Содержание к диссертации
Введение
Глава 1. Обзор литературы 7
1.1. Макрозообентос прибрежной части Черного моря, включая портовые акватории 7
1.2. Ихтиофауна портовых акваторий, включая промысловые виды 15
1.3. Природопользование (управление) прибрежной зоной морей в России. 18
1.4. Особенности природопользования прибрежными зонами в некоторых зарубежных странах 19
1.5. Процедура оценки воздействия хозяйственных объектов на морские экосистемы и водные биоресурсы в России 24
1.6. Дноуглубление и дампинг в прибрежной зоне как источники вторичного загрязнения 27
Глава 2. Район работ. материалы и методы исследования 43
Глава 3. Результаты исследований и их обсуждение 51
3.1. Состояние водной среды и бентоса в зоне производства и влияния дноуглубительных работ в порту Сочи . 51
3.2. Экспериментальная оценка гибели беспозвоночных, подвергнутых воздействию осадконакопления . 69
Заключение 73
Выводы 75
Список сокращений 77
Список литературы 78
- Ихтиофауна портовых акваторий, включая промысловые виды
- Особенности природопользования прибрежными зонами в некоторых зарубежных странах
- Состояние водной среды и бентоса в зоне производства и влияния дноуглубительных работ в порту Сочи
- Экспериментальная оценка гибели беспозвоночных, подвергнутых воздействию осадконакопления
Введение к работе
Актуальность исследования. Строительство морских гидротехнических сооружений связано с воздействием на прибрежные морские экосистемы вследствие выполнения дноуглубительных работ. Дноуглубительные работы вызывают загрязнение воды минеральной взвесью (Шавыкин и др., 2008, 2011), что приводит к образованию гидротехнического осадка на значительной площади дна. Гидротехническое строительство активно развивается в российских портах Азово-Черноморского бассейна, где создаются новые искусственные акватории (Трунин, 2007). Реализуется ряд проектов по развитию и улучшению существующих терминалов морских портов (Стратегия развития…., 2011). Так, с января 2011 г. по декабрь 2013 г., в рамках подготовки к зимней Олимпиаде-2014, в морском порту Сочи строился комплекс сооружений международного центра морских пассажирских и круизных перевозок (Корнева, 2014).
В районах дноуглубления и дампинга происходит механическое уничтожение зообентоса, приводящее к уменьшению видового разнообразия, численности и биомассы (Замбриборщ, 1982; Иванова, 1988; Мокеева, 1988; Солдатова, 1988), и, как следствие – к недостатку кормовой базы рыб-бентофагов.
Исследования влияния дампинга на зообентос, проведенные в различных морях, показали, что степень прямого воздействия на донные организмы зависит от объёма сброса: чем больше материала сброшено, тем большая площадь дна окажется под слоем осевшего грунта и тем толще сам этот слой (Aibulatov, 2005; Kochergin, 1999). Вместе с тем, отрицательный эффект от проведения дноуглубительных работ (Суслопарова и др., 2012) затем может нивелироваться при восстановлении донных сообществ (Рубцова, Алемов, 2011).
При планировании гидротехнических работ в прибрежной зоне следует
отметить несовершенство методик, используемых при выполнении прогнозной
оценки воздействия на донные биоценозы (Шлыгин, 1988; Прозоров, 2000;
Шавыкин и др., 2011; Kochergin, 2003). Например, при организации
экологического контроля и мониторинга водной среды и биоты при
производстве гидротехнических работ не выполняются наблюдения за
образованием зоны мутности, не определяются её параметры, не проверяются спрогнозированные технологические нормативы перехода извлекаемых донных отложений во взвесь (Рубинштейш, 1988; Зинченко, 2008).
Все это определяет актуальность исследования влияния
гидротехнических, в первую очередь, дноуглубительных работ на состояние компонентов прибрежных морских экосистем.
Цель работы. Оценка воздействия дноуглубительных работ на донных беспозвоночных и среду их обитания для оптимизации программы экологического контроля и локального мониторинга водной среды и биоты портовых акваторий.
