Содержание к диссертации
Введение
1 Обзор литературы 6
1.1 Оценка экологического состояния поверхностных водных объектов 6
1.2 Краткая характеристика бассейна р. Иртыш 13
1.2.1 Физико-географические и климатические условия 13
1.2.2 Ретроспективный обзор гидрохимического режима Нижнего Иртыша 15
1.2.3 Ихтиофауна Нижнего Иртыша 19
1.2.4 Хозяйственная деятельность в бассейне Иртыша как источник загрязнения реки 25
1.2.5 Приоритетные загрязняющие вещества в водах Обь-Иртышского бассейна и их влияние на гидробионты 29
2 Материал, методы и объем исследований 41
2.1 Станции отбора проб в районе исследований 41
2.2 Методы определения химического состава воды и донных отложений 42
2.3 Методы токсикологической оценки состояния воды и донных отложений 44
2.4 Биоиндикационные методы оценки состояния р.Иртыш в районе исследований 44
2.5 Объем исследований 49
3 Результаты и их обсуждение 51
3.1 Химический состав и загрязнение воды и донных отложений в нижнем течении р.Иртыш 51
3.2 Накопление тяжелых металлов организмами макрозообентоса 79
3.3 Макрозообентос Нижнего Иртыша 84
3.4 Биоиндикационный анализ состояния Нижнего Иртыша по показателям макрозообентоса 107
3.5 Результаты токсикологического анализа воды и донных отложений методом биотестирования 113
4 Комплексная оценка современного состояния экосистемы нижнего иртыша 128
Выводы 136
Список сокращений и аббревиатур 138
- Физико-географические и климатические условия
- Хозяйственная деятельность в бассейне Иртыша как источник загрязнения реки
- Методы токсикологической оценки состояния воды и донных отложений
- Биоиндикационный анализ состояния Нижнего Иртыша по показателям макрозообентоса
Физико-географические и климатические условия
Оценка качества воды пресноводных водоёмов осуществляется по трём основным направлениям [129, 400, 430, 423], включающим следующие комплексы показателей: - факторы, связанные с физико-географическим и гидрологическим описанием природного объекта; - контролируемые показатели состава и свойств водной среды и их соответствия действующим нормативам; - совокупность критериев, оценивающих специфику структурно-функциональной организации сообществ гидробионтов и динамику развития биоценозов. Под качеством воды понимается [44, 395] состав и свойства, определяющие её пригодность для: а) конкретных видов водопользования; б) для здоровья населения; в) для обеспечения здорового функционирования естественных экологических систем.
Качество воды и ДО регламентируется государственными стандартами [75, 76, 79] и характеризуются совокупностью качественных и количественных показателей как общих (гидрофизические, гидрохимические), так и специфических (загрязняющие вещества), характеризующих эколого-токсикологическую ситуацию (ЭТС) [30]. Под ЭТС авторы подразумевают совокупность информации об источниках загрязнения экосистемы, её токсикологический статус и показатели отклика биоты на токсическое воздействие. Водную экосистему авторы подразделяют на две подсистемы: «вода и берег». В свою очередь в понятие «вода» входит три подсистемы: «водные массы», «дно» и «биота». Дно и биота являются аккумулирующими составляющими водного объекта. Определение содержания приоритетных токсикантов во всех подсистемах, даёт возможность рассчитать коэффициенты донной и биотической аккумуляции (КДА и КБА) – отношение содержания токсических веществ в ДО и биоте к их концентрации в водной массе, т.е. определить токсикологический статус экосистемы (ТСЭ).
Наибольшее количество публикаций посвящено методологическим подходам к оценке качества воды [2, 428, 400]. Критерии качества воды по гидрохимическим и гидрофизическим показателям были заложены в основу классификации качества вод в системе Госкомгидромета в середине XX в с учетом сформировавшейся концепции ПДК. Но уже в 1964 г. С.М.Драчевым [96], а в 1980 г. В.Н. Жукинским с соавторами [106] были разработаны классификации, в которые кроме показателей солевого, биогенного состава, содержания органического вещества и величины рН, были включены микробиологические, гидробиологические показатели и предложена девятиразрядная шкала качества.
