Антропогенного влияния на водные объекты



Дата16.07.2017
өлшемі150.25 Kb.
Введение

ВВЕДЕНИЕ
Актуальность проблемы. С момента обоснования системы биологического мониторинга (Федоров, 1975) водные растительные сообщества оказываются важнейшими его элементами, которые определяют состояние водных экосистем, а также позволяют оценить качество воды водоемов и водотоков (Абакумов, 1981; Винберг, 1981а; Сиренко, 1981). Эффективность использования разных растительных сообществ в гидробиологическом мониторинге обусловлено степенью их изученности как биологических показателей состояния водной среды. Если структурные характеристики фитопланктона используются в системе мониторинга достаточно широко (Девяткин и др., 1976, 1977; Охапкин, Кузьмин, 1978; Абакумов и др., 1986, 1994), то сообщества макрофитов представлены в меньшей степени (Фрейдлинг, 1981; Распопов, 1992; Хеслам, 1977), а сообщества микроводорослей обрастателей макрофитов -эпифитон практически не используется до настоящего времени (Русанов и др., 2001).


Использование в системе гидробиологического мониторинга функциональных показателей растительных сообществ - первичной продукции и деструкции (а также соотношения этих показателей) до настоящего времени ограничено поскольку методические несовершенства при измерениях этих величин часто приводят к неадекватным оценкам этих показателей в водоемах и водотоках (Грезе, 1982; Константинов, 1983, 1984; Гольд и др., 1985; Хайлов, 1986; Хромов, 1986; Бульон, 1988).
Особенностью системы водоем-водоток-водопотребитель является высокая степень пространственно-временной изменчивости гидролого-гидрохимических параметров, а также гидробиологических характеристик, в частности структурных и функциональных показателей растительных сообществ, особенно микроводорослей. Это вызывает большие сложности при использовании степени изменчивости гидробиологических характеристик в системе мониторинга качества вод, для оценки уровня
1
антропогенного влияния на водные объекты (Максимов, 1991; Максимов, Горидченко, 1985; Максимов и др., 1977; Свирская, 1988).
В системе гидробиологического мониторинга при обосновании станций наблюдений на водоемах и водотоках часто не учитывают эффектов взаимовлияния водных сообществ (Федоров, Кустенко, 1972; Федоров, Кафар-Заде, 1976; Федоров, Каниковская, 1986; Федоров, 1987) и в частности макрофитов и фитопланктона, в результате чего наблюдаемая изменчивость структурных показателей может быть неправильно интепретирована при оценке состояния водной среды. Поэтому представляется важным детальное исследование естественной временной и пространственной изменчивости структурных и функциональных характеристик водных растительных сообществ, степени их взаимного влияния, а также установления приоритетности разных растительных сообществ в системе наблюдений в водоемах и водотоках, что позволит повысить эффективность их использования в гидробиологическом мониторинге.
Цель и задачи исследований. Изучить закономерности временной и пространственной изменчивости структурных и функциональных характеристик растительных сообществ (фитопланктон, эпифитон, макрофиты), установить основные факторы определяющие их изменчивость и обосновать степень их использования в системе гидробиологического мониторинга в водоемах и водотоках питьевого назначения. Для достижения поставленной цели решались следующие задачи:
1. Установить степень влияния водных сообществ (фитопланктон, эпифитон, макрофиты) на изменчивость гидрохимических показателей, входящих в систему мониторинга качества воды, а также выявить особенности накопления тяжелых металлов макрофитами для более эффективного их использования как индикаторов поступления металлов в водоемы и водотоки.
2. Изучить временную и пространственную изменчивость структурных (качественный и количественный состав) и функциональных (первичная продукция и деструкция) характеристик растительных сообществ, (особенно микроводорослей - фитопланктон, эпифитон) для выявления основных факторов, ответственных за изменчивость.
3. Исследовать степень взаимовлияния фитопланктона, эпифитона и макрофитов на изменчивость их продукционно-деструкционных характеристик для более адекватной оценки антропогенного воздействия на качество воды.
4. Исследовать соотношение первичной продукции и деструкции (ПП:Д) в зависимости от уровня загрязнений воды веществами органической природы, поступающих в водоемы и водотоки.
5. На основе полученных результатов обосновать приоритетность использования фитопланктона, эпифитона и макрофитов в схемах гидробиологического мониторинга.