Для достижения цели были поставлены следующие задачи:
- определить скорость накопления гидротехнического осадка и оценить
толщину слоя антропогенного осадконакопления при проведении
дноуглубительных работ;
определить влияние гидротехнических работ на загрязнение водной среды и донных отложений при проведении производственного экологического контроля (ПЭК) и локального экологического мониторинга (ЛМ);
оценить токсичность водной среды и донных отложений методами биотестирования на всех стадиях дноуглубительных работ;
- определить гранулометрический состав донных отложений, его
изменение при проведении дноуглубительных работ, содержание
органического вещества в донных отложениях до и после производства
дноуглубительных работ;
- оценить таксономический состав, плотность, биомассу и трофическую
структуру зообентоса на всех стадиях дноуглубительных работ;
- оценить смертность эпибентосных организмов при осаждении
гидротехнического осадка в экспериментальных условиях;
- разработать предложения к программе ПЭК и ЛМ водной среды и биоты
портовых акваторий.
Научная новизна. Впервые проведена количественная оценка
антропогенного воздействия дноуглубительных работ на водную среду и бентос в порту Сочи и на прилегающей акватории. Отмечено, что дноуглубительные работы не существенно влияют на экосистему портовой акватории, поскольку она уже изменена под влиянием антропогенного воздействия. Впервые экспериментально установлено количественное влияние антропогенного осадка на донных беспозвоночных в условиях полевого эксперимента.
Практическая значимость работы. Изучение гидротехнического осадконакопления при проведении ПЭК и ЛМ более информативно для уточнения размера ущерба водным биоресурсам, чем оценка гидрохимических показателей и содержания загрязняющих веществ. Для оценки состояния кормового зообентоса при проведении производственного экологического
контроля и локального мониторинга плотность и биомасса бентоса в целом более информативны, чем видовой состав.
Результаты исследований могут использоваться: при проведении
прогнозной оценки воздействия на водные организмы; для оптимального
выбора и использования моделей распространения гидротехнического осадка в
водной среде; для уточнения величины вреда (ущерба), наносимого
строительством гидротехнических объектов водным биоресурсам и
вычисляемого на этапе проектирования объекта; при планировании и выполнении производственного экологического контроля и локального мониторинга и разработке мероприятий по сохранению водных биоресурсов.
Положения, выносимые на защиту:
-
Гидротехнический осадок быстрее всего накапливается в зоне максимального разноса взвеси. По окончании дноуглубительных работ содержание органического вещества в донных отложениях существенно увеличивается. Вода и донные отложения нетоксичны или слаботоксичны на всех стадиях дноуглубительных работ.
-
В процессе работ, происходит смена трофической структуры макрозообентоса. За пределами акватории порта влияние дноуглубительных работ на бентос существенно меньше, чем в порту Сочи.
-
Смертность амфипод в условиях полевого эксперимента увеличивается в зависимости от толщины гидротехнического осадка.
Апробация работы. Результаты были представлены на 1-ой Научно-практической конференции молодых ученых (Москва, 18-19 ноября 2010 г.), на 7-ой Международной научно-практической конференции (Сочи, 14-19 мая 2012 г.).
Публикации. По теме диссертации опубликовано 5 научных работ, в том числе 3 статьи в изданиях из перечня ВАК.
Личный вклад автора. Сбор и первичная обработка проб на всех этапах полевых исследований в акватории порта Сочи, биотестирование проб воды и донных отложений, постановка натурного модельного эксперимента, обобщение и интерпретация полученных данных.
Структура и объем работы. Диссертационная работа изложена на 131 странице и включает введение, обзор литературы, материалы и методы исследования, результаты и их обсуждение, выводы и список литературы (100 источников, из которых 90 на русском и 10 на иностранном языке). Диссертация содержит 13 рисунков, 14 таблиц, 4 приложения.
Ихтиофауна портовых акваторий, включая промысловые виды
Зообентос северо-восточной части Чёрного моря включает до 56 видов, относящихся к восьми крупным таксонам. Основные – это моллюски, полихеты и ракообразные. Наибольшее количество видов отмечено осенью (Миловидова, 1967). Средние показатели биомассы кормового бентоса – 213 г/м2 при общей биомассе - 320 г/м2. По литературным данным (Киселева, 1981), биомасса кормового бентоса в Чёрном море составляет в среднем 27% от общей биомассы, т.к. большинство кормовых видов относится к двустворчатым моллюскам с твёрдой раковиной, и для бентосоядных рыб доступны только молодые особи.
Начиная с 70-х гг. под влиянием загрязнений, строительства портов, берегоукрепляющих работ в некоторых участках моря наблюдается разрушение донных биоценозов, их трансформация и снижение общей биомассы бентоса. В бухтах где расположены крупные порты, биомасса бентоса составляет всего 5—10 г/м2 (Миловидова, 1972).
Моллюски среди донных беспозвоночных наиболее многочисленны как по числу видов, так и по количественной характеристике - более 90 %. Они присутствуют практически во всех донных биоценозах северовосточной части Черного моря в течение всех сезонов (Киселева и др., 1965, Киселева и др., 1966).
Размещение донных сообществ макрозообентоса на северокавказском побережье типично для Черного моря (Киселева и др., 1996). В зоне малых глубин (от 0 до 30 м) выделяются сообщества гравийно-галечных грунтов, грядового бенча, песчаных грунтов на границе зоны активной трансформации вод и прилегающие к распреснённым участкам относительно крупных рек сообщества песчаных грунтов. В глубоководной зоне (более 30 м) распространены сообщества, приуроченные к рыхлым грунтам - алевритовым и алевропелитовым (Киселева, 1981).
Прибрежные участки грядового бенча или скальных грунтов, доходящие до глубины 10-12 м и покрытые зарослями бурой водоросли Cystoseira sp., заняты сообществом с доминированием мелкого двустворчатого моллюска Mytilaser lineatus, ракообразных, гастропод, различных мшанок и других прикрепленных организмов. На песчаных и галечниковых грунтах до глубины 5 м постоянно обитающая фауна макрозообентоса отсутствует из-за волнового воздействия. На глубинах 7-20 метров на рыхлых грунтах развивается сообщество с доминированием двустворчатого моллюска Chamelea gallina.
В макрозообентосе зарослей макрофитов (глубины 0-12 м) отмечается 58 видов. Наиболее разнообразные Amphipoda – 20 видов, полихеты – 11 видов и гастроподы – 7 видов. Практически весь макрозообентос зарослей макрофитов может рассматриваться как кормовой.
Большинство видов зооэпибионтов (48 видов) являются свободноживущими организмами. Это - большая часть ракообразных и полихет, панцирные и брюхоногие моллюски и личинки комаров-хирономид. Отмечено 10 видов прикрепленных животных: гидроидные полипы, один вид ставромедузы, двустворки-митилиды, усоногие раки, мшанки и асцидии.
На самом мелководье фауна распределена более гетерогенно, чем в более глубоких горизонтах фитали. Причинами такого распределения фауны близ уреза воды может быть как ее мозаичность, вызванная более изменчивыми условиями обитания, так и некие градиенты факторов среды, вызывающие постепенное изменение фауны при движении вдоль берега. С увеличением глубины, распределение видов становится более равномерным.
На самом мелководье комплекс субдоминантов сильно варьирует. Однако комплекс этих доминантов можно выделить. Это - бокоплав Amphithoe vaillanti, гастроподы Tricolia pulla, Gibbula adriatica и Rissoa splendida.
При сохранении более-менее сходного количественного и качественного состава фауны на всем диапазоне глубин, можно выделить виды, предпочитающие как мелководье (Amphitoe vaillanti, Idotea ostroumovi, Platynereis dumerilii и др.) так и более глубокие зоны фитали (Balanus improvisus, Spirorbis pusilla, Lepralia pallasiana, Diplosoma listerianum и др.) (Сорокин, 1982 г.).
Макрозообентос рыхлых грунтов. Диапазон глубин 7-20 м занят сообществом с доминированием двустворчатого моллюска Chamelea gallina. К 2002 году численность Chamelea gallina сократилась до 5000 экз./м2, биомасса выросла до 600 г/м2. Из-за сверхвысокой плотности поселения моллюсков скорость их роста была замедлена. Осенью 2006 года вновь произошло оседание молоди Chamelea gallina, но в меньших масштабах, чем в 1999 году. Численность вновь осевших моллюсков колеблется от 1500 до 3500 экз./м2. Всего для этого диапазона глубин в 2007 году отмечено 54 вида макрозообентоса, из них - 14 видов двустворчатых моллюсков, 13 - полихет, 14 - ракообразных и 8 брюхоногих моллюсков. Число видов на пробу в среднем 15 (от 7 до 23). Биомасса сообщества колеблется от 15 до 23 г/м2. Значительную часть биомассы дают одиночные крупные Rapana venosa Абросимова и др., 1999. Chamelea gallina имеет биомассу 5,2-5,4 г/м2 при численности 1900-3500 экз./м2. В число субдоминантов входят двустворчатые моллюски Lucinella divaricata (100-250 экз./м2; 1,0-28 г/м2) и Spisula subtruncata (80-440 экз./м2; 0,3-0,7 г/м2). Биомасса кормового зообентоса составляет 10 г/м2.
Особенности природопользования прибрежными зонами в некоторых зарубежных странах
Определение гидрологических и гидрохимических показателей. Значения температуры, скорости течений, содержания кислорода и мутности были получены с морской автоматической станции (рис. 2.1, станция Буй). Кроме этого, летом 2013 г. использовали зонд "YSI 6600V2". Содержание взвешенного вещества в воде определяли гравиметрическим методом, растворённый кислород – методом Винклера, нитриты – фотометрией с реактивом Грисса, нитраты – фотометрией после восстановления в кадмиевом редукторе, аммонийный азот – фотометрией с реактивом Несслера, фосфаты – фотометрией, рН – потенциометрией, БПК5 – скляночным методом.
Содержание в воде меди, цинка, свинца, кадмия и никеля определяли методом инверсионной вольтамперометрии, железа – фотометрическим методом с сульфосалициловой кислотой, ртути – атомно-абсорбционным методом, олова – методами атомно-эмиссионной спектрометрии и спектрометрии с индуктивно-связанной плазмой. Содержание нефтепродуктов, фенолов и катионных поверхностно-активных веществ (КПАВ) определяли методами ИК-спектрофотометрии с использованием концентратомера КН-2, фотометрии и флуориметрии. Содержание анионных поверхностно-активных веществ (АПАВ) – экстракционно фотометрическим методом (ПНД Ф 14.1:2:4.15-95). Все вышеуказанные показатели определяли в соответствии с существующими методами (РД 52.10.243-92. Руководство по химическому анализу морских вод, ПНД Ф 14.1:2:4; МИ 2878-2004 и др.).
Биотестирование воды, донных отложений игидротехнического осадка(ст. 4,10,1,9,4V,11,12,13) 16 проб воды 8 проб донныхотложений 18 проб осадка 19 проб воды 7 проб донныхотложений 18 проб осадка 35 15 36
Качественные и количественные характеристики мейобентоса и макрозообентоса 36 (ст. Буй, 6V, 13, 1, 4, 10, 12, 8, 9, 11) 33(ст. Буй, 1, 4, 4V, 8, 9,10, 12, 13) 69
Содержание органического вещества в пробах донных отложений определяли методом автоматического кулонометрического титрования на экспресс анализаторе углерода (АН-7529).
Скорость накопления гидротехнического осадка и толщины слоя осадконакопления на исследуемой акватории исследовали летом 2012 г. и 2013 г. с помощью седиментационных ловушек (Сергеева и др., 2014). Для оценки фонового осадконакопления их устанавливали и снимали их перед началом работы земснаряда. Экспозиция составляла около суток. Затем ловушки повторно устанавливали непосредственно перед началом работы земснаряда и оставляли их в акватории на период его работы. Результаты осадконакопления (мм) пересчитывали на 1 сутки.
Для определения токсичности воды и донных отложений использовали метод биотестирования. В оба сезона (лето и осень 2012 и 2013 гг.), отбирали пробы воды, донных отложений и гидротехнического осадка из ловушек. В качестве объекта тестирования использовали рачка артемию Artemia salina (ГОСТ 31959-2012 «Вода. Методы определения токсичности по выживаемости морских ракообразных»).
Гранулометрический состав определяли методом Петелина (1967), а тип донных отложений присваивали согласно классификации, принятой при выполнении прибрежных исследований (Изучение экосистем рыбохозяйственных водоемов…, 2005). Исследование мейобентоса и макробентоса. Отбор проб макробентоса и мейобентоса производили летом и осенью 2012-2013 гг. по стандартной методике (Изучение экосистем рыбохозяйственных водоемов…, 2005). Обработку материала проводили по общепринятым методикам (Маккавеева, 1966; Мокиевский, 2009). При расчете биомассы мейобентоса использовали данные по средним массам отдельных групп мейобентоса (Маккавеева, 1966). Для расчета биомассы отдельных крупных мейобентосных организмов применяли номограммы Численко (Численко, 1968). После подсчета и взвешивания численность и биомассу каждого вида пересчитывали на 1 м2. По полученным данным рассчитывали индексы видового разнообразия: Шеннона-Уивера (H = - Splnpi, где i = 1,2...S; S -количество видов; pi - относительное обилие i-го вида) и Маргалефа (d = (s -1) / ln N , где s – число видов, N – число особей). Трофические группировки выделяли по методике М.И. Киселевой (1981).
Роль группировок определяли по биомассе на каждой исследованной станции до и после дноуглубительных работ. Оценка доли гибели бентосных организмов при осаждении экспериментального осадка. Для оценки влияния слоя осадка на выживаемость бентоса в дополнение к исследованиям в порту Сочи летом 2012 г. был выполнен натурный эксперимент (Сергеева, Медянкина и др., 2013) в части Бугазского лимана (Краснодарский край), прилегающей к песчаной косе. В качестве модельного объекта был выбран рачок бокоплав Gammarus aequicauda.
Эксперимент проводили в трех повторностях в 9 садках: по 3 садка в контроле и каждом из двух вариантов опыта (рисунок 2.2).
Устройство садков: а – садки в лимане, б – схема садка. Цифрами обозначены: 1 - мешок из синтетического газа, 2 - вертикальные стойки, 3 – поверхность воды, 4 – слой ракушечника, 5 – слой осадка Постановка экспериментальных садков происходила в прибрежной части Бугазского лимана на глубине менее 1 м. На акватории исследования были отобраны бокоплавы размером: от 6,4 мм до 9,3 мм, которых помещали в экспериментальные садки по 15 экз. в каждый садок. Осадок грунта отбирали в Витязевском лимане (фракция меньше 0,1 мм) на источниках лечебных грязей. Его перемешивали в воде в пропорции 1:1 и вносили во все садки: в опыте № 1 – по 10,8 л, в опыте № 2 – по 27 л. Объёмы рассчитывали так, чтобы к окончанию эксперимента (после завершения осаждения взвеси) в опыте № 1 толщина осадка была 1-5 см, в опыте № 2 –5-10 см. В контрольные садки взвесь не вносили. После полного осаждения взвеси (на 4-е сутки) эксперимент завершили и произвели подсчет живых гаммарусов. В каждом варианте опыта подсчитывали среднее число гаммарусов в трёх повторностях.
До начала эксперимента, далее ежедневно и перед завершением эксперимента, два раза в сутки (утром и вечером) измеряли содержание кислорода, температуру и рН воды – около садков, в контроле, в опыте № 1 и опыте № 2. Использовали анализатор растворенного кислорода и температуры воды «Самара-2Б» и портативный рН-метр (PICCOLO 2 ATC). В течение всего эксперимента каждый день отбирали пробы воды для определения гидрохимических показателей – содержания фосфатов, аммонийного азота, нитратов и нитритов. Содержание органического углерода в экспериментальном осадке определяли методом автоматического кулонометрического титрования на экспресс-анализаторе АН-7529. При определении гранулометрического состава экспериментального осадка, типа донных отложений, биотестировании – использовали те же методы, что и при наблюдениях в порту Сочи. Всего за время эксперимента было собрано и обработано 236 проб.
Состояние водной среды и бентоса в зоне производства и влияния дноуглубительных работ в порту Сочи
Эффект действия взвеси находится в полной зависимости от степени загрязнения грунтов, особенно если они содержат большую долю илов. Контаминанты, сорбированные на тонких частицах взвеси, усиливают отрицательное воздействие взвеси на гидробионтов. Выдерживание, например, моллюсков Mutilus salifornianus в воде, содержащей чистую минеральную взвесь в концентрации 19,5 г/л, вызывает гибель 12% особей. Контакт этих животных с загрязненной взвесью, концентрация которой была в шесть раз меньше и равнялась 3 г/л, привел к гибели 7% экземпляров.
Анализ изменчивости биомассы мидий в разных по содержанию взвешенного вещества районах Азовского моря позволил выявить тенденцию сокращения их биомассы до 5-10 г/м 2 при концентрации взвеси 55-60 мг/л. Эта тенденция характерна для всего сообщества в течение 4-5-летнего периода. Мидии, по крайней мере в течение 10-12 ч могут переносить неблагоприятные условия, закрывая створки (Айбулатов, 2005).
Потенциально неблагоприятное воздействие на организмы и, следовательно, на бентогенное "производство" наносов могут оказывать рефулирование, сброс осадков в море, создающие ареал взвешенного вещества с концентрацией, в 1,5-2,0 раза большей, чем в естественных условиях. Повышенная концентрация сохраняется в течение длительного времени, и наступает предел естественной выносливости моллюсков. В Азовском море критические условия возникают для моллюсков Cerastoderma lamaski, если концентрация взвеси 100-150 мг/л будет сохраняться 40-60 ч.
Загрязнение донных отложений токсичными веществами также является одной из причин гибели животных на ранних стадиях развития. Это характерно для молоди брюхоногих моллюсков и балянусов в местах дампинга в Черном море.
Сброс грунта наносит больше ущерба гидробионтам в весенне-летний период, когда происходит размножение беспозвоночных животных. В это время от операций сброса страдают не только взрослые животные, но и особи, находящиеся на разных этапах своего онтогенетического развития.
Во время вегетационного периода отрицательному воздействию дампинга подвержена более значительная часть популяции животных, чем в осенне-зимний период. Успех восстановительных процессов в районах дампинга во многом определяется особенностями биологии основных видов, населяющих акваторию. При разнообразной фауне скорого восстановления донных биоценозов ожидать нельзя. В умеренных широтах этот процесс занимает от двух-трех до десяти лет при ликвидации источника загрязнения.
Дампинг грунта наносит большой ущерб ихтиофауне, включая промысловую, оказывая на нее как прямое, так и косвенное воздействие. Последнее заключается в уничтожении запасов кормовой базы, разрушении нерестилищ и сокращении нагульных площадей. В местах свала грунта в Черном море отмечается бедность состава и численности ихтиопланктона. Большие объемы сброса и количества образующейся при этом взвеси оказывают влияние далеко за пределами отведенной для этих целей площади дна. Площадь воздействия дампинга во многом зависит от скоростей течений во время процесса разгрузки грунтов.
Таким образом, анализ исследований процессов воздействия дампинга на пелагические и донные сообщества показал, что нарушения, касающиеся планктонных организмов, носят кратковременный характер.
Донные сообщества испытывают, как правило, длительное хроническое воздействие на общем фоне высокой степени антропогенного загрязнения. Последствия дампинга выражаются в гибели животных, обеднении видового состава зообентоса при заселении новых донных отложений, смене доминирующих таксонов, в изменении численности и биомассы (Айбулатов, 2005).
Таким образом, обобщая вышеизложенное, можно заключить, что строительство гидротехнических сооружений тесно связано с воздействием на прибрежные морские экосистемы. Дноуглубительные работы вызывают загрязнение минеральной взвесью больших водных объемов, и это приводит к образованию гидротехнического осадка на значительной площади дна. В районах дноуглубления и дампинга происходит механическое уничтожение зообентоса, приводящее к уменьшению видового разнообразия, численности и биомассы и, как следствие, – к недостатку кормовой базы рыб бентофагов. В условиях активного строительства и реконструкции в российских портах Азово-Черноморского бассейна данная проблема очень актуальна.
Как было отмечено выше, при выполнении прогнозной оценки воздействия на донные биоценозы при планировании гидротехнических работ в прибрежной зоне используется ряд методических подходов, но все они несовершенны и в каждом отдельно взятом участке акватории могут быть свои особенности (Айбулатов, 2005). Все это определяет актуальность исследования влияния гидротехнических, в первую очередь, дноуглубительных работ на состояние компонентов прибрежных морских экосистем при выполнении производственного экологического контроля и локального мониторинга, в том числе, проведения наблюдений за образованием зоны мутности, с целью определения её параметров, проверки спрогнозированных технологических нормативов перехода извлекаемых донных отложений во взвесь.
Экспериментальная оценка гибели беспозвоночных, подвергнутых воздействию осадконакопления
Содержание Сорг в донных отложениях в зимний период 2013 г. увеличивалось по сравнению с фоновыми летними значениями, полученными до начала производства дноуглубительных работ. В зоне дампинга эти изменения прослеживались на ст. 13 содержание Сорг (%) составило 0,29 (летом) и 0,68 (зимой). Содержание Сорг (%) в донных отложениях в фоновой зоне увеличилось зимой (0,72) по сравнению с летом (0,15). Среднее содержание Сорг в донных отложениях (%) вблизи акватории порта составляло 0,408±0,155 летом и 0,486±0,070 зимой, в зоне минимального разноса взвеси - 0,220±0,137 летом и 0,700±0,039 зимой (рисунок 3.2). а б
Донные отложения летом 2012 г. были представлены алевритами крупными в зоне минимального разноса взвеси и песками мелкими в зоне максимального разноса взвеси и в фоновой зоне. Осенью после завершения работ земснаряда, в зоне минимального разноса взвеси также преобладали илы алевритовые, а пески мелкие были отмечены в зоне максимального разноса взвеси и в фоновой зоне. В целом, можно отметить, что резкого изменения гранулометрического состава донных отложений на прилегающей к порту акватории в процессе дноуглубительных работ не наблюдали.
