Содержание к диссертации
Введение
1. Обзор литературы 8
1.1. Ретроспектива изучения донных биоценозов водоемов Западной Сибири 8
1.2. Реакция гидробионтов и водных экосистем на антропогенное воздействие 8
1.3. Влияние нефтяного загрязнения на гидробионты 14
1.4. Влияние тяжелых металлов на гидробионты 18
1.5. Эвтрофирование и роль зообентоса в процессе самоочищения водоемов 23
2. Материал и методы исследования 29
2.1. Гидробиологические методы 29
2.2. Методы гидрохимического анализа 34
3. Характеристика района исследований - 36
3.1. Краткая характеристика бассейна р. Туры 36
3.1.1. Реки 36
3.1.2. Пойменные озера 39
4. Хозяйственная деятельность на территории бассейна реки Туры 41
5. Гидрохимическая характеристика водоемов 44
5.1. Химический состав воды рек 44
5.2. Химический состав донных отложений (ДО) рек Туры и Пышмы 47
5.3. Характеристика загрязнения воды и ДО рек Туры и Пышмы специфическими загрязняющими веществами 49
5.4. Пойменные озера 55
5.4.1. Пойменные озера в окрестностях города Кушвы 55
5.4.2. Пойменные озера в районе города Тюмени 56
5.4.3. Характеристика загрязнения воды и ДО пойменных озер нижнего течения реки Туры специфическими загрязняющими веществами 59
6. Результаты исследования макрозообентоса бассейна реки Туры 61
6.1. Макрозообентос рек юга Тюменской области 61
6.1.1. Тура 62
6.1.2. Пышма 87
6.1.3. Балда 102
6.2. Пойменные озера 105
6.2.1. Пойменные озера в окрестностях города Кушвы 107
6.2.2. Пойменные озера в окрестностях города Тюмени 110
7. Обсуждение результатов 122
7.1. Сравнительная оценка донных биоценозов рек и пойменных озер реки Туры 122
7.2. Оценка состояния водоемов по показателям зообентоса 137
Выводы 145
Список литературы 147
Приложения 174
- Реакция гидробионтов и водных экосистем на антропогенное воздействие
- Эвтрофирование и роль зообентоса в процессе самоочищения водоемов
- Хозяйственная деятельность на территории бассейна реки Туры
- Характеристика загрязнения воды и ДО рек Туры и Пышмы специфическими загрязняющими веществами
Введение к работе
Актуальность проблемы. Состояние водных объектов юга Тюменской области определяется как природными особенностями, так и хозяйственной деятельностью человека (Суслов, 1999; Гусейнов, 2001).
Среди приоритетных проблем в области охраны и использования водных ресурсов Тюменской области следует отметить повсеместное низкое качество поверхностных вод (Добежина, 2000). Поток загрязнений за последние десятилетия превосходит ассимиляционный потенциал экосистем в наиболее развитых и заселенных территориях Тюменской области, несмотря на некоторый спад мощностей промышленности за данный период. Эта тенденция наблюдается в связи с тем, что темпы сокращения воздействия многократно отстают от темпов спада производства. Старение основных фондов производства неизбежно приводит к росту ресурсоемкости, удельному росту выбросов и аварийности со всеми вытекающими отсюда экологическими последствиями (Шестаков, 2000).
В категорию техногенных источников, загрязняющих водные объекты, входят предприятия машиностроения, металлообработки и строительного комплекса, легкой и пищевой, лесной и деревообрабатывающей промышленности, речного транспорта и коммунального хозяйства, которые сбрасывают стоки в бассейн р. Туры (Гусейнов, 2001).
Наряду с местными факторами определенное воздействие на качество природных вод оказывает трансграничный перенос загрязняющих веществ с территории соседней области (Романова, 1997; Шахов, Черняк, 1999; Добежина, 2000). В связи с тем, что около 90 % площади бассейна реки Туры находится в пределах Свердловской области, трансграничный перенос имеет большее значение, так как именно здесь происходит формирование основных водных масс (Поздина и др., 1999).
За сброс сточных вод в бассейн р. Туры на территории Свердловской области отчитываются 165 водопользователей. В пределах Тюменской области 36 предприятий через 48 водовыпусков сбрасывают стоки непосредственно в реки, а 17 - на рельеф. В целом по бассейну сбрасывается 658,4 млн.м3/ год сточных вод, из них: без очистки -119,1 млн.м (18 % от общего сброса), недостаточно-очищенных - 460,0 млн. м (70 %) (Поздина, и др., 1999).
Большое значение на качество вод оказывают также неорганизованные стоки с территории населенных пунктов и сельскохозяйственных угодий, утечки из канализационных сетей, разгрузка загрязненных подземных вод, переработка берегов водохранилищ (Пинигина, 2000). В связи с этим поверхностные воды большей части бассейна реки Туры загрязнены медью, свинцом, ртутью, марганцем, цинком, мышьяком, железом, нефтепродуктами, фенолами, аммонийным и нитритным азотом, СПАВ и др. (Гилев, Игонина, 1998; Добежина, 2000; Могутова, 2000; Пинигина, 2000; Михайлова и др., 2002). За период с 1978 по 1992 г. в Туру сбрасывалось около 35 химических поллютантов (Романова, 1997).
Серьезное опасение вызывает и радиоактивное загрязнение реки Туры, привносимое ее правобережным притоком р. Пышма (Трапезников, Юшков и др. 2000).
Пойменная система реки принимает на себя значительную часть загрязнений. Из-за сильного антропогенного пресса и застройки поймы, ее озера, находящиеся в центре города, превращаются в сточные канавы, накопители токсических веществ, создавая непосредственную угрозу для населения (Михайлова и др., 1999; Исаченко-Боме и др., 2000; Рузанова, Воробьев, 2001).
Все эти обстоятельства способствуют нарушению гидрологического, гидрохимического и гидробиологического режимов рек и водоемов города. Вместе с тем экологический мониторинг водных объектов юга Тюменской области практически отсутствует. Поэтому возникла необходимость комплексной оценки современного состояния реки Туры, основных ее притоков и пойменных озер, подверженных длительной и интенсивной антропогенной нагрузке.
В условиях хронического загрязнения и непредсказуемых всплесков поступления загрязняющих веществ в водотоки наиболее ценную информацию о масштабах и интенсивности загрязнения можно получить при анализе состояния донных сообществ (Попков, 2001). Зообентос является наиболее репрезентативным показателем состояния водоема, поскольку видовой состав и структура бентического сообщества отражает состояние гидроэкосистемы за длительный период. Высокая стенобионтность ряда видов, формирование сложных многокомпонентных систем, приуроченность к определенному субстрату, относительно малая подвижность позволяет использовать зообентос как для регистрации антропогенного воздействия на водные экосистемы, так и оценки самоочищающей способности водоема (Финогенова, Алимов, 1976; Пискунова, 1979; Константинов, 1986; Мингазова, Котов, 1989; Баканов, 1996, 2000; Шуйский, 1996; Помаренцева, Прусевич, 2001; Мисейко, 2003).
Всвязи с выше изложенным, оценка современного состояния рек и озер бассейна реки Туры, находящихся под влиянием сильного и длительного антропогенного пресса, является задачей первостепенной важности.
Цель работы - оценить состояние р. Туры, ее основных притоков и пойменных озер по структуре и количественным показателям макрозообентоса.
Для достижения цели были поставлены следующие задачи:
- оценить величину и характер антропогенной нагрузки на бассейн р. Туры;
- исследовать качество воды и грунтов реки Туры, ее основных притоков - Пышмы и Балды, а также пойменных озер;
- изучить видовой состав, структуру и количественные признаки зообентоса (сезонные, годовые и пространственные изменения биомассы, численности, плотности);
- оценить состояние водных экосистем по структурно-функциональным показателям макрозообентоса;
- провести корреляционный анализ между концентрацией основных загрязняющих веществ и количественными показателями зообентоса;
- провести кластерный анализ сходства разных водоемов по 29 структурным показателям зообентоса;
- на основании количественных данных определить подходы к установлению норматива ПДВВ (предельно допустимое вредное воздействие) для рек Тура и Пышма в пределах Тюменской области.
Основные положення, выносимые на защиту:
1. Бассейн реки Туры испытывает антропогенный пресс на территории Свердловской и Тюменской областей. Источником загрязнения являются предприятия горнодобывающей, химической, черной и цветной металлургии, машиностроения и др. отраслей промышленностей, а также сельскохозяйственные и хозбытовые стоки.
2. Вода, донные отложения рек и пойменных озер содержат повышенное количество биогенов, органических веществ, загрязнены нефтепродуктами, фенолами, пестицидами, поверхностно активными веществами, тяжелыми металлами.
3. Сообщество макрозообентоса исследуемых водоемов трансформируется под воздействием многофакторного загрязнения. Происходит обеднение видового разнообразия, количественных признаков, изменение характера доминирования, исчезновение чувствительных видов. Количественные показатели бентоса коррелируют с содержанием отдельных поллютантов и суммарным показателем загрязнения.
4. По количественным и качественным показателям макрозообентоса наиболее полно и корректно можно определить допустимое вредное воздействие на главную водную артерию юга Тюменской области — р. Тура.
Научная новизна. Впервые проведен комплексный анализ состояния основных крупных рек юга Тюменской области. Оценена взаимосвязь структуры зообентоса реки Туры, ее притоков и пойменных водоемов. Показана возможность использования показателей зообентоса при оценке предельно допустимого вредного воздействия на водоемы. В исследуемых реках и озерах выявлены коррелятивные связи между различными группами зообентоса и загрязняющими компонентами.
Практическая значимость. Даны предложения в схему проведения мониторинга водных объектов юга Тюменской области и разработку ПДВВ нижнего течения рек Туры и Пышмы. Материалы исследований использовались при апробации на водоемах Обского бассейна «Методического руководства по нормированию уровней содержания химических веществ в донных отложениях поверхностных водных объектов (на примере нефти)», разработанного при участии автора. Материалы диссертационной работы вошли в курс лекций по общей гидробиологии и семинарские занятия со студентами ТГСХА.
Апробация результатов исследований. Материалы диссертационной работы докладывались на заседаниях кафедры гидроэкологии и реабилитации водоемов Тюменской государственной сельскохозяйственной академии (1999-2004 гг.); VIII съезде Гидробиологического общества РАН (Калининград, 2001 г.), Всероссийской научно-практической конференции «Окружающая среда» (Тюмень, 2002 г.).
Публикации. По материалам диссертации опубликовано 13 научных работ, 1 находится в печати.
Структура и обьем работы. Диссертация состоит из введения, 7 основных глав, выводов и приложений. Список литературы включает 364 источника, в том числе 47 на иностранном языке. Диссертация изложена на 174 страницах машинописного текста и иллюстрирована 20 таблицами и 70 рисунками, в приложении - 45 таблиц.
Выполнению настоящей работы способствовало тесное сотрудничество группы научных сотрудников и специалистов, объединенных общей задачей мониторинга бассейна реки Туры.
Выражаю признательность своим коллегам: Г.Х. Абдулиной, А.И. Коваленко, А.А. Кудрявцеву, А.К. Матковскому, Г.Е. Рыбиной, В.Б. Степановой, Н.В. Янковой.
Благодарю за теоретические консультации д.б.н., академика РАН А.Ф. Алимова, д.б.н. СМ. Голубкова, а также других сотрудников Зоологического Института РАН (Санкт-Петербург): Я.И. Старобогатова, Н.П. Финогенову, В.А. Петухова, А.А. Пржиборо, Е.В. Балушкину за большую помощь при определении отдельных групп зообентоса.
Особую благодарность выражаю научному руководителю к.б.н. Л.В. Михайловой.
Реакция гидробионтов и водных экосистем на антропогенное воздействие
Антропогенное воздействие на водные экосистемы отличается многофакторностью, разнообразием и мозаичностью. Оно включает в себя такие разноплановые явления, как изменения гидрологического и температурного режима, безвозвратное водопотребление и гидростроительство, повреждение и промысловое изъятие гидробионтов, вселение новых видов, повышение радиационного фона, поступление токсичных стоков, биогенных веществ и т.д. Воздействие человека на биосферу уже приняло такие масштабы, что практически не сохранилось водоемов в их естественном состоянии (Кожова, 1971). Поэтому теперь изучаются водные экосистемы, которые в той или иной степени изменены человеком. На первом месте по опасности для гидробиоценозов стоит загрязнение (Строганов, 1976).
При анализе глобальных эффектов и крупномасштабного загрязнения полный анализ химического состава промышленных и сельскохозяйственных загрязнений практически невозможен (Брагинский, 1985). Поэтому принято выделять группу наиболее распространенных загрязняющих веществ, которые формируют, так называемое, фоновое загрязнение, существующее в любой точке гидросферы и являющееся предметом широких исследований в рамках национальных, региональных и международных программ. В зависимости от типа воздействия на водные организмы, сообщества и экосистемы С.А. Патин (1997) выделяет несколько групп загрязняющих веществ в порядке возрастания их опасности: - вещества с механическим действием (взвеси, пленки, твердые отходы и т.д.), поражающие органы дыхания, пищеварения, рецепции и др.; - вещества с эвтрофирующим действием (минеральные соединения азота и фосфора, органические вещества и др.), вызывающие массовое развитие фитопланктона с последующим нарушением баланса, структуры и функций водных экосистем; - вещества с сапробным действием (сточные воды с высоким содержанием легко разлагаемой органики), вызывающие дефицит кислорода, заморные явления, появление специфической микрофлоры и др.; - вещества с токсическим действием (тяжелые металлы, хлорорганические пестициды, нефтепродукты, СПАВ, фенолы и другие токсиканты), нарушающие физиолого-биохимические процессы и функции размножения, питания, дыхания; - вещества с мутагенным и канцерогенным действием (бенз(а)пирен и другие полициклические ароматические соединения, бифенилы, диоксины, радионуклиды и др.), вызывающие уродства, возникновение опухолей и отдаленные последствия для потомства. Для современных водоемов характерны, как правило, комплексные загрязнения, а единичные крайне редки. В связи с этим перечисленные факторы в природных водотоках обычно действуют суммарно или синергично, поэтому свойства сообществ отражают их результирующее действие (Шуйский, 1996). Устойчивость биоценозов, в конечном итоге — устойчивость водных экосистем, обусловливается экологической валентностью входящих в их состав организмов, их индивидуальной резистентностью, способностью адаптироваться к меняющимся условиям среды обитания. Изменение условий существования происходит как под влиянием антропогенного воздействия, так и в силу циклических изменений в аспекте сезонной и многолетней динамики биотической и абиотической среды. Наиболее достоверными показателями устойчивости существования водных экосистем являются видовой состав и соотношение крупных таксономических группировок, отношение стенобионтов к эврибионтам (Шахматова, 1991). Загрязнение оказывает влияние на водные сообщества, в том числе и донную фауну, обедняя ее качественно и количественно. Можно выделить некоторые общие закономерности реагирования на загрязнение на молекулярном, организменном, популяционном, биоценотическом и экосистемном уровнях, играющих значимую роль в плане экологических последствий для внутренних водоемов: молекулярный - изменение конформации и активности ферментов, хромосомные генные мутации, нарушение регуляции клеточного метаболизма, опустошение гликогенных депо, гипергликемия, ослабление иммунитета, нарушение липидного, белкового и энергетических обменов и др. (Ковалева, 1977; Цымбал, 1977; Сергеева и др., 1979; Белецкий и др., 1982; Михайлова, 1982; Белянина и др. 1991; Петухова 1997, 1998; Лукьянова, 2001); органнзменный - снижение скорости роста и выживаемости (Бурковский, 1992; Патин, 1997), морфологические уродства (Соколова и др., 1991, Михайлова, 1991); популяционный - снижение плодовитости, изменение биомассы, численности, размерно-весовой, половой, генеративной и пространственной структуры, гибель наименее устойчивых особей популяции (Бочаров, 1975; Михайлова и др., 1983); биоцснотичсский - изменение видовой, размерной и трофической структуры, характера доминирования, нарушение межвидовых связей и межпопуляционных отношений (Миронов, 1976; Нельсон-Смит, 1977; Патин, 1979, 1997); экосистсмный - нарушение вещественно-энергетического круговорота, разбалансировка биотического круговорота, искажение информационного поля, изменение направленности продукционно-деструкционных процессов, трофического статуса водоемов, процессов самоочищения (Константинов, 1986; Алимов, 1989; Патин, 1997). 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. Видовой и количественный состав зообентоса в значительной мере зависит от химического состава донных отложений, а биоценотическая структура определяется интенсивностью антропогенной нагрузки (Клявиньш и др., 1996).
Степень накопления токсических веществ может быть столь высока, что они полностью подавляют процесс самоочищения в придонном слое воды. Следовательно, токсикологическая ситуация в водоемах определяется именно накоплением токсикантов в грунтах и гидробионтах и водоем может быть опасно загрязненным при минимальном их содержании в воде (Лесников, 1985, 1992). Особенно уязвимы в этом плане малые реки и озера, где накопление токсических, мутагенных и канцерогенных веществ в грунтах и биоте, создает постоянную угрозу вторичного загрязнения (Каплин и др., 1966; Денисова и др., 1975; Брагинский, 1985; Михайлова, 1995а, 19956, 1999, 2000; Захаров, Шубин, 1996; Зубенко, Линник, 1997; Комов, Томилина, 1999; Линник, 19996). Результаты экспериментальных и натурных наблюдений показывают, что наибольшей сорбционной способностью и поглотительной емкостью обладают грунты, состоящие преимущественно из мелкодисперсионных илистых, глинистых частиц и содержащие ОВ, в частности гуминовые кислоты (Бреховский, Казмирук, 1999). Между водой и грунтом с населяющими его обитателями происходят сложнейшие процессы: сорбции, десорбции, трансформации, аккумуляции и т.д. (Фельдман, Нахшина, 1968; Нахшина, Фельдман, 1971; Денисова и др., 1975; Khalid et al., 1977; Mancy, Allin, 1977; Слынько, 1981; Линник, 1984; Лесников, 1989, 1992; Сергеева, Ковалева, 1989; Кудина, Ковалева, 1992). Динамика качества воды находится в прямой зависимости от состояния трех компонентов - воды, дна и биоты, взаимосвязь которых настолько велика, что изменение основных показателей состояния одной из них так или иначе сказывается на состоянии остальных (Брагинский, 1985; Лаврик, 1999). Поступающая в придонные слои органика разлагается, как правило, за достаточно короткий срок. В процессе ее деструкции и минерализации принимают участие как бактерии и сапрофаги, так и более крупные организмы мейо- и макрозообентоса. Характерные ритмы активности и особенности поведения бентосных животных приводят к биотурбации верхних слоев грунта (Нагорская, Лаенко, 1991). Особенно активными среди зообентоса являются двустворчатые моллюски (Melall, et al., 1995), олигохеты (Поддубная, 1961; Robbins et al., 1989; Вишневская, 1989; Edgington, 1989), хирономиды и амфиподы (Matisoff, Warg, 2000). Важная роль зообентоса в формировании режима биогенных элементов в водных экосистемах особенно отмечается в прибрежных зонах и мелководных водоемах (Жукова, 1997). Взаимодействие донных осадков с водой осуществляется в основном за счет движения интерстициальных вод в грунтах и за счет конвекции воды непосредственно над осадками. При достаточно сильном движении воды в реках, особенно в периоды паводков, грунты «перелопачиваются» течением весьма интенсивно (Сергеева, 1992).
Эвтрофирование и роль зообентоса в процессе самоочищения водоемов
В основе эвтрофирования водоемов лежит повышение обеспеченности автотрофных организмов питательными веществами - соединениями азота, фосфора, углерода, железа и кремния, а также сложными органическими соединениями (витаминами и гормонами). Все эти вещества поступают в водоемы со стоком с водосбора, атмосферными осадками и регенерируются в результате внутриводоемных процессов (Константинов, 1986; Патин, 1997). Эвтрофирование водоемов сказывается на зообентосе косвенно через изменение гидрохимического режима, количественного развития фито- и зоопланктона (Шахматова, 1991).
При развитии данного процесса происходит изменение таксономического состава и количественных характеристик всех гидробионтов, в том числе и зообентоса. Высокие показатели амплитуды колебаний численности и биомассы характерны для просто устроенных сообществ с низкими показателями видового разнообразия. Эврибионты, доминирующие в их составе, способны легче адаптироваться к меняющимся факторам среды и переносить стрессовые ситуации. Эврибионтность постепенно возрастает в ряду: олигосапробы - мезосапробы - полисапробы (Шахматова, 1991). Таким образом, характерным признаком эвтрофирования является повышение количественных показателей за счет ограниченного числа видов, чаще всего пелофагов -глотателей (тубифицид) и устойчивых к загрязнению хирономид - а-мезосапробов Procladius ferrugineus, Chironomus plumosus, Microchironomus n.det. (Пареле, 1991; Перова, 1992; Соколова, Извекова, 1992; Алексевнина, Буйдов, 1993; Андренюк, 1994; Алексевнина 1995, 2001; Яковлев, 1996а; Бреховский, Вишневская, 1998; Залозный, 2001; Зинченко, Головатюк, 2001; Петлина и др., 2001; Померанцева, Прусевич, 2001). Наблюдается тенденция к уменьшению общего числа видов зообентоса (Беляков и др., 1983; Перова, 1992; Дятлов, 1998; Филинова, Шашуловский, 2001), угнетение моллюсков-фильтраторов и представителей энтомофауны Chaoboridae, Ceratopogonidae, Chironomidae (Щербина и др., 1997; Головатюк и др., 2001). Полностью исчезает из водоемов реликтовый комплекс гидробионтов, требовательных к эколого-санитарным условиям водоема (Ляшенко, Метелецкая, 2001). Степень нарушения режима водоема различна, зависит от типа водоема и от антропогенного пресса (Покродская, 1978). Значительная распашка территории, применение минеральных и органических удобрений, развитие животноводства, постоянное поступление в поверхностные воды нефтепродуктов, фенолов, СПАВ, железа и других загрязнителей приводит к усилению эвтрофирования (Беляков и др., 1983; Гусева и др., 1995). Обычно прослеживается четкая зависимость ухудшения качества воды рек с продвижением от верхних участков к нижним - устьевым, где отмечается максимальная концентрация органических и неорганических загрязнителей (Алексевнина, 2001; Залозный, 2001; Карандашова, 2001; Петлина и др., 2001). Здесь наблюдаются неустойчивые структуры донных сообществ и значительные колебания количественных характеристик отдельных групп бентоса. Видами-эдификаторами сообществ на данном участке становятся олигохеты-полисапробы ubifex tubifex, Limnodrilus hoffmeisteri, составляющие до 93-98 % по численности и более 80% по биомассе общего бентоса (Залозный, 2001).
Возрастание эвтрофии водоемов (особенно озер) часто сопровождается зимними заморами и летним «цветением» воды. Эти процессы объясняются увеличением концентрации биогенных элементов и поднятием илов неводом в подледный период (Янкова и др., 1996). Одним из нарушений в эвторфных водоемах является возникновение в глубинных водах, особенно в придонном слое, дефицита кислорода. Увеличение поглощения кислорода донными отложениями связано с обогащением их органическим веществом, вследствие этого может происходить изменение характера экологической сукцессии (Голубков, 2000). Организмы более чувствительные к недостатку кислорода заменяются менее чувствительными личинками некоторых двукрылых и олигохетами. Особенно четко прослеживается распределение бентических организмов в глубоких озерах, где наблюдается термическое расслоение толщи воды с выраженным гиполимнионом. Части дна, лежащие выше металимниона, населяются более обильной и разнообразной фауной, чем части дна ниже металимниона. При усилении процессов эвтрофирования в глубинной области остаются немногие бентосные организмы, которые исчезают при замене аэробных процессов анаэробными и накоплении ядовитых газов (сероводород, метан) (Андреюк, 1994; Мухачев, 1994).
Взаимосвязь трех компонентов водной среды (вода, дно, биота) обеспечивают круговорот биогенных элементов и других веществ, способствуют их трансформации и самоочищению водных объектов (Биологические процессы..., 1973; Дажо, 1975; Одум, 1975; Шварц, 1975; Рамад,1981; Родзиллер, 1984; Бреховский, 1988; Лаврик, 1991; Лаврик и др., 1991; Лаврик 1992; Лаврик, Добрынский, 1992; Лаврик, 1999).
Не всякое поступление химических веществ сопровождается загрязнением и эвтрофикацией водоемов, поскольку биоценозы в известных пределах способны кондиционировать среду, противодействовать ее изменениям под влиянием внешних воздействий. Район сильного загрязнения обычно окружен зонами с убывающей концентрацией загрязняющих веществ. За зонами подавления биотических процессов и их трансформации следует зона относительного экологического благополучия, ее обычно рассматривают как экологически нейтральную. Таким образом, гидросфера как элемент биосферы обладает огромными возможностями саморегуляции, но, к сожалению, это очень часто ведет к перестройке экосистем, не отвечающей человеческим потребностям (Камшилов, 1977). Самоочищающая способность водной экосистемы в определенной мере характеризует ее экологическую емкость - показатель максимального количества энергии и вещества, которые могут быть вовлечены в круговорот экосистемы без существенных нарушений ее структуры и функциональных особенностей (Лаврик и др., 1991; Лаврик 1992).
Процессы самоочищения зависят от комплекса условий, определяющих гидрохимический, гидрологический и гидробиологический режимы, а также от качественного и количественного состава поступающих в водоем стоков (Григорьева, 1992а). Известно, что увеличение скорости течения в определенном диапазоне способствует перемещению водных масс и ускорению процессов самоочищения, одновременно уменьшает время пребывания частиц загрязняющего вещества в воде на данном участке водотока, а следовательно, незавершенности процесса самоочищения на данном участке (Лаврик, 1999). Все виды органического загрязнения, попадающего в водоем, активизируют в нем процессы самоочищения. Минерализация органических веществ идет в водоеме двумя путями (Григорьева, 19926): физико-химические процессы (окисление) без участия гидробионтов; биодеструкция при участии гидробионтов. Причем чисто химические процессы имеют гораздо меньшее значение (Лесников, 1992), нежели биологические (Алекин, 1970). Гидробионты, принимая активное участие в процессах самоочищения водоемов, в то же время являются индикаторами загрязнения воды и донных отложений (Паньков, Андреев, 1999). Они в какой-то мере способны разрушать или обезвреживать токсические вещества, используя их в качестве источника пищи (энергии) или донора кислорода, либо инактивируя их в процесс метаболизма. Наибольшее значение для самоочищения водоемов имеет биологическая детоксикация приоритетных загрязняющих веществ (Константинов, 1986). Разрушение нефтепродуктов и их производных на 10-90% осуществляется микроорганизмами по типу окислительной ассимиляции. Причем многие бактерии могут использовать в своем обмене как смешанные (нефть, мазут и соляровое масло), так и индивидуальные углеводороды, что дает возможность говорить о широком детоксикациошюм спектре (Таусон, 1934; Миронов, 1971, 19796; Кучеренко, 1975). Процесс окисления нефти зависит от ее локализации и образования миграционных форм. Так, на дне пресных водоемов, где накапливаются смолы и асфальтены, он проходит в несколько раз слабее, чем на поверхности, где локализуются легкие углеводороды, в основном алканы (Изыорова, 1950а). Распад фенольных соединений в присутствии донных отложений определяется жизнедеятельностью бактерий, а не адсорбционными свойствами грунтов, которые играют незначительную роль в самоочищении водоемов от фенолов (Григорьева, 1992а, 19926; Лесников, 1992; Каплин, 1966). Следует отметить значительную роль в разрушении различных фенолов фито-, зоопланктона, рыбы и высшей водной растительности (Стом, 1982, 1984; Глухова, 1992). Причем рыба, и зоопланктон по своей значимости в этом процессе сходны с микроорганизмами (Григорьева, 19926).
Хозяйственная деятельность на территории бассейна реки Туры
Бассейн реки Туры испытывает существенный антропогенный пресс. К числу основных сосредоточенных выпусков сточных вод, загрязняющих бассейн, относятся промышленные и хозяйственно-бытовые стоки Свердловской и Тюменской областей.
Одними из главных отраслей промышленности в бассейне верхнего и среднего течения Туры (Свердловская область) являются горнодобывающая, химическая, черная и цветная металлургия. Основные промышленные центры - г.г. Нижний Тагил, Алапаевск, Асбест, Пышма, Лесной, Красноуральск, Ирбит, Камышлов, Кировоград (Атлас, 2001). Сточные воды этих предприятий загрязняют реку тяжелыми металлами и другими сопутствующими поллютантами. Источником загрязнения р. Пышма в верхнем течении являются хозбытовые и промышленные стоки городов В. Пышма, Екатеринбург, Березовский. Выше г. Березовский вода содержит меди 57 ПДК, цинка - 9,9 ПДК, никеля - 11 ПДК, нефтепродуктов - 4 ПДК. Ниже п. Белоярский концентрация меди составляет уже 14 ПДК, цинка - 2,4 ПДК, железа - 4 ПДК. При приближении к границам Тюменской области (ниже г. Талицы) вода содержит тяжелые металлы (Zn, Си, Мп), которые превышают ПДК в 20 и более раз (1991-1999 гг.). В бассейне р. Пышма на территории Свердловской области добывают и перерабатывают медные руды, золото, асбест. Кроме того, Свердловская область является источником радиоактивного загрязнения (Белоярская АЭС). Среднегодовая концентрация цезия-137 ниже АЭС составляет 230 Бк/м3 (ниже ПДК) (Атлас, 2001).
На территории Тюменской области в бассейн реки Туры отводятся сточные воды по 48 водовыпускам 36 предприятий непосредственно в реки, а 17 предприятий сбрасывают стоки на рельеф. За 2002 г. забрано воды из рек бассейна Туры и подземных источников 372,46 млн. м , сброшено сточной воды 301 млн. м , из них в водоемы - 300,5 млн. м и на рельеф - 413,9 тыс. м , безвозвратное водопотребление - 72,46 млн. м (Разработка нормативов, 2001). Из 36 предприятий очистные сооружения имеются у 17. Общая мощность очистных сооружений составляет 84127 тыс. м3/год. Из них: механических КОС - 4 шт. мощностью 23642 тыс. м /год, физико-химических - 3 шт. мощностью 1222 тыс. м /год, биологических -10 шт. мощностью 59263 тыс. м3/год. Анализ сточных вод за период с 1991-2002 гг. показал, что в половине случаев компонентный состав сточных вод одинаков, все предприятия сбрасывают в поверхностные водоемы значительные количества хлоридов, железа органических веществ (жиры, углеводы, нефтепродукты, фенолы, СПАВ), соли азота и фосфора (рис. 2, 3).
Большинство (60-80%) предприятий выносит в водоемы со сточными водами сульфаты, фосфаты, нитриты, нитраты, железо, СПАВ, нефтепродукты. Примерно 20-50 % предприятий являются источниками загрязнения водоемов такими ингредиентами как жиры, углеводы, фенолы, и только 5-15 % предприятий содержат в стоках соли Mg и Са, тяжелые металлы (Си, Ni, Cr, Al, Zn, Pb), микроэлементы (В, F), танинны, формальдегид, фенолы (рис. 2,3).
Безусловно, это не все содержащиеся в стоках предприятий химические ингредиенты, а только те, которые определяются производственными лабораториями и контролирующими службами. Следует отметить, что стоки, сбрасываемые на рельеф, не подвергаются какой-либо оценке и не контролируются, поэтому их состав не известен, хотя они свободно могут мигрировать с поверхностным стоком в водоемы. Анализ данных показывает, что от 66,2 до 100 % конкретных веществ сбрасывает в бассейн р. Тура МУП «Водоканал». Существенные количества вносят ТЭЦ-1, ТЭЦ-2. ЗАО «Тюменский бройлер», МУП ЖКХ «Каскаринское», АООТ «Тюменский мех», санаторий-профилакторий «Геолог». МУП «Водоканал» является приемником сточных вод более 2,5 тыс. абонентов.
Превышение ПДС отмечены: по БПКП - у 10 предприятий - в 2,0-47,5 раза; по СПАВ - у ЖКХ «Жилкомстройсервис» (в 2,8 раза); по нефтепродуктам - у ЗАО «Тюменский бройлер» (в 2,2 раза), ОАО «Тюменские моторостроители» (в 4 раза), ФГУП «Химфармзавод» (в 3,8 раза), АО «Тюменский фанерный комбинат» (в 18 раз); по железу -у 6 предприятий (в 1,5-10 раз). В 2002 г превышение ПДС отмечается все у тех же предприятий, к ним присоединяются ЖКХ «Каскаринское», ТЭЦ-1, ОАО «Тюменский рыбокомбинат», ЖКХ п. Боровской, санаторий «Сибирь», МРСП п. Винзили. Превышение рыбохозяйственных ПДК отмечается по хлоридам - в 1,9-14,8 раза, по аммонийному азоту - в 2,0-71,3 раза, по нитритам - в 1,5-25,0 раз, по нитратам - в 1,5-6,9 раза, по БПКП - в 1,5-62,6 раза, СПАВ - в 1,1-14 раз, по нефтепродуктам - в 1,4-3,8 раз, по железу - в 2,0-57,5 раза, локальное - по сульфатам - в 22,6 раза. В 2002 г эти величины возрастают, превышение ПДКР отмечалось по хлоридам - в 1,3-16,2 раза, по азоту аммонийному 1,8-239,8 раза, по нитритам - в 3,5-49,5 раза, нитратам - в 1,2-18,2 раза, по СПАВ - в 2,0-24,0 раза, по нефтепродуктам - в 1,4-68,0 раза, по железу - в 2,0-113,0 раз, по БПКп остается прежним. По сравнению с 1991-2000 гг. в 2001-2002 гг. в сточных водах снизилось содержание нефтепродуктов, ОВ (по БПКп), СПАВ, увеличилось содержание нитритов, нитратов, железа. Загрязнение тяжелыми металлами и фенолом носит локальный характер. Анализ показывает, что больше других металлов в р. Тура поступает меди. Превышение ПДКр отмечается за исследуемый период: по меди - в 5-30 раз, по никелю - в 2 раза, по хрому - в 4-15 раз, по алюминию - в 2-132,5 раза, по цинку - в 4-8 раз, по свинцу - в 3,3-6,7 раза, по кадмию - в 1,4 раза. Основным источников фенолов являются стоки завода «Пластмасс» и ОАО «Тюменский рыбокомбинат». За период 1991-2000 гг. превышение ПДКр по предприятиям отмечали в 2,0-190,0 раз, в 2001 г-в 3,0-104 раза, в 2002 г- в 2,0-290 раз. Таким образом, основными компонентами, вносимыми в бассейн р. Тура со сточными водами на территории Тюменской области, являются хлориды, сульфаты, соли азота, нефтепродукты, СПАВ, железо. Значительные количества тяжелых металлов поступают с территории Свердловской области (Разработка нормативов..., 2001).
Характеристика загрязнения воды и ДО рек Туры и Пышмы специфическими загрязняющими веществами
Загрязнение реки Туры специфическими токсическими веществами обусловлено как выносом из сопредельной территории, так и сбросом больших объемов загрязненных вод на территории Тюменской области (прил. 1-3, 9-12). Нефтепродукты. Содержание НП в воде обусловлено их низкой растворимостью, поэтому постоянно в Туре поддерживается их низкий монотонный уровень - от 0,05 до 0,15 (ЗПДК) мг/л с локальным повышением до 0,25-0,4 мг/л (5-8 ПДК) ниже участка отстоя флота (р-н оз. Круглое - Залымский перекат). В донных грунтах загрязнение нефтью носит мозаичный характер и колеблется в пределах от б до 2000 мг/кг (0,3-100 ПДКдо). Содержание НП в грунтах возрастает от истока к устью с резким повышением в районе Залымского переката, где они сорбируются ДО. ПАУ - наиболее опасные в отношении токсичности, мутагенности и канцерогенное компоненты. Их концентрация в ДО распределилась не равномерно (прил. 10). Содержание ПАУ колебалось в пределах 3-6 порядков: нафталин - от 0,00002 до 0,13 мг/кг, фенантрен -от 0,00006 до 0,0957 мг/кг, 3,4 БП - от 0,0003 до 0,06 мг/кг. Причем наибольшее количество ПАУ обнаружено в ДО у Залымского переката: нафталина в 6500 раз, фенантрена в 1595-319 раз, и 3,4 БП - в 10-3,5 раза больше, чем в грунтах выше расположенных станций. К устью содержание ПАУ снижалось, но оставалось (кроме 3,4 БП) более высоким, чем на границе со Свердловской областью: нафталина - в 23 раза, фенантрена - в 45 раз.
Содержание 3,4 БП снижалось к устью в 20 раз против разреза 1 (д. Речкина) и в 200 раз против разреза 5 (Залымский перекат). Фенолы. Содержание фенолов в воде обусловлено сбросом сточных вод специфических предприятий, например, завода пластмасс. Содержание фенола в р. Туре было повышенным всегда, поскольку большие его объемы выносились с сопредельной территории (Свердловская область) и добавлялись предприятиями г. Тюмени. В 2000-2001 гг. содержание фенолов в воде превышало ПДКР в 2-8 раз, максимум на границе со Свердловской областью (6 ПДК) и в районе п. Антипино (8 ПДК). Оно оставалось достаточно высоким в районе города и снижалось к устью до уровня 1-2 ПДК. Пестициды, СПАВ. Содержание органических токсикантов, в частности, хлорорганических пестицидов было значительно ниже ПДКР. Содержание фосфорорганических пестицидов - метафоса превышало ПДКР в 2 раза, карбофоса - в 5 раз как на границе со Свердловской областью, так и в устье Туры. Содержание СПАВ в воде в конце лета по всему течению было ниже норматива так же, как и других органических токсикантов, например гексахлорбензола. Тяжелые металлы на границе со Свердловской областью превышали ПДК для воды рыбохозяйственных водоемов по: меди - 10; никелю, алюминию - 2-3; свинцу - 8; ртути - 9; марганцу - 30 раз. Загрязнение воды медью (7-11 ПДК) и никелем (2 ПДК) не снижалось с 1 створа до устья, а по другим металлам даже возрастало: свинец - с 4 до 12 ПДК, марганец - с 30 до 54 ПДК, ртуть - с 9 до 77 ПДК, алюминий - с 3 до 17 ПДК в пределах города, несколько снижаясь к устью за счет сорбции грунтами за перекатами.
В донных грунтах содержание металлов колебалось в широких пределах, но повсеместно превышало ПДК для почв по подвижным формам: хром - в 2,4 раза, медь - в 8 раз, никель - в 16 раз. Никель, свинец, цинк были выше ПДКП даже по валовому содержанию, а свинец и ртуть превышали кларк земной коры. При расчете корреляций между различными показателями грунтов и содержанием в них тяжелых металлов наблюдается следующая картина (прил. 10, 11). Концентрации большинства металлов (прил. 13) положительно коррелирует друг с другом, а также с содержанием фосфора, нефтепродуктов и ОВ, что говорит о сложном многокомпонентном загрязнении. Наиболее тесная связь (г 0,8) у марганца, железа и хрома, которые обычно сопутствуют и в земной коре, а также у меди, никеля, цинка и хрома, у кадмия, цинка и свинца, что отмечается и другими авторами (Московиченко, 1998). Связь тяжелых металлов (особенно железа, свинца и цинка) с соединениями фосфора и ОВ обусловлена образованием плохо растворимых солей фосфорных кислот, комплексных соединений с органическими лигандами и накоплением их в грунтах (Линник, Набиванец, 1986). Статистически достоверные коррелятивные связи ТМ с нефтепродуктами свидетельствуют о том, что тяжелые фракции нефти могут являться одним из источников ТМ в донных отложениях. Известно, что все выше перечисленные металлы находятся в нефти в виде мелкодисперсионных водных растворов солей, тонко дисперсионных взвесей минеральных пород и в виде комплексных соединений (Богомолов и др., 1995). Связь НП в воде с ТМ (кадмием, свинцом цинком) и фосфатами в ДО не столь высока (г 0,65), хотя статистически достоверна.
Превышение ПДКр одного из наиболее опасных ТМ - ртути на границе со Свердловской областью составляло в 2000 г. - 9 ПДК, а в районе Залымского переката (ниже центра города, 167 км от устья) возрастало до 77 ПДК, снижаясь к устью, но и там оставаясь выше ПДК в 13 раз. В 2003 г. содержание Hg превышало ПДКр в 100 раз, РЬ - в 2,5-4 раза, Мп - в 35,2-40,2 раз, А1 - в 1,8-3,6 раза (табл. 5). Ртуть, так же как медь, свинец, никель, марганец, цинк и, особенно, хром, обнаруживались в ДО истока Туры в концентрациях, превышающих ПДК для почв в 2-9 раз. Что возможно связано с выщелачиванием их из горных пород Уральских гор. В паводок максимум ТМ обнаруживался в грунтах на границе со Свердловской областью (2,2-12 ПДК), в межень - у Залымского переката (4,5-15 ПДК). К устью содержание ТМ снижалось до 0,8-4,2 ПДК, постепенно сорбируясь грунтами. Таким образом, загрязняющие компоненты как органические (фенол, НП и пестициды), так и тяжелые металлы, поступают на территорию Тюменской области с транзитным стоком, но в значительной степени река загрязняется за счет предприятий г. Тюмени. В 2002-2003 гг. содержание специфических загрязняющих веществ в воде р. Пышма увеличивалось к концу лета на 8 створе (д. Чаплык): нефтепродукты - 1,5-3,0 ПДК (максимум у левого берега), снижаясь вниз по течению до 2,0-1,5 ПДК. Фенолы и СПАВ были в пределах нормы (прил. 14), хотя их содержание возрастало у с. Богандинское в 4 раза против верхнего створа. К середине октября у д. Чаплык содержание нефтепродуктов в среднем не изменилось, но максимум пришелся уже на станцию у правого берега. Возросло содержание нефтепродуктов у с. Богандинское примерно в 3 раза на русле, к устью снизилось в 2 раза. Следы фенолов зафиксированы на границе со Свердловской областью, содержание СПАВ не превышало норму, но возрастало к устью. Содержание меди превышало ПДК в 4,2 раза, незначительно снижаясь до устья (3,1 ПДК). Концентрация цинка и марганца возрастала к устью соответственно от 2,1 до 4,7 и от 2,9 до 3,6 ПДК, а алюминия снизилась в 2 раза (рис. 7). Содержание остальных металлов (свинец, никель, хром, кадмий) находилось в пределах нормы, но от 1 к 3 створу снижалось (прил. 14). Таким образом, загрязнение воды р. Пышма было обусловлено выносом тяжелых металлов (особенно меди, цинка, марганца и алюминия) с сопредельной территории и дополнительного привноса на территории Тюменской области, особенно в районе с. Богандинское. Высокое содержание в воде меди обусловлено большим числом источников поступления меди в бассейне р. Пышма на территории Свердловской области. Так, у ближайшего к территории Тюменской области крупного населенного пункта г. Талица содержание меди в воде возрастало с 1976 по 1999 гг. от 12 до 56 ПДК (Атлас, 2001). Санитарно-гигиенические нормативы в этот период были превышены только по кадмию (2 ПДК) на границе со Свердловской областью. В подледный период (март. 2003) содержание нефтепродуктов, кадмия и хрома не превышало ни рыбохозяйственные. ни санитарно-гигиенические нормативы по всему течению. По остальным загрязняющим веществам превышение ПДКр было существенным: по меди - в 12 раз (устье), по свинцу -3,2-3,5 раз, по цинку -3,0-5,4 раза, по марганцу - 24,2-32,6 раза, по железу - 2,8-3,5 раз. Содержание никеля и алюминия превышало ПДКр в 1,3-1,9 раза. Содержание фенолов также превышало ПДКр в 3,7-1,5 раз. Следует отметить, что содержание фенолов и АПАВ было максимальным на границе со Свердловской областью, снижаясь к устью. Концентрация остальных загрязняющих веществ либо увеличивалось к устью (Al, Mn. Ni, Си, Fe). либо была стабильной по всему течению (Pb, Cr, Cd,Hg).