ГЛАВА 1. ВОДНЫЕ РАСТИТЕЛЬНЫЕ СООБЩЕСТВА В СИСТЕМЕ ГИДРОБИОЛОГИЧЕСКОГО МОНИТРОИНГА
Создание эффективных программ регулирования качества природной среды и управления окружающей средой, прежде всего, требует адекватной оценки ее наблюдаемого состояния и прогноза изменения этого состояния. Получение такой информации и является задачей системы мониторинга загрязнения природной среды, т.е. системы наблюдений, оценки и прогноза состояния природной среды, испытывающей воздействие антропогенных загрязнений (Израэль, 1974, 1977, 1984).
В 1974 году был обоснован принцип гидробиологического мониторинга (Федоров, 1974) и в этом же году Общегосударственная служба наблюдений и контроля за уровнем загрязнения внешней среды начинает осуществлять контроль за состоянием водных объектов по гидробиологическим показателям. Проведение биологических и, в частности, гидробиологических наблюдений и исследований представляет большую самостоятельную ценность, поскольку в этом случае получаемая информация позволяет судить не только об уровне загрязнения природных водных объектов, но и о реакции биоты на воздействие этих загрязнений, о состоянии организмов, популяций, экосистем в условиях антропогенного влияния Израэль, Абакумов, 1991; Филиппова и др., 1980; Форощук, 1989).
Состав и объем гидробиологических работ (выбор наблюдаемых параметров и показателей качества вод, периодичность наблюдений, положение пунктов наблюдений) определяются видами хозяйственной деятельности и характером требуемой информации, В связи с этим программы комплексных наблюдений различаются в зависимости от типа загрязняющих веществ, а также от типа водного объекта - водоем или водоток.
Загрязняющие вещества, поступающие в водоемы и водотоки и влияющие на качество воды, подразделяют на несколько типов:
А) твердые вещества - взвешенный материал - городские сточные воды, стоки некоторых промышленных предприятий;
Б) растворимые вещества - городские и промышленные сточные воды, а также дорожные стоки, содержащие соли;
В) органические вещества — городские сточные воды, а также примышленные стоки молочных, пищевых и целлюлозно-бумажных предприятий, поверхностные стоки животноводческих районов;
Г) биогенные элементы - азот и фосфор - городские сточные воды, некоторые виды промышленного производства, сельскохозяйственные поверхностные стоки;
Д) токсичные агенты - тяжелые металлы, кислоты, щелочи -промышленные стоки;
Е) пестициды и другие синтетические органические вещества -бытовые стоки, некоторые отрасли химической промышленности;
Ж) тепловые отходы - электростанции, металлургические и некоторые другие промышленные предприятия;
3) радиоактивные отходы - атомные электростанции, стоки промышленных предприятий, медицинских учреждений и лабораторий, использующих радиоактивные материалы.
Классификации типов загрязняющих веществ могут различаться, но основной принцип, представленный в данной схеме сохраняется.
Схемы мониторинга состояния водной среды в разных странах различаются по перечню контролируемых параметров, относящихся как к физико-химическим, так и биологическим методам.
Например, в Бельгии две наиболее важных группы показателей относятся к кислородному балансу и содержанию тяжелых металлов. В первом случае рассматривают пять ключевых параметров: концентрация растворенного кислорода, процент насыщения кислорода, биохимическое потребление кислорода (БПК) и содержание аммонийного азота. Во втором случае проводят наблюдения за содержанием тяжелых металлов:
5
ртути, кадмия, хрома, меди, цинка и свинца. Поскольку Бельгия является одним из основных производителей кадмия, то по этому металлу проводится специальный контроль. Система наблюдения по гидробиологическим показателям включает комплекс биотических индексов Вудивисса (Woodiwiss, 1964), а также Тафери и Верно (Verneaux, Taffery, 1967).
Во Франции используется «многоцелевая шкала», в основе которой заложен принцип удовлетворяет ли качество данной воды требованиям, соответствующим определенному виду водопользователя. В качестве наблюдаемых параметров используются значения растворенного кислорода, процент насыщения, БПК, химическое потребление кислорода (ХПК), а также биогенные элементы и около десяти тяжелых металлов. Система наблюдений по гидробиологическим показателям основана как и в Бельгии на оценке биотического индекса Вудивисса.
В ФРГ схема мониторинга поверхностных вод включает биологические и экологические исследования в совокупности с физико-химическими определениями, так как сочетание всех этих параметров дает возможность получать особенно точную информацию о качестве вод. Уровень органических загрязнений вод определяется по степени сапробности, по которой выделяют семь классов вод от олигосапробной до полисапробной. Критерии классификации качества вод зависят также от типа водного объекта: речные воды, озерные воды.