Донные отложения летом 2013 г. были представлены песками мелкими на всех зонах кроме зоны дампинга, крупными алевритами в зоне минимального разноса взвеси, илами алеврито-глинистыми в зоне максимального разноса взвеси. В зимний период 2013 г. отобранные донные отложения были отнесены к следующим типам все зоны, кроме зоны дампинга - пески мелкие; в зоне минимального и максимального разноса взвеси - алевриты крупные; в зоне дампинга и максимального разноса взвеси - илы глинистые). Таким образом, за год, как минимум, в зоне минимального разноса взвеси алевриты сменились мелкими песками.
Фоновая скорость накопления осадка летом 2012 г. составляла в среднем 0,019 мм/ч - до начала работы земснаряда, за сутки в ловушках накопилось в среднем 0,456 мм. Уже за первые сутки работы земснаряда накопление гидротехнического осадка на дне в процессе изъятия донных отложений происходило по-разному (рисунок 3.3). В зоне максимального и минимального разноса взвеси накопление гидротехнического осадка находилось на уровне фонового значения. Шлейф гидротехнического осадка от работающего земснаряда не достигал фоновой зоны из-за её отдаленности, толщина накопленного осадка была на данной станции на фоновом уровне 0,120 мм за сут. Максимальные показатели гидротехнического осадконакопления были отмечены в зоне максимального и минимального разноса взвеси (таблица 3.5).
Зона макс - зона максимального разноса взвеси; зона мин - зона минимального разноса взвеси; зона фон - зона фоновая. Поскольку исследовать гидротехническое осадконакопление на протяжении всего периода дноуглубления в 2012 г. технически не представляется возможным из-за постоянного перемещения сопровождающей техники и штормовых явлений, то оценка гидротехнического осадконакопления для данного периода была спрогнозирована посредством повторного имитационного моделирования. При моделировании были использованы описанные выше данные (по станциям) по суточному осадконакоплению, направлению и скорости течений.
Рассчитано, что в максимальной зоне разноса взвеси (ст. 6) гидротехнический осадок начинал выпадать из шлейфа мутности на дно уже через 0,5 часа после начала работы земснаряда, в максимальной зоне разноса взвеси (ст. 4) – через 1,5 часа. На остальных станциях гидротехнический осадок начинал выпадать из шлейфа мутности значительно позднее, примерно через 20 ч от начала работы техники. Прогноз также показал, что через 720 ч и 960 ч (было выбрано наиболее близкое время к времени фактической работы техники в 2012 г. – 888 ч) от начала работы земснаряда максимальное количество гидротехнического осадка будет отмечаться в максимальной зоне разноса взвеси. В зоне минимального разноса взвеси, наоборот, будет сводиться к минимуму, и приближаться к фоновому значению (рисунок 3.4).
Поле толщины гидротехнического осадка (мм) через 720 ч (а) и за 960 ч (б) от начала дноуглубительных работ на акватории круизной гавани (по результатам имитационного математического моделирования) Заданное расположение станций и применяемая методика сбора проб обеспечивают получение данных, позволяющих успешно моделировать расположение и площади зон отложения гидротехнического осадка (рисунок 3.4).
Летом 2013 г. (рисунок 3.4 б) фоновая скорость накопления осадка до начала работы земснаряда колебалось от 0,009 мм/сут до 0,014 мм/сут, за сутки толщина осадка составляла в среднем 0,257±0,071 мм/сут.
Во время дноуглубительных работ максимальное накопление гидротехнического осадка наблюдалось в зоне максимального разноса взвеси, на остальных зонах оно было равномерным. В фоновой зоне толщина гидротехнического осадка на дне достигала 0,408 мм/сут. Наименьшее накопление гидротехнического осадка было зафиксировано в зоне минимального разноса взвеси (рисунок 3.4, таблица 3.6).