
3.1. Физико-химические особенности условий обитания малакофауны. 45
3.1.1. Физические факторы загрязнения 45
3.1.2. Химические факторы загрязнения водной среды 49
3.2. Влияние загрязнений на эколого-популяционные характеристики малакофауны 63
3.2.1. Влияние загрязнений на видовой состав и сапробность малакофауны 63
3.2.2. Влияние загрязнений на ранговое распределение численности и биомассы малакофауны 71
3.2.3. Влияние загрязнений на возрастную структуру популяций и морфологию раковин моллюсков 74
3.3. Содержание тяжелых металлов и каротиноидов в мягких тканях моллюсков 77
3.3.1. Особенности аккумулирования тяжелых металлов в мягких тканях моллюсков 77
3.3.2. Содержание каротиноидов у моллюсков в биотопах с разным уровнем загрязненности 84
Заключение 87
Выводы 89
Практические предложения 91
Список использованных источников 92
Список используемых сокращений
БГЖ5 - биологическое потребление кислорода ГМП - геомагнитное поле
ПДКвр - предельно допустимые концентрации химических веществ в воде водоемов рыбохозяйственного водопользования ПДКВ - предельно допустимые концентрации химических веществ в воде водоемов хозяйственно-питьевого и культурно-бытового водопользования
ПДКП - предельно допустимые концентрации химических веществ в почвах СПАВ - синтетические поверхностно-активные вещества
- Биоиндикация в оценке загрязнения окружающей среды
- Методы исследования характеристик геомагнитного поля
- Химические факторы загрязнения водной среды
- Влияние загрязнений на возрастную структуру популяций и морфологию раковин моллюсков
Введение к работе
Актуальность темы исследования. Экологические условия среды обитания определяют здоровье современного человека. Проблема загрязнения окружающей среды в целом и водных экосистем в частности является одной из актуальных в современном индустриальном обществе. Особенно остро она проявляется в густо заселенных человеком территориях, как правило, это городская среда (Королевская, 2005; Дроздовская, Евченко, 2006; Ку-риленко, Осмоловская, 2007; Kriel et al., 2006; Carew et al., 2007). На урбанизированных территориях сообщества многих организмов подвергаются сильному антропогенному прессу из-за изменений условий обитания. Это сказывается на видовом разнообразии экосистем, численности и структуре входящих в их состав популяций (Денисов, 2005; Зинченко, 2006; Андрианова, 2007).
Состояние водных экосистем, находящихся под угрозой загрязнения, традиционно оценивается по химическим показателям, соотнесенным с ПДУ или ПДК (Абакумов, Сущеня, 1991; Булгаков и др., 2003; Гольд и др., 2007). Более современные методы оценки качества природной среды по состоянию биоты основаны на биоиндикации (Батлуцкая, 2004; Барабанова и др., 2007; Крупа, 2007; Наход, Юрченко, 2007; Романова и др. 2006, 2007; Семенова, 2007; Серняков, и др., 2007; Трифонова, 2007; Solak et al, 2007). Оба подхода имеют свои преимущества и недостатки. Химический метод дает количественную оценку уровня загрязнений. Однако, интегрально оценить качество водной среды обитания и потенциальные опасности для биосистем химическим методом невозможно, поскольку главный критерий (реакция биоты) остается завуалированным. Современные антропогенные воздействия на водные экосистемы, как правило, настолько многогранны, что даже при исследовании значительного количества абиотических параметров всегда остается сомнение, что еще какие-либо факторы все же остались неучтенными (Шуйский, 2002). Поэтому диагностика природной среды посредством биоиндикации используется все чаще и чаще. Биоиндикация - оперативный, информа-
тивный и надежный метод диагностики, менее дорогостоящий и трудозатрат-ный, по сравнению с химическим методом (Захаров, Кларк, 1993; Зинченко, 2006; Карташева, 2006; Никулина, 2006; Романова и др., 2006; Комулайнен, 2007; Мулатова, 2007; Распопов, 2007). Состояние биоты определяется всеми параметрами среды и в нем четко отражаются негативные воздействия любого происхождения (Дьячков, 1984; Алимов, 1981; Криволуцкий, 1987; 1990; Соколов и др., 1990; Шуйский, 1997; Засыпкина, 2006; Садырин, 2006; Бахва-лова, 2007).