В Дании система мониторинга поверхностных вод также выделяет группы водных объектов и участки с различными характеристиками:
Водотоки:
А - зоны особого интереса;
Б — зоны нереста и нагула лососевых рыб;
В - воды, в которых обитают карповые;
Г - водотоки со сбором дренажных вод и сточных вод. Озера:
А - зоны особого интереса;
Б - воды для питьевых нужд и для купания;
В - озера, подверженные воздействию стоков.
В Англии, Шотландии, Уэльсе в мониторинге качества вод также используются гидрохимические и гидробиологические показатели, основные из которых концентрация кислорода, БПК аммиачный азот, а также индикаторные организмы для оценки биотического индекса.
Таким образом системы мониторинга состояния водных объектов, имея сходную структуру, тем не менее различаются по схемам использования в зависимости от водного объекта и по используемым гидрохимическим и гидробиологическим показателям.
Созданная в нашей стране гидробиологическая служба наблюдений и контроля водной среды поставила перед гидробиологами задачу, обусловленную необходимостью охвата регулярными
гидробиологическими наблюдениями тысячи водных объектов (Абакумов, 1981, 1991а; Абакумов, Сущеня, 1991). Для обеспечения массовости наблюдений необходимы методы, доступные для специалистов, не обладающих профессиональной квалификацией гидробиологов, не требующих больших материальных затрат и в то же время дающие высокую воспроизводимость результатов и позволяющие получать адекватную оценку качества вод.
В течение уже 30-летней деятельности гидробиологическая служба накопила большой опыт в создании системы гидробиологических наблюдений. Большое количество исследовательских работ, посвящщенО' использованию гидробионтов, относящихся к разным сообществам, для оценки состояния водных систем ( Абакумов, 1981, 1984, 1987; Израэль и др., 1981; Винберг, 1981а, б; Галазий, 1982; Камшилов, 1979; Константинов, 1981; Николаев, 1981; Сладечек, 1967).
Важная роль в системе гидробиологического мониторинга отводится водным растительными сообществам - фитопланктон, перифитон,
макрофиты. Представители этих сообществ используются при оценке качества воды и состояния водных экосистем как организмы-индикаторы степени сапробности, структурные характеристики сообществ используются как показатели состояния вод, способность аккумулировать загрязняющие веществ, например тяжелые металлы макрофитами, позволяет устанавливать точечные источники антропогенных сбросов. Однако степень изученности растительных сообществ с целью их использования в системе гидробиологического мониторинга неодинакова. В большей степени изучено сообщество фитопланктона, в меньшей степени макрофиты и эпифитон.
1.1 Фитопланктон
Рассматривая сукцессию фитопланктона необходимо отметить особенности его формирования в речных условиях существования (Ермолаев, 1976; Заварзина, 1955; Кукк, 1965а; Михеева, Ганченкова, 1979; Помилуйко, 1968, 1969; Федоров, 1969; Щербак, 1998; Ilmavirta, Huttenon, 1989; Lamberti, Steinman, 1997; Vannote et al., 1980). Основную массу фитопланктона реки составляют истинно планктонные виды, однако наличие течения способствует тому, что в фитопланктон частично попадают бентосные и перифитонные виды, которые становятся составной частью фитопланктона реки (Грезе, 1958; Кордэ, 1941; Владимирова, 1967; Ганыпина, Смирнов, 1982). Особенностью реопланктона является также неоднородность его состава по течению реки из-за внесения планктонных форм из притоков заводей. Однако реопланктон не случайный комплекс, а результат глубоких закономерностей, сложившихся в гидрохимическом и гидрологическом режиме реки. При взаимодействии с проточными и стоячими водотоками путем сноса и переработки составных частей других планктонных видов формируется фитопланктон равнинных рек. Он представляет собой хорошо сложившуюся группировку, для которой характерны повторяющиеся из года в год сезонные изменения. В
фитопланктоне рек, как правило, ведущую роль играют диатомовые водоросли (Жадин, Герд, 1964).
Каждый водоток, наряду с общими чертами развития, имеет свои специфические черты, накладывающие отпечаток на общие закономерности в формировании фитопланктона (Золотарева, 1989; Середа, 1999; Успенская и дрю, 1962).
В условиях антропогенного воздействия на водотоки и их водосборы большинство равнинных рек меняет свой естественный природный облик (Драчев, сосунова, 1953; Россолимо, 1977). Наиболее важными факторами антропогенного влияния являются зарегулирование речного стока и увеличение поступления биогенов в речное русло с хозяйственными стоками (Коплан-Дикс, Алексеев, 1988; Маккентун, 1977; Трифонова, 1980; Тушинский, Шинкар, 1982).