Впервые обоснование гидробиологического мониторинга и контроля качества внутренних вод в нашей стране были сформулированы В.Д. Федоровым [396] и Г.Г. Винбергом [39]. Токсикологические методы оценки качества водной среды (биотестирование) начали разрабатываться в СССР в 30-х годах XX столетия, но только к 80-м годам [38, 374] контролирующими службами была осознана необходимость и правомерность их широкого использования и внедрения в систему контроля и они вошли в современные комплексные классификации качества вод [29, 91, 279, 341]. Эти классификации включают частные классификации по: 1. Солевому составу и общей минерализации; 2. Трофо - сапробиологическим показателям (включая гидрохимические, гидробиологические и микробиологические показатели); 3. По эколого-токсикологическим показателям, в том числе радиоэкологическим (содержание токсических компонентов, радионуклидов, биотестирование, токсобность).
Установлено, что при действии токсических веществ в гидроэкосистемах возникают изменения на всех уровнях организации: от молекулярного до экосистемного, играющих значимую роль в плане экологических последствий для поверхностных водных объектов:
1. Молекулярный - изменение конформации и активности ферментов, хромосомные и генные мутации, нарушение регуляции клеточного метаболизма, опустошение гликогенных депо, гипергликемия, ослабление иммунитета, нарушение липидного, белкового и энергетических обменов и др. [144, 405, 358, 15, 367, 392, 220, 16, 311, 312, 193].
2. Организменный - снижение скорости роста и выживаемости [254, 32, 398, 301, 302, 303], морфологические уродства [361, 224].
3. Популяционный - снижение плодовитости, изменение биомассы, численности, в частности аномальная вспышка вида как индикатор нарушения стабильности, изменения размерно-весовой, половой, генеративной и пространственной структуры, гибель наименее устойчивых особей популяции [5, 222].
4. Биоценотический - изменение видовой, размерной и трофической структуры, характера доминирования, нарушение межвидовых связей и межпопуляционных отношений [100, 346, 399, 28, 292].
Изменения, вызываемые загрязнением на молекулярном, организменном, популяционном уровне, проследить проще (в токсикологических лабораториях), чем биоценотическом и экосистемном (в естественных водоемах), где труднее вычленить какой-либо конкретный негативный фактор. Тем не менее, в последнее время появляется все больше работ такого плана, особенно по отклику на антропогенное воздействие бентических сообществ, поскольку зообентос является одним из наиболее объективных биоиндикаторов [419, 32, 372, 423, 9, 424, 425, 414, 416, 297, 298, 486, 447].
Все эти показатели, являющиеся критериями токсичности водной среды, положены в основу разработки системы биоиндикации, которая стала ключевым звеном в оценке состояния водных объектов по ответной реакции экосистемы на весь комплекс действующих факторов.
Основы такого подхода были заложены в нашей стране в 1976 г., на совещании по гидробиологическим методам оценки качества вод [393]. Пришло осознание того, что только гидробиологический анализ, будучи важнейшим элементом системы контроля загрязнения поверхностных вод и донных отложений как среды обитания организмов водоёмов и водотоков, позволяет [347]:
Нормативные документы [77], регламентируют обеспечение проведения экологической рыбохозяйственной таксации и паспортизации водных объектов, которая заключается «в составлении экологической характеристики водного объекта, выявлении участков и их границ, имеющих особое хозяйственное (санитарно-гигиеническое, рыбохозяйственное, экологическое) значение, выявление пострадавших от загрязнения или иных видов антропогенного влияния, находящихся под угрозой загрязнения участков, зон накопления загрязняющих веществ в донных осадках и в организмах, зон подтопления» и т.д. В последние годы особое внимание уделяется роли ДО в функционировании гидроэкосистем и накоплении в них токсических веществ.