Основным недостатком метода является то, что, адекватно отражая результат негативных воздействий в целом, биоиндикация не объясняет, какими именно факторами это обусловлено. Поэтому наиболее эффективным оказывается сочетание обоих подходов (Верниченко, 1988; Масленникова, Скорняков, 1993; Гольд и др., 2007). В своих исследованиях, обосновывая биоиндикаторные возможности малакофауны, мы контролировали направленность процесса химическими методами.
Моллюсков по комплексу критериев можно отнести к перспективным объектам для целей биоиндикации при оценке состояния водных экосистем (Бедова, Колупаев, 1998; Павловская, 2006; Гордзялковский, Макурина, 2006; Довженко и др., 2007; Картавых, Подковкин, 2007; Клишко и др., 2007; Лу-кашев, 2007; Макаренко, 2007; Golding et al., 2006). Быстро размножающиеся сообщества моллюсков можно рассматривать как фактор, чутко отражающий все изменения водной среды под влиянием загрязнителей. В водных экосистемах малакофауна доминирует по численности и, особенно, по биомассе среди донных организмов (Карнаухов, 1988; Бедова, Колупаев, 1998).
По данным источников литературы, малакофауна является высокочувствительной к загрязнениям вод тяжелыми металлами (Бурдин, 1985; Цихон-Луканина, 1987; Гордзялковский, Макурина, 2006; Данилин, Павловская, 2006; Крупина, 2006) и играет ведущую роль в аккумуляции и переносе химических веществ в водоемах. Аккумулируя различные химические вещества, моллюски выступают как основной фактор, повышающий самоочищающую способность водоемов (Карнаухов, 1988; Бедова, Колупаев, 1998; Живо-
7 това, Романова, 2004; Остроумов и др., 2006). Малакофауна по своему видовому составу отличается по реакции на загрязнители. Отдельные виды моллюсков покидают экологически неблагополучную среду обитания, а другие, в силу адаптационных способностей, остаются и приспосабливаются к изменяющимся условиям (Карнаухов, 1988; Бедова, Колупаев, 1998).
Чтобы оценить перспективность использования малакофауны в качестве биоиндикаторов состояния водных экосистем, необходимо обладать информацией о влиянии загрязнителей на ее популяционные характеристики, о стратегиях выживания в зависимости от видовой принадлежности. В настоящее время эти вопросы остаются неизученными.
В связи с выше изложенным, целью работы является исследование биоиндикационных возможностей региональной малакофауны в оценке экологического состояния водных объектов Ульяновской области.
В задачи исследования входило:
Исследовать физико-химические характеристики биотопов.
Охарактеризовать видовое разнообразие малакофауны р.Свияги и ее городских и пригородных биотопов.
Исследовать эколого-популяционные характеристики малакофауны в биотопах с разным уровнем загрязнений.
Определить содержание каротиноидов и тяжелых металлов в тканях моллюсков из биотопов с разным уровнем загрязнений.
Оценить информативность эколого-популяционных характеристик малакофауны для целей биоиндикации.
Научная новизна. Охарактеризовано видовое многообразие малакофауны, ее эколого-популяционные параметры в разных биотопах р.Свияги. Выявлены наиболее информативные для целей биоиндикации эколого-популяционные параметры малакофауны. Установлено, что содержание каротиноидов и тяжелых металлов в теле моллюсков отражает уровень загрязнения речных биотопов. Выявлено, что нарастание уровня загрязнителей сопровождается перераспределением видового состава малакофауны и представительства разных сапробных групп.
Проведена комплексная биоиндикационная оценка экологического состояния р.Свияги с использованием малакофауны. Получены новые данные о видовом составе малакофауны в районе г. Ульяновска и пригородной зоне.