Сеть каналов и каскады водохранилищ превращают реки в участки регулируемой речной системы. При постройке водохранилищ основным фактором, изменяющим условия существования биоты реки, является замедление течения и водообмена (Дьячков, 1967; Рябышев, 1974). Это очень важный фактор, способствующий эвтрофированию и структурным изменениям в фитопланктонном сообществе. В 60-е годы основная часть альгологических работ на реках стала связываться с исследованием развития планктонных водорослей в водохранилищах, построенных на этих реках. В результате комплексных исследований речных систем Волги (Есырева, 1945; Мороховец, 1959; Кузьмичев, Стройкина, 1965; Кондратьева, 1965; Кузьмин, 1974, 1980; Гусева, 1952, 1959, 1965, 1966; Приймаченко, 1959, 1960, 1965), Днепра (Приймаченко, 1961, 1967а,б, 1973, 1980; Гринь, 1963; Литвинова, 1967), Дуная (Ролл 1961; Иванов 1982), Даугавы (Андрушайтис и др, 1979, 1981), Дона и Северного Донца (Шкорбатов, 1965; Аксенова 1965; Вертебная 1959, 1965; Оксиюк, 1965, 1972, 1977), Москвы (Дексбах, Мусатова, 1940; Драчев, 1964, 1968; Левшина, 1972, 1974, 1978, 1979; Никитинский, 1907, 1909, 1912;
9
Арчакова, 1981, 1983) было установлено, что комплекс гидрологических процессов в водохранилищах глубоко и принципиально отличается от естественных водоемов и водотоков. Этот режим имеет мало общего с гидрологическим режимом реки и лишь в отдельных чертах сходен с таковым у озер. Эти различия проявляются в морфометрии, в формировании и характере донных отложений, динамике вод, температурном режиме, структуре водных масс, а отсюда и в формировании биологической системы (Буторин, Фортунатов, 1974). Изменение физико-химических свойств зарегулированных участков рек прежде всего сказывалось на структуре фитопланктонных сообществ этих участков, т.е. водохранилищ. Перестройка речного комплекса фитопланктона на зарегулированном участке в большинстве случаев заключалась в уменьшении видового разнообразия и в изменении соотношения основных групп водорослей. Если до зарегулирования в большинстве рек ведущими группами водорослей были диатомовые и протококковые, то впоследствии на зарегулированном участке развивались цианобактерий. Особенно велика роль цианобактерий при летнем «цветении» водохранилищ. Данные закономерности прослежены на примерах зарегулирования основных равнинных рек страны. Так при зарегулировании р. Дон биомасса цианобактерий выросла с 1% до 58-79%, а численность с 25% до 85-90%, видовое разнообразие при этом уменьшилось (Аксенова, 1965). В Водохранилищах Волжского каскада отмечено значительное летнее цветение цианобактерий (Мороховец, 1959; Приймаченко, 1965), в товремя как до зарегулирования участки верхней Волги были бедны цианобактериями (Приймаченко, 1959; Кордэ, Кузьмин 1968; Кузьмин, Охапкин, 1980), на Средней Волге отмечалось слабое «цветение» цианобактерий (Горбунов, 1965), а в Нижней Волге они встречались в небольшом количестве, не достигая «цветения». Усиление роли цианобактерий происходит в водохранилищах Днепра, хотя видовое разнообразие в них не уменьшилось (Литвинова, 1967; Приймаченко,
ю
1981), а также в водохранилищах Северного Донца (Шкорбатов, 1965), рек Молдавии (Шаларь, 1971, 1984), в водохранилищах рек Западной Европы (Ridley 1970).
Наиболее интенсивно «цветут» водохранилища на первых этапах созревания в период гетеротрофной сукцессии. В последующие периоды становления водохранилища, при стабилизации его гидрологического режима и физико-химического состава донных отложений и пелагиали, интенсивность цветения цианобактерий уменьшается, но колебания его интенсивности по годам могут быть весьма значительными в зависимости от условий существования, морфологии водохранилища и процесса эвтрофирования (Steinberg, Hantmann, 1988).