Хозяйственная деятельность в бассейне Иртыша как источник загрязнения реки
Суммарное действие компонентов нефти в воде и ДО вызывает политоксикоз у рыб и беспозвоночных. Внешним проявлением нефтяного токсикоза у рыб являются: сильное возбуждение с последующим угнетением двигательной активности, нарушение координации, потеря равновесия [37, 219], извращение полового, пищеварительного и оборонительного поведения [368, 218]. Нефтяное загрязнение оказывает как прямое токсическое, так и опосредованное через внешнюю среду (вода, ДО) негативное воздействие на всех гидробионтов, особенно на высшее трофическое звено – рыб. Наиболее уязвимыми к действиям ЗВ, в том числе нефти, являются ранние стадии онтогенеза рыб [407]. Действие нефти на развивающуюся икру севрюги вызывает увеличение количества аномально развивающихся эмбрионов и ее повышенный отход [146]. При действии сибирской нефти в воде и ДО на эмбрионов осетра и стерляди [224, 145, 240] происходило угнетение функционирования половых клеток (сокращение поступательного движения спермиев и снижение их оплодотворяющей способности), асинхронность развития и гибель части эмбрионов, возникновение различных уродств и отставание в развитии эмбрионов и предличинок, нарушение сердечного ритма и биосинтеза белка, сроков вылупления предличинок и увеличение постэмбриональной смертности. У осетровых видов рыб в условиях нефтяного загрязнения отмечена задержка онтогенетического развития [176, 60], белковая и жировая дистрофия почек, печени (некроз гепатоцитов), в селезенке - нарушение сосудов, разрушение аппарата Гольджи в мышечных клетках, а также изменение формулы крови, морфоструктурных показателей сыворотки крови, гистогематических и энцефалических барьеров [130, 131]. У сеголетков стерляди на поверхности тела появлялись кровоизлияния, формула крови изменялась, более чем в 2 раза уменьшалось количество гемоглобина, все это сопровождалось обильным выделением слизи [145]. Загрязнение водоемов нефтью вызывает у рыб, в том числе осетровых нарушения половых желез – изменение структуры, окраски, злокачественные новообразования [342, 60, 464]. Все это приводит к бесплодию рыб на фоне снижения интенсивности тканевого дыхания [61, 62], то есть признаков окислительного стресса [479].
Наиболее распространенными нарушениями при нефтяном токсикозе у личинок сиговых и карповых рыб является гиперемия сосудов мозга, печени, очаговые и точечные кровоизлияния внутренних органов, сгустки крови в сердце, аритмия [219, 220, 221]. Патологические изменения сердца, головного и спинного мозга, а затем полная гибель личинок тугуна происходили при воздействии 5 ПДК нефти [356]. Развитие нефтяной интоксикации способствует повреждению клеток и тканей. В жабрах наблюдается разрыв респираторных ламелл и кровоизлияния, аневризмы и гиперемия кровеносных сосудов, гипертрофия и гиперплазия клеток респираторного эпителия, неопластические изменения [189, 355]. В печени – дегенеративные изменения: кариопикноз, очаговые некрозы, интраваскулярный гемолиз, нарушения жирового обмена и кровообращения (кровоизлияния, венозный стаз, наличие тромбов) и воспалительные реакции [452, 355]. В почках отмечаются генеративные изменения, кровоизлияния, разрастания соединительной ткани, признаки гломерулопатии [355, 189].
Происходят значительные изменения физиолого-биохимических показателей: нарушение коллоидной стабильности белков сыворотки крови и мышц, отклонения в характере процесса перекисного окисления липидов в мышцах, снижение содержания малондиальдегидов, нарушение плавательной активности на фоне стимуляции антиоксидантной системы [145, 189]. Наблюдается нарушение синтеза и структуры белков, фракционного состава белков скелетных мышц, снижение уровня альбумина в крови и тканях и появление высокомолекулярных глобулинов [36, 217, 218, 166, 167, 168, 55]. Отмечаются особенности в распределении в тканях аскорбиновой кислоты (антиоксидант), уменьшение количества полостного жира и содержания в нем полиненасыщенных жирных кислот, торможение обмена моноаминов в печени и кишечнике рыб, т.е. нарушается белковый, липидный, углеводный и энергетический обмены [85, 62].
У карповых рыб при концентрации нефти 150 мг/дм3, наступало разрушение нейронов центральной нервной системы [131], при действии 10-ти кратного ПДК нефти происходило разрушение мембран эритроцитов, что приводило к их быстрому старению [53].
Считается, что тип питания рыб играет большую роль в степени интоксикации организма. Более подвержены патологическим изменениям рыбы - бентофаги, чем планктофаги, при этом встречаемость патологических изменений у карповых и окуневых рыб значительно меньше, по сравнению с другими семействами [356].
Организмы бентофауны тесно соприкасаются с ДО, которые, как указано выше, являются аккумуляторами ЗВ, в том числе и компонентов нефти. В ДО содержание нефтяных углеводородов может до 1000 и более раз превышать их содержание в водной среде [403, 404]. При концентрации нефтепродуктов в ДО более 5 г/кг в донных грунтах у гидробионтов увеличивается число хромосомных аберраций, нарушается водно-солевой обмен, возрастает число аномалий развития у личинок хирономид и молоди осетровых рыб [387, 241]. Снижается интенсивность ростовых процессов и содержание каротиноидов – одного из компонентов антиоксидантной системы [313, 252].
При концентрации в ДО нефтепродуктов 51–400 мг/кг и более в структуре донных сообществ наблюдается уменьшение доли двустворчатых моллюсков, ручейников, поденок, веснянок, пиявок и других чувствительных животных макрозообентоса. При этом происходит увеличение численности хирономид и олигохет, одновременно происходит снижение биомассы и видового разнообразия донной биоты [403, 404, 241, 158].
Олигохеты семейства Tubificidae одни из самых устойчивых животных макрозообентоса к нефтяному загрязнению, при этом они играют ведущую роль в минерализации ОВ донных отложений [46, 195, 47, 48, 49]. Одной из причин их устойчивости является обильная нефтеокисляющая микрофлора в их кишечнике. Вместе с тем известно, что фенолы, сопутствующие нефтяному загрязнению вызывают деградацию половой системы олигохет [323]. Установлена также устойчивость к нефтяному загрязнению некоторых видов личинок хирономид и моллюсков [241].
По-разному реагируют бионты на нефть в различных грунтах. Так, на глинистых грунтах происходит уменьшение доли хирономид, увеличение представителей Bivalvia, малощетинковых червей семейства Tubificidae, на песчано-илистых грунтах, снижается численность всех основных групп макрозообентоса: хирономид, олигохет, двустворчатых моллюсков, поденок и др. [373], на каменистом грунте снижается доля всех групп макрозообентоса, кроме поденок семейства Baetidae, доля которых увеличивалась [403, 404]. Вместе с тем, снижение видового разнообразия и биомассы зообентоса при загрязнении нефтепродуктами происходит на всех типах грунтов. При экстремальном загрязнении ДО нефтепродуктами (выше 5 г/кг) наблюдается угнетение даже устойчивых видов [227, 228, 42]. Однако, Д.С. Воробьевым и соавторами [47, 48] не обнаружено концентрации нефти, при которой гибель Limnodrilus hoffmeisteri была бы 100%.
Изменения в структуре донного биоценоза начинают происходить при концентрации нефти 50–150 мг/ кг: начинают преобладать устойчивые к нефти виды хирономид, моллюсков, малощетинковых червей. Однако, некоторые представители зообентоса (ручейники, пиявки и моллюски), ранее считавшиеся чувствительными, выживают при загрязнении НУВ до 1000 мг/кг. Вместе с тем, при такой степени загрязнения происходит снижение плодовитости моллюсков, гибель ракообразных, предличинок и личинок рыб [241].
Методы токсикологической оценки состояния воды и донных отложений
По сравнению с 2012 г. среднее содержание фосфора во все сезоны средневодного 2013 г. было ниже и размах колебаний меньше: летом 137,8 мг/кг, осенью 120,89 и весной 100,9 мг/кг. Колебания фосфора летом – от 119,5 до 176,7 мг/кг, максимум на створах 1, 4, 5 и 7, осенью - от 98,62 до 142 мг/кг. Причем, если весной минимальное содержание фосфора отмечалось на 7 створе, то летом и осенью на этом створе, а также на 1 и 2 содержание фосфора было максимальным (рисунок 10, таблица 23).
Содержание аммония было также ниже, чем в 2012 г. (рисунок 11), и колебалось летом от 5,15 до 11,02 мг/кг с максимумом на 7 створе и повышенным содержанием на 4 створе (среднее 6,94 мг/кг), осенью - от 5,46 до 17,13 мг/кг с максимумом на створе 5 и повышенным содержанием на створах 1, 2, 4 (среднее 8,57 мг/кг).
Содержание нитратов не отличалось от показаний 2012 г. (рисунок 11), в среднем составило летом 1,52 мг/кг и снизилось к осени почти на 40% до 0,91 мг/кг. В летний период колебания этого показателя были же, чем в осенний: соответственно – от 1,03 до 2,58 мг/кг с максимумом на створе 2 и от 0,23 до 1,98 мг/кг с максимумом на створе 7 и повышенным содержанием на створах 5 и 6. Минимум летом отмечен на створе 1, осенью на створе 3.
Содержание ОВ было максимальным на створах 3, 4, 6 и 7 летом, и на створах 1, 3 и 5 осенью. Содержание кальция коррелировало с содержанием фосфора, а хлориды колебались в тех же пределах, что и в 2012 г. – от 0,89 до 1,18 мг/кг.
Таким образом, по результатам 2-х летних наблюдений (лето-осень) наиболее загрязненные органическими веществами и биогенами ДО были на створах 1, 4, 5 и 7, причем в 2013 г. содержание ЗВ в ДО было ниже, чем в 2012 г. Колебания концентрации этих веществ в ДО связано с гидрологическим режимом, водностью (паводок - межень),
Загрязнение ДО р. Иртыш специфическими токсическими веществами - НП и ТМ связано с эксплуатацией речного флота, транспортировкой НП, выносом поллютантов с пойменных площадей, где ведется хозяйственная деятельность различных предприятий, а также сбросом загрязненных сточных вод на водосборной территории Иртыша.
Исследования показали, что донные грунты Иртыша загрязнены НП и ТМ (рисунки 12, 13). ПДУДО НП для песчано-илистых ДО равен 20 мг/кг [230, 241], для ТМ нормативы в ДО в нашей стране отсутствуют.
Валовое содержание НП в донных грунтах в период летне-осеннего сезона маловодного 2012 г. в среднем по створам было наибольшим на створе 2 – 29,78 и 73,34 мг/кг летом и осенью соответственно (рисунок 12А).
Рисунок 12 – Динамика валового содержания НП (средние величины по створам) в ДО р. Иртыш, (А) – 2012 г., (Б) - 2013 г. (пунктиром обозначено значение ПДУДО) Максимальные концентрации НП, превышающие ПДУДО, в летний период, отмечены на стрежне и в правобережной части реки на створе 2 – 28 мг/кг и 48 мг/кг соответственно и на створе 7 в правобережной части реки – 33,35 мг/кг. Стоит отметить, что створ 2 расположен ниже площадки, где до 2008 г. располагалась нефтебаза, в районе створа 7 наблюдается интенсивное движение речного флота и происходит отстой плавкранов (п. Горнослинкино).
В осенний период произошло увеличение концентрации НП на стрежне реки практически на всех створах, в прибрежье только на отдельных участках, что связано с увеличением интенсивности движения водного транспорта в летне-осенний период. Максимальное превышение было отмечено на створе 2: стрежень реки - 4 ПДУДО (80 мг/кг), правобережная часть - 6 ПДУДО (120 мг/кг).
Превышение ПДУДО было также отмечено в левобережной части реки на створе 1 – в 2 раза (40,02 мг/кг), правобережной части реки на створе 7 – в 1,5 раза (33,35 мг/кг).
В период весеннего половодья средневодного 2013 г. произошло увеличение концентрации НП по створам и соответственно количества загрязненных участков. Средние значения концентрации находились в пределах 18,67-64,48 мг/кг (рисунок 12Б). Максимум был отмечен на створе 4 – 73,37 мг/кг (стрежень и правобережная часть реки), выше этого участка расположено несколько зон отстоя и ремонта речного флота (рисунок 2). Участки, где были отмечены максимальные концентрации НП, превышающие ПДУДО в среднем в 1,5-2,5 раза - это стрежень и левобережная часть реки створов 1-6, и правобережная часть реки створов 2-7.
В период летнего сезона содержание НП в донных грунтах было в среднем на уровне 1,5-2 ПДУДО: левобережная часть реки на всех створах кроме 6, на стрежне кроме створа 4, правобережная часть реки на всех створах кроме 2 и 3. Максимальное загрязнение – 48,5 (2,5 ПДУДО) было отмечено на створе 4 в правобережной части реки (рисунок 12).
В осенний период 2013 г. превышение ПДУДО НП в среднем также составило 1,5-2 раза. Наиболее загрязненные участки отмечены на стрежне створа 3 – 53 мг/кг и в правобережной части створа 2 – 50,5 мг/кг. Превышение ПДУДО не было отмечено в левобережной части реки на створах 4 и 6, стрежне реки на створах 1, 4, 6, и в правобережье на створах 5 и 7.
Для проб ДО с разных станций одного створа, отмечалось достоверное различие в содержании НП (Р0,05).
Итак, в настоящее время степень загрязнения ДО НП невелико. В 2012 г. по классификации Госрыбцентра [241], в июле все грунты у левого берега характеризовались как «чистые», на стрежне и у правого берега 2 и 7 створов – как «слабо загрязненные» (II класс), остальные - «чистые». В сентябре уровень загрязнения возрос: у левого берега створа 1 - ДО «слабо загрязненные», створа 2 – «умеренно загрязненные» (III класс), остальные -«чистые».
В 2013 г. весной ДО на стрежне у левого берега на всех створах (кроме 7) характеризовались как «слабо загрязненные», на створе 4 как «умеренно загрязненные», у правого берега на 4 створе ДО «умеренно загрязненные», остальные – «слабо загрязненные».
В июле – у левого берега (кроме створа 6), на стрежне (кроме створа 4), у правого берега (кроме створов 2 и 3) все ДО – «слабо загрязненные» (II класс).
В сентябре все ДО у левого берега (кроме 4 и 6 створа), на стрежне (кроме 1, 4, 5 и 6) и у правого берега (кроме 5 и 7 створа) - «слабо загрязненные».
Распределение НП в ДО реки обусловлено их смывом и выносом с загрязненных пойменных площадей, влиянием антропогенной нагрузки (судоходство), присутствием иловых включений, склонных к накоплению углеводородов, расположением потенциальных источников загрязнения, а также водностью, русловыми эрозионными процессами и наносом твердого стока с загрязненными частицами грунта.
Для оценки степени загрязнения ДО тяжелыми металлами обычно сравнивают реальные концентрации с их ПДК для почв или кларками в земной коре. Существует несколько систем отнесения химических элементов к ТМ:
В Российской Федерации узаконенные нормативы ТМ в ДО отсутствуют, однако экспериментальным и расчетным путем установлены допустимые уровни для наиболее опасных ТМ в ДО [6, 66, 371, 412], а также зарубежные нормативы и величины фоновых концентраций ТМ в ДО пресноводных объектов [453, 117, 304, 149, 330, 191, 192]. Для элементов, у которых отсутствуют данные по фоновому содержанию, для сравнения мы использовали усредненные величины кларков в земной коре (таблица 24).
Биоиндикационный анализ состояния Нижнего Иртыша по показателям макрозообентоса
Состав макрозообентоса в паводковый период 2013 г. главным образом был представлен хирономидами, в левобережье - 93,33% общей численности, 96,82% общей биомассы, в стрежневой части по B преобладали ручейники – 54,43%, по N хирономиды - 75%, олигохеты в правобережье доминировали как по N - 71,43%, так и по B - 70%. Количественные показатели были ниже, чем в другие сезоны, средняя N - 427 экз./м2, B – 0,81 г/м2.
В левобережье хирономиды были доминантами по численности и биомассе в летний -80,82% и 56,92% и осенний - 83,87%, 84,62% периоды 2012 г., на стрежне олигохеты – летом 94,12%, 55,29% и осенью 52,13%, 67,21% соответственно. В летний период 2013 г. в правобережье также преобладали малощетинковые черви: N - 95,12% и B - 80,77%. Осенью по численности доминировали олигохеты - 90,91%, по биомассе хирономиды - 54,05%. Количественные показатели по створу летом были выше: N – 1100 экз./м2 против 980 экз./м2 осенью, а B – 1,13 г/м2 против 0,91 г/м2. Максимальные N и B наблюдались на стрежне за счет доли моллюсков в доминирующем комплексе по B. В среднем в маловодный 2012 г. - N и B бентофауны были выше, чем в средневодный 2013 г.
Основу хирономид составляли виды P. scalaenium, доля численности которого колебалась в пределах 24,66-58,97 %, а биомасса 1,27-31,94 %; Ch. plumosus с долей численности - 1,06-10 %, а биомассы - 17,31-87,5 % от общего числа видов на станции створа. Олигохеты были представлены двумя видами: T. tubifex, N - 1,37-46,43 %, B - 3,07-34,43%; и L. hoffmeisteri N- 5,53-90,91%, а B - 3,13-60 % общего числа видов на станциях створа.
Створ 3 расположен ниже г. Тобольска (в районе Тобольского речного порта и ниже нескольких зон отстоя судов) на 652 км реки, в левобережье грунт илистый, на стрежне реки и в правобережье песчано-илистый.
Организмы бентоса на исследуемом участке реки в летний период 2012 г. были представлены, главным образом, в левобережье олигохетами N - 84,34%, B - 89,74%, на стрежне и в правобережье хирономидами: N - 82,35% и 90,24%, B - 73,53% и 41,46% соответственно (рисунок 22). Значительную долю B в правобережье составили поденки (36,97%).
В период осенней межени 2012 г. олигохеты доминировали по численности и биомассе в левобережье - 86,49% и 59,79% и правобережье - 82,5% и 38,81%. На стрежне по численности преобладали олигохеты – 44,44%, по биомассе ручейники - 85,41%. Количественные показатели в среднем по створу были близки к таковым на ст. 2: N – 1347 экз./м2 и B – 1,72 г/м2 летом и 693 экз./м2 и 1,28 г/м2 осенью.
В период весеннего паводка 2013 г. бентофауна на исследуемом разрезе характеризовалась преобладанием хирономид в стрежневой части реки N – 89,47% и B - 93,75% и наличием веснянок в левобережье, которые доминировали по биомассе - 88,46%, по численности здесь преобладали хирономиды - 50%.
Биомасса (А) и численность (Б) групп макрозообентоса в нижнем течении р. Иртыш на створе № 3 (2012-2013 гг.) В правобережной части реки по численности доминировали малощетинковые черви -73,33%, по биомассе хирономиды - 52,08%. Численность и биомасса были минимальными за весь открытый период: 427 экз./м2 и 0,6 г/м2 соответственно.
В летний период 2013 г., хирономиды составляли основу донного биоценоза в стрежневой N - 77,27% и B - 92,59% и правобережной N - 81,08%, B - 63,85% частях реки. В левобережье по численности преобладали хирономиды - 56,76% и олигохеты 43,24%, по биомассе олигохеты - 76,56%.
В осеннюю межень этого года олигохеты по численности преобладали по всему створу: в левобережье - 78,43%, на стрежне - 45,45%, в правобережье –63,64%. По биомассе доминировали хирономиды и олигохеты в левобережной части – 53,85% и 46,15% соответственно, в правобережной части реки хирономиды - 32,40% и ручейники – 31,28%, на стрежне также ручейники – 77,5%.
На этом участке реки основу хирономид составляли: Ch. plumosus N - 3,68-18,18%, B -28,61 – 87,04%; P. scalaenum N - 11 %, B - 12,50 % общих значений на станциях створа. Среди олигохет основным видом был L. hoffmeisteri, численность которого составила 10,53 – 68,75%, биомасса - 3,75 – 76,96% от общих значений на станциях створа.
Средняя биомасса весной и осенью были равнозначной – 1,65 г/м2, а численность летом в 2 раза превосходила осеннюю, в связи со сменой доминирующего комплекса. Максимальная B на этом створе регистрировалась летом в правобережье в течение всего периода наблюдений, а численность летом – в 2012 г. - в правобережье, а в 2013 г. – в левобережье.
Створ 4 расположен ниже г. Тобольска на 624 км (район п. Медведчикова, выше на правом берегу реки расположен выпуск КОС г. Тобольска). В левобережной части реки грунт илистый, на стрежне - песчано-илистый, в правобережье - илисто-песчаный. По данным химического анализа это самый загрязненный створ как биогенами и ОВ, так и НП.
В летний период 2012 г. в левобережной части реки олигохеты преобладали как по численности, так и по биомассе - 91,98 и 71,05% соответственно. На стрежне по численности доминировали хирономиды - 66,19%, в правобережье олигохеты - 82,35%, биомассу на обоих станциях определяли двустворчатые моллюски - 75,83% и 59,59% соответственно.
В период осенней межени этого года в левобережье и правобережье по численности и биомассе доминировали олигохеты N – 97,87% и 90,6% и B - 64,81% и 85,37%, на стрежне по биомассе преобладали олигохеты – 43,4% и моллюски - 36,79%, по численности хирономиды -50% и олигохеты –47,17%, (рисунок 23). Количественные показатели в 2012 г. были максимальными среди всех створов: N – от 640 до 3240 экз./м2, в среднем 2233 экз./м2, B – 2,92-6,04 г/м2, в среднем 4,76 г/м2, за счет массового развития наиболее устойчивых к загрязнению, хирономид и моллюсков. Донная фауна рассматриваемого створа в период весеннего паводка 2013 г., также характеризовалась преобладанием олигохет по численности и биомассе в левобережье - 88,37% и 92,1% и в правобережье - 100%, на стрежне по численности доминировали личинки хирономид - 65,63%, по биомассе двухстворчатые моллюски - 63,33%.
В осенний период 2013 г. олигохеты вновь доминировали по численности и биомассе в левобережье - 87,5% и 72,06% и на стрежне реки - 75,61% и 34,25%. В правобережной части реки по численности преобладали олигохеты - 65%, по биомассе моллюски – 55,17%.
Для этого участка характерно минимальное число видов – 10. Доминирующими видами среди хирономид были P. scalaenum: N – 65,63%, B - 12,22%, среди олигохет L. hoffmeisteri: N – 20,14-64,81%, B - 12,25 -56,39% от общего числа видов на станциях створа, моллюски, главным образом, были представлены 1 видом S. nucleus, численность которого достигала 5,88%, а биомасса 75,83% . Очень редко встречались ручейники и нематоды.
Количественные показатели в средневодном 2013 г. были ниже таковых в аналогичные периоды маловодного 2012 г.: в среднем летом по N в 1,3 раза, по B – в 2,6 раза, осенью по N в 3,5 раза, по B – в 2,2 раза.
Створ 5 расположен в Тобольском районе ниже п. Бронниково на 608 км реки. Выше створа в р. Иртыш впадает правобережный приток – р. Аремзянка, на которой расположены очистные сооружения Тобольского нефтехимического комбината. В левобережье грунт илисто-песчаный, на стрежне и в правобережье песчано-илистый.
В летний период 2012 г. отбора проб (рисунок 24) в макрозообентосе по всему разрезу по численности доминировали хирономиды: левобережье - 90,63%, стрежень и правобережье 100%, по биомассе преобладали личинки стрекоз (левобережье) - 96,82% и хирономиды - 100%. (рисунок 24). У левого берега единично встречались мокрецы.
Осенью 2012 г. в левобережной и стрежневой части реки по показателям численности -66,67% и биомассы - 91,67% преобладали хирономиды. В правобережной части реки доли численности и биомассы малощетинковых червей и хирономид были равными – 50%.
Донное население на этом участке весной 2013 г. характеризовалось преобладанием хирономид по численности и биомассе в левобережье -71,87% и 62,50% и правобережье -88,48% и 57,14%, на стрежне по численности доминировали также хирономиды - 68,75%, по биомассе олигохеты - 60% (рисунок 24).
В летний период этого года преобладающими группами макрозообентоса в правобережье по N -95,24% и B - 92,31% были хирономиды, в левобережье и на стрежне по N доминировали хирономиды 50,98% и 66,67%, по B личинки стрекоз - 93,48% и олигохеты - 63,64% соответственно.
Похожие диссертации на Современное экологическое состояние реки Иртыш в нижнем течении