Теоретическая и практическая значимость. Результаты проведенных исследований вносят вклад в развитие теоретических основ биоиндикации, экологии водных объектов, факториальной экологии, эйдэкологии малакофауны на фоне поллютантов. Выявленное видовое разнообразие моллюсков отражает региональные особенности малакофауны Ульяновской области.
Результаты исследований, характеризующие влияние загрязнителей на малакофауну, целесообразно использовать в системах экологического мониторинга и прогнозирования для разработки профилактических мероприятий, направленных на улучшение экологического состояния водных экосистем.
Полученные результаты могут рассматриваться как базовые при экологической оценке водных объектов на территории Ульяновской области.
Основные положения и выводы диссертации используются в учебном процессе на экологическом факультете Ульяновского государственного университета и факультете ветеринарной медицины Ульяновской государственной сельскохозяйственной академии.
Положения, выносимые на защиту:
1. Увеличение уровня загрязнения водных экосистем сопровождается изме
нением соотношения малакофауны разных классов и разных сапробных
групп.
2. Содержание тяжелых металлов и каротиноидов в тканях двустворчатых
моллюсков отражает степень загрязнения водной среды.
3. Эколого-популяционные параметры малакофауны могут быть эффективно
использованы для биоиндикации состояния водных экосистем.
Биоиндикация в оценке загрязнения окружающей среды
Возрастающее антропогенное воздействие на природную среду привело к необходимости поиска эффективных методов оценки состояния водных экосистем, позволяющих установить характер и масштаб, а таклсе оценить последствия этого воздействия на функционирование экосистем. Для этой цели используют два принципиально разных подхода: физико-химический и биологический (Шаланки, 1982; Методы.., 1989; Методы.., 1996; Сидоров и ДР., 1999).
Физико-химический подход основан на определении концентраций загрязняющих веществ и их сравнении с ПДК. Вследствие этого он слишком трудоемок и дорогостоящ, и не может дать объективной картины состояния среды в целом, т.к. далеко не для всех загрязнителей известны ПДК. Нормы ПДК разработаны лишь для человека и не могут служить критерием воздействия на окружающую среду в целом, поскольку вредное воздействие загрязняющих факторов на многие виды живых организмов больше, чем на человека (Абакумов, Сущеня, 1991; Булгаков, 2003).
Все более широкое применение в выявлении антропогенного загрязнения водной среды в последнее время находят биологические методы. Биологические методы позволяют получать сведения о непосредственной реакции организмов, сообществ или экосистем на естественные или антропогенные изменения, поскольку биота реагирует даже на незначительные изменения внешних условий (Биоиндикация.., 1985; Абакумов, Сущеня, 1991; Пястолова и др., 1996; Баканов, 2000; Неверова, Еремеева, 2006).
Применение биологических методов для оценки среды подразумевает выделение видов животных или растений, чутко реагирующих на тот или иной тип воздействия. Организмы или сообщества организмов, жизненные функции которых так тесно коррелируют с определенными факторами среды, что могут применяться для их оценки, называются биоиндикаторами.
С помощью биоиндикаторов можно обнаруживать места скоплений в экологических системах различного рода загрязнений; по ним можно проследить скорость происходящих в окружающей среде изменений; только по биоиндикаторам можно судить о степени вредности тех или иных веществ для живой природы. Живые биоиндикаторы имеют ряд преимуществ перед химическими методами оценки состояния окружающей среды, широко применяемыми в настоящее время: -они суммируют все без исключения биологически важные данные об окружающей среде и отражают ее состояние в целом; -в условиях хронической антропогенной нагрузки биоиндикаторы могут реагировать на очень слабые воздействия в силу аккумуляции дозы; -исключают необходимость регистрации физических и химических параметров среды; -делают необязательным применение дорогостоящих и трудоемких физических и химических методов для измерения биологических параметров; живые организмы постоянно присутствуют в окружающей человека среде и реагируют на кратковременные и залповые выбросы токсикантов, которые можно не зарегистрировать при помощи автоматической системы контроля с периодичным отбором проб на анализы; -фиксируют скорость происходящих в окружающей среде изменений, -указывают пути и места скоплений различного рода загрязнений в экологических системах и возможные пути попадания этих веществ в пищу человека; -позволяют судить о степени вредности синтезированных человеком веществ для природы и человека и позволяют контролировать действие этих веществ; -помогают нормировать допустимую нагрузку на экосистемы, различающиеся по своей устойчивости к антропогенному воздействию, так как одинаковый состав и объем загрязнений может привести к различным реакциям природных систем в разных географических зонах. Наконец, биоиндикаторы вскрывают тенденции развития окружающей среды (Неверова, Еремеева, 2006). Биологический подход развивается в рамках направления, которое получило название биоиндикация и биомониторинг. Метод оценки абиотических и биотических факторов местообитания при помощи биологических систем называется биоиндикацией. Биоиндикация предусматривает выявление уже состоявшегося или происходящего загрязнения водоема по функциональным характеристикам его обитателей и экологическим характеристикам сообществ организмов (Макрушин, 1974; Жукинский и др., 1980; Shannon, Weaver, 1963). Поскольку изменения биологических систем довольно часто могут быть обусловлены антропогенными факторами, то само понятие «биоиндикация» можно сформулировать следующим образом: «Биоиндикация -это обнаружение и определение биологически и экологически значимых антропогенных нагрузок на основе реакций на них живых организмов и их сообществ» (Криволуцкий и др., 1987). Биоиндикация загрязнения водоемов -система оценки степени загрязнения водоемов, основанная: -на учете состояния водных биоценозов, присутствии индикаторных организмов; или -на анализе видовой структуры биоценозов; или -на функциональных характеристиках биоценозов и др. Биоиндикация позволяет получить интегральную характеристику качества среды, находящейся под воздействием всего многообразия физических, химических и других факторов, т.к. именно живые организмы несут наибольшее количество информации об окружающей их среде обитания (Захаров, Кларк, 1993). Биологические показатели позволяют определить экологическое состояние и трофический статус водных объектов; оценить качество поверхно 12 стных вод как среды обитания организмов, определить совокупный эффект комбинированного действия загрязняющих веществ (Филков, Коничев, 2007).
В отличие от химико-аналитических исследований, биоиндикация позволяет определить интегральное влияние токсикантов, выявить общебиологический эффект их действия (Данилин, Павловская, 2006).
Необходимость биологических наблюдений становится особенно очевидной, если принять во внимание, что в настоящее время с городскими и промышленными сточными водами (даже когда они подвергаются, очистке современными методами) в природные воды поступают сотни различных веществ разного химического состава. Практически невозможно с помощью химических анализов проследить малые концентрации всех загрязнений, которые могут нарушать биологические процессы, в особенности при их длительном воздействии на протяжении многих поколений водных организмов. Немыслимо детально изучить влияние на все многообразные биологические явления в водных экологических системах каждого из многих сотен поступающих в водоем веществ, не говоря о том, что нельзя предусмотреть последствия комбинированного действия многих химических соединений в их разнообразных сочетаниях и, наконец, продуктов их трансформации в воде и в донных отложениях. Поэтому особую ценность представляют полевые биологические наблюдения за интегральным конечным эффектом действия загрязнений (Миловидова, Кирюхина, 1979а).
Биологические методы при их правильном и квалифицированном применении обладают высокой чувствительностью. Они дают возможность проследить и оценить биологические последствия антропогенного изменения среды. (Экологический мониторинг.., 1995). Преимущества биоиндикации обусловлены также простотой, скоростью и дешевизной определения качества среды.
Методы исследования характеристик геомагнитного поля
Оценку электромагнитного фона проводили по параметрам геомагнитного поля (ГОСТ Р 51724-2001) в непосредственной близости от реки на берегу р.Свияга. Измеряли вариации трех составляющих вектора магнитной индукции поля Земли (X-comp, Y-comp, Z-comp) с помощью магнитометра MF-03-P.
Земной шар является естественным постоянным магнитом, вокруг которого существует магнитное поле. Магнитные силовые линии геомагнитного поля выходят из южного магнитного полюса и заканчиваются в северном, при этом магнитные полюса не совпадают с геодезическими полюсами. Магнитное поле Земли в каждой точке характеризуется вектором напряженности НТ (рис. 2), совпадающим с касательной к магнитной силовой линии в сторону северного магнитного полюса. Величина вектора напряженности магнитного поля Земли составляет 0,5-0,6 эрстеда.
Для определения элементов земного магнетизма в точке О вектор НТ раскладывается на составляющие в прямоугольной системе координат, ось ОХ которой направлена по касательной к истинному меридиану на север, ось OY- на восток, ось OZ - по местной вертикали вниз (рис. 2). Проекция вектора НТ на горизонтальную плоскость XOY дает горизонтальную составляющую напряженности магнитного поля Земли Н, а на вертикальную плоскость - вертикальную составляющую Z. Направление, совпадающее с вектором Н, называется магнитным меридианом, а вертикальная плоскость Q - плоскостью магнитного меридиана.
Магнитное склонение отсчитывается от истинного меридиана и измеряется от 0 до 180 по ходу часовой стрелки со знаком «+», против - со знаком «-». В различных точках Земли магнитное склонение неодинаково как по величине, так и по знаку. Угол между вектором Н и вектором напряженности НТ называется магнитным наклонением 6. Угол 0 изменяется от магнитного экватора к магнитным полюсам в пределах от 0 до +90. В Северном полушарии 0 0, в южном 9 0.
Магнитное склонение, наклонение, горизонтальная и вертикальная составляющие вектора напряженности магнитного поля Земли являются элементами земного магнетизма.
Магнитные вариации - непрерывные изменения магнитного поля Земли во времени. Магнитные вариации характеризуются отклонением составляющих геомагнитного поля (горизонтальной Н, вертикальной Z и магнитного склонения Y) от среднего значения в месте наблюдений. В приэкваториальных областях среднее значение полной напряжённости земного магнитного поля составляет 0,42 эрстед, к полюсам оно увеличивается и достигает 0,70 эрстед. Приборы, измеряющие вариации Н, Z и Y, называются вариометрами магнитными. Величина и форма магнитных вариаций зависит от широты места наблюдений, времени года и солнечной активности.
Для измерения параметров геомагнитного поля был использован лицензированный магнитометр MF-03-r (рис. 3).
Оценку геомагнитного фона проводили по амплитудам вариаций геомагнитного поля (ГМП) (табл. 1). Магнитное поле считается возмущенным, если на временной базе в 1-2 минуты его амплитуда изменяется более чем на 5-10 нТл (Руководство .., 2003).
Магнитометр MF-03-r Всего было произведено 150 измерений вариаций геомагнитного поля. Измерения каждой составляющей геомагнитного поля проводили в течение 5 мин. в одно и то же время суток.
Исследования химических характеристик водной среды включали определение содержания приоритетных загрязняющих веществ, таких как тяжелые металлы, нефтепродукты, нитриты, СПАВ и интегрального показателя загрязнения (БПК5).
Отбор проб поверхностного слоя воды и донных отложений проводили в соответствии с установленными стандартами (ГОСТ 17.1.5.01-80; ГОСТ 51592-2000) ежемесячно в летний сезон в период 2005-2008 гг. Под поверхностным слоем воды подразумевают слой на глубине не ниже 0,5 м. Отбор проб проводили вручную в одноразовые емкости в соответствии с установленными правилами. В каждом биотопе отбирали по три пробы воды и донных отложений. Исследования на содержание загрязняющих веществ проводили в трех повторностях. Всего было отобрано и исследовано 206 проб воды и донных отложений.
В отобранных образцах донных отложений определяли содержание тяжелых металлов: цинка, меди, свинца, кадмия, никеля, хрома.
Химический анализ воды проводили в соответствии со стандартными методами: нефтепродукты - МУК 4.1.068-96.В, нитриты - ПНД Ф 14.1:2.4.-95, СПАВ -РД 52.24.368-95, БПК5-ПНД Ф 14.1:3:4.123-97. Биохимическое потребление кислорода (БПК5) определяется количеством кислорода в мг/л, которое требуется для окисления находящихся в воде углеродсодержащих органических веществ, в аэробных условиях в результате биохимических процессов (ПНДФ 14.12:3:4.123-97). Метод определения БПК5 основан на способности микроорганизмов потреблять растворенный кислород при биохимическом окислении органических и неорганических веществ в воде.
Определение БПК5 в поверхностных водах используется для оценки содержания биохимически окисляемых органических веществ, условий обитания гидробионтов и в качестве интегрального показателя загрязненности воды. Показатель БПК5 используют как интегральный показатель в оценке загрязнения водной среды (табл. 1).
Качество воды в исследованных биотопах оценивали при сравнении с предельно допустимыми концентрациями загрязняющих веществ, установленных для водоемов рыбохозяйственного водопользования (Перечень.., 1999) и хозяйственно-питьевого и культурно-бытового назначения (СаНПиН 2.1.5.980-00; ГН 2.1.5.1315-03). Оценку загрязнения донных отложений проводили путем сравнения полученных данных с ПДК загрязняющих веществ в почвах (Перезвонников, Понаморенко, 2007). Исследования воды по показателю БПК5 проводили в «Центре гигиены и эпидемиологии в Ульяновской области».
Химические факторы загрязнения водной среды
Химическое загрязнение является одним из приоритетных антропогенных факторов, особенно на урбанизированных территориях. Приоритетными для контроля загрязняющими веществами в водоемах Ульяновской области являются нефтепродукты, нитриты, СПАВ и тяжелые металлы (Государственный доклад.., 2008).
В ходе исследования нами был проведен химический анализ проб воды р.Свияги в изучаемых биотопах на содержание нефтепродуктов, СПАВ и нитритов.
Нами было выявлено, что содержание нефтепродуктов и нитритов не превышало норм ПДК, установленных для водоемов хозяйственно-питьевого назначения, однако было выше нормативов, установленных для рыбохозяйст-венных водоемов. Уровень СПАВ во всех биотопах не превышал установленных нормативов для обоих видов водопользования (табл. 3).
По результатам химического исследования воды содержание нефтепродуктов было достоверно выше в биотопах города по сравнению с пригородными биотопами и составило примерно 2,6 ПДКвр в биотопе 2 и 2,2 ПДКпр в биотопе 3. В биотопе 1, расположенном выше по течению реки от города, качество воды по данному показателю было в пределах ПДК (0,05 мг/л). В пригородном биотопе ниже по течению реки составило 1,1 ПДК.
Предельно допустимые концентрации СПАВ в водоемах составляет 0,1 ПДКвр и 0,5 ПДКВ. Уровень СПАВ не превышал установленных нормативов, но его концентрация в городских биотопах 2 и 3 была достоверно выше.
В водные объекты СПАВ поступают в значительных количествах с хозяйственно-бытовыми (использование синтетических моющих средств в быту) и промышленными сточными водами (текстильная, нефтяная, химическая промышленность, производство синтетических каучуков), а также со стоком с сельскохозяйственных угодий.
Предельно допустимая концентрация нитритов в воде составляет 0,02 мг/л для водоемов рыбохозяйственного водопользования и 1 мг/л для водоемов хозяйственно-питьевого и культурно-бытового назначения. По результатам наших исследований содержание нитритов в воде превышало нормативы ПДКвр во всех биотопах: в биотопе 1 содержание нитритов составило — 2,5 ПДКвр, в биотопе 2-5 ПДКвр, в биотопе 3-4,5 ПДКвр, в биотопе 4-3,5 ПДКвр (табл. 3). Отмечено более высокое содержание нитритов в биотопах в районе города.
Соли азотной кислоты (нитриты) представляют собой продукты окисления аммиака под влиянием микроорганизмов в процессе нитрификации. Наличие нитритов в количествах, превышающих 0,002 мг/л, свидетельствует о частично прошедшей трансформации азотистых соединений из одних форм в другие (Никаноров, 1989).
К числу приоритетных загрязняющих веществ относятся и тяжелые металлы, наблюдения за которыми обязательны во всех средах (Государственный доклад.., 2008).
Тяжелые металлы оказывают наибольшее влияние на качество природных вод, относятся к консервативным загрязняющим веществам, которые не разлагаются в природных водах, а только меняют формы своего существования (Дабахов и др., 2005). Основными источниками поступления тяжелых металлов в водоемы являются промышленные, городские и бытовые стоки, естественная эрозия, стоки с почв, добыча и выплавка металлов. При избыточном попадании в объекты окружающей среды тяжелые металлы ведут себя как экотоксиканты, негативно воздействуя на всю экосистему.
Среди загрязнителей биосферы, представляющих наибольший интерес для различных служб контроля ее качества, тяжелые металлы относятся к числу важнейших. В значительной мере это связано с биологической активностью многих из них. Многие тяжелые металлы замедляют процессы биохимического окисления органических веществ, чем снижают самоочищающую способность водотока. На организм человека и животных физиологическое действие металлов различно и зависит от природы металла, типа соединения, в котором он существует в природной среде, а также его концентрации. Многие тяжелые металлы проявляют выраженные комплексообразую-щие свойства. Так, в водных средах ионы этих металлов гидратированы и способны образовывать различные гидроксокомплексы, состав которых зависит от кислотности раствора. Если в растворе присутствуют какие-либо анионы или молекулы органических соединений, то ионы этих металлов образуют разнообразные комплексы различного строения и устойчивости.
В ряду тяжелых металлов одни крайне необходимы для жизнеобеспечения человека и других живых организмов и относятся к так называемым биогенным элементам. Другие вызывают противоположный эффект и, попадая в живой организм, приводят к его отравлению или гибели. Эти металлы относят к классу ксенобиотиков, то есть чуждых живому. Специалистами по охране окружающей среды среди металлов-токсикантов выделена приоритетная группа наиболее опасных для здоровья человека и животных (Бингам и др., 1993). К ним относятся исследованные нами тяжелые металлы, такие как цинк, медь, свинец, кадмий, никель и хром, из них свинец, кадмий и хром наиболее токсичны.
Нами было проведено исследование содержания цинка, меди, свинца, кадмия, никеля и хрома в пробах воды и в донных отложениях, так как мол 52 люски являются преимущественно донными организмами. Донные отложения водоемов являются активными накопителями тяжелых металлов, вследствие чего содержание в них микроэлементов на несколько порядков превышает концентрацию в воде. Благодаря сорбционным процессам происходит очищение воды от соединений тяжелых металлов. Однако в определенных условиях (изменение рН, наличие разнообразных комплексообразующих веществ) происходит десорбция металлов и их переход в растворенном состоянии в толщу воды, т.е. донные отложения превращаются в источники вторичного загрязнения водных объектов (Мур, Рамамурти, 1987).
Во всех исследованных биотопах р.Свияги содержание цинка в пробах воды не превышало ПДКВ (1 мг/л), но было значительно выше ПДКвр (0,01 мг/л) (рис. 9). Наибольшее содержание данного элемента в воде было выявлено в городских биотопах 2 и 3, где его концентрация составляла 0,72±0,05 мг/л и 0,70±0,02 мг/л соответственно. В биотопах пригородной зоны 1 и 4 содержание цинка в воде было ниже и составляло соответственно 0,44±0,03 мг/л и 0,59±0,02 мг/л.
Влияние загрязнений на возрастную структуру популяций и морфологию раковин моллюсков
Пресноводные моллюски обладают большой экологической пластичностью. Заселяя биотопы с разным уровнем загрязнений, популяции моллюсков реагируют на особенности среды обитания изменением статических и динамических характеристик популяций. Одной из важнейших популяционных характеристик является возрастная структура, определяющая репродуктивную стратегию и динамику численности (Дашинин и др., 1998; Soroka, 2000). Высокий уровень загрязнений вызывает перераспределение численности разновозрастных групп и упрощение структуры популяций гидробионтов (Картавых, 2004).
По результатам наших исследований в биотопах с более высоким уровнем химического загрязнения и возмущенными характеристиками геомагнитного поля выявлено упрощение возрастной структуры популяций (рис. 20). Наиболее полно возрастной спектр представлен в пригородных биотопах (рис.20): в биотопе 1 выявляются пять возрастных групп, в биотопе 4 - четыре возрастные группы. Доминирующей была возрастная группа 3-5-летних особей. В биотопе 4 уменьшена доля сеголеток и 1-2-летних особей и не выявлялась группа особей старше 8 лет.
В биотопах 2 и 3 с более высоким уровнем химического и физического загрязнения популяция моллюсков представлена только тремя возрастными группами, с доминирующей группой 3-5-летних особей (рис. 20). Сеголетки и особи старше 7-летнего возраста в данных биотопах не выявлялись. Доля молодых и старше 3-х-летнего возраста особей значительно уменьшена по сравнению с пригородными биотопами. биотоп 1 По данным некоторых авторов, сеголетки моллюсков высокочувствительны к химическим загрязнителям (Коробов, Ковригина, 1999). Не менее чувствительны они к действию геомагнитных полей, которые снижают их репродуктивные функции (Картавых, 2004). Отмечается также высокая чувствительность эмбрионов пресноводных моллюсков к повышенному содержанию тяжелых металлов (Дрегольская, 1993). Показано, что действие повышенного содержания тяжелых металлов среде приводит к снижению плодовитости гидробионтов, потере устойчивости экосистем водоемов (Бранд, 1951).
Полученные в ходе наших исследований результаты хорошо согласуются с этими данными. Химическое загрязнение среды обитания на фоне повышенного электромагнитного фона негативно сказалось на репродуктивных функциях Bivalvia и их продолжительности жизни.
Таким образом, меньшая стабильность городских популяций моллюсков подтверждается упрощением возрастной структуры и преобладанием возрастной группы 3-5-летних особей. С целью определения возможности использования морфологических параметров моллюсков в биоиндикационных исследованиях был проведен анализ морфологических параметров раковин двустворчатых моллюсков U.pictorum. Поскольку морфологические признаки животных формируются в значительной степени под влиянием окружающей среды, то средние величины этих признаков могут служить надежными маркерами происходящих негативных изменений в среде обитания.
Результаты проведенных исследований показали различия средней длины раковины половозрелых особей U.pictorum в возрасте четырех лет, обитающих в биотопах с разной степенью загрязнения. Наибольшая средняя длина раковины выявлена у моллюсков в биотопе 1. В биотопах города средняя длина раковины была на 14% ниже по сравнению с данным показателем у моллюсков в биотопе 1 и на 5% ниже по сравнению с биотопом 4. В биотопе 4 пригородной зоны средняя длина раковин исследованных моллюсков была ниже, чем в биотопе 1 на 9%, но выше, чем у моллюсков, обитающих в биотопах в черте города с более высоким уровнем загрязнением среды обитания примерно на 5% (рис. 21). длина раковины (см) Рис. 21. Сравнение средней длины раковин моллюсков из биотопов с разным уровнем загрязнений По данным литературы, сведения по вопросу связи между загрязнением среды обитания и размерами моллюсков противоречивы и немногочис 77 ленны (Оскольская и др., 1999; Богомол, 2003). Одними исследователями отмечается увеличение размеров моллюсков, в частности, увеличение средней длины раковин у двустворчатых моллюсков старших возрастных групп, обитающих в более загрязненных участках водоемов по сравнению с моллюсками из более чистых мест обитания (Богомол, 2003). Другие исследователи (Оскольская и др., 1999) отмечают обратную тенденцию. Более крупные размеры раковин зарегистрированы в более благоприятных условиях обитания.
Полученные нами в ходе исследования результаты позволяют предположить, что загрязнение среды обитания негативно влияет на обменные процессы в организме моллюсков, что сказывается и на процессах роста моллюсков.