В ряде работ при изучении явлений «цветения» водоемов отмечено большое значение гидрологических факторов. Явление эвтрофирования вод вследствие замедления течения при зарегулировании изучено достаточно подробно на примере водохранилищ равнинных рек (Приймаченко, 1961; Сытник и др., 1987; Топачевский, 1975; Топачевский и др., 1975). В статье Стейнберг и Хантманн (1988) подробно обсуждается взаимосвязь гидрофизических факторов с цветением цианобактерий. Они отмечают, что наличие «цветения» при содержании фосфора менее 10 мг/л может быть обусловлено только гидрологическим режимом в водоеме. Наличие «цветения» цианобактерий в реках с достаточно сильным течением (более 1м/сек) явление нехарактерное. При замедлении течения в водотоках возникают оптимальные физические условия для их развития, одновременно изменяются и химические условия. Как правило эти две группы факторов при эвтрофировании речных систем часто взаимосавязаны и трудно разделимы. Данных по этому вопросу мало и требуются более детальные исследования. Также недостаточно изучен вопрос о влиянии гидротехнических сооружений на фитопланктон верхних и нижних участков зарегулированных рек. При регулировании сбросов водохранилищных вод в речное русло определяется санитарный
и
попуск воды из водохранилища - это расход воды, который должен обеспечить обводненность нижних участков реки на определенном необходимом уровне. Следует отметить, что влияние различного режима сброса водохранилищных вод на их качество и качество речных вод по гидрологическим, гидрохимическим и биологическим данным изучено недостаточно. Для отдельных речных систем каждый из этих факторов, формирующих в целом качество воды, рассматривался изолированно.
Считалось, что создание водохранилищ приведет к обеднению нижних участков рек, так как водохранилища будут выполнять роль отстойников и в речное русло будут поступать воды обедненные фитопланктоном (Сиренко, 1972; Гринь, 1963; Шкорбатов, 1965), так и воды, содержащие фитопланктон в значительном количестве (Левшина, 1985; Приймаченко, 1965, 1967, 1973, 1980; Оксиюк и др, 1988, 1989; Kiss, 1984, 1985, 1986; Herlong, Mallon, 1985). В речном русле происходит переработка фитопланктона водохранилищ, путем осаждения и отмирания лимнических видов водорослей. Степень влияния водохранилищ, выражающаяся в пространственном распределении, заселении и количественном содержании лимнических форм в речном русле зависит от степени цветения водохранилища и расходов воды в приплотинном участке, от видового состава водорослей, от характера строения речного русла, от степени его заростания макрофитами, а также от водности сезона. Отмечено, что в Днепре, в зависимости от водности сезона фитопланктон перерабатывается в русле на расстоянии от 20 до 70 км в полноводные годы, или доходит до устья в маловодные годы (Приймаченко, 1965). В Днепре фитопланктон перерабатывается на расстоянии в 134 км (Шаларь, 1984). В р. Дон после Цимлянского водохранилища в маловодные годы фитопланктон распространяется до дельты (Аксенова, 1965). В р. Москве после создания Можайского водохранилища лимнические формы встречались на расстоянии 30 - 40 км от плотины. В первые годы после постройки Озернинского и Рузского водохранилищ их влияние на состав
12
фитопланктона реки сказывалось в отдельные годы на расстоянии до 150 км. Большую роль в «задержке» фитопланктона играли заросли макрофитов в реке. По мере становления экосистем водохранилищ, «цветение» в них ослабевает и в русло рек попадает меньшее количество водорослей, уменьшается и расстояние на которое, они распространялись в русле (Левшина, 1978).
Однако в середине 70-х годов для все большей части водоемов и водотоков отмечается повышение уровня трофии вследствие поступления биогенных веществ с водосборных площадей. Интенсификация сельскохозяйственной деятельности способствовала сведению лесов и увеличению распахиваемых и удобряемых площадей, увеличивалось также количество промышленных и бытовых стоков, что, в свою очередь, привело к увеличению выноса в водные объекты фосфора в 2 - 10 раз, азота в 1.5-5 раз. Произошло также изменение соотношения P\N в реке 1\15, 1\30. При антропогенном воздействии в стоках на распаханных территориях отмечалось соотношение 1\8, 1\4. (Алябина, Сорокин, 1983; Матухно, 1988; Сиренко, 1988; Коваленко, Педан, 1991; Тарасов и др., 1974; Marchetti, Provini, Crosa, 1989).
Сравнительные исследования структурных характеристик фитопланктонных сообществ эвтрофируемых в последние годы водоемов и водотоков показали, что происходит рост численности и биомассы фитопланктона, уменьшается видовое разнообразие, усиливается роль отдельных видов показателей эвтрофирования, например, цианобактерий и центрических диатомовых (Stockner et al, 1976? 1978; O'Reily, Marschall, 1988; Милиус и др.,1979; Алекин и др., 1983; Охапкин, Юрлова, 1988).
Особенно ярко проявляются признаки усиления эвтрофирования на структуре фитопланктонных сообществ речных систем южных регионов. Так, в 80-е годы в речной системе Дуная происходит увеличение интенсивности цветения в 5-10 раз по сравнению с периодом 1957 - 1965 годов. В фитопланктоне отмечено усиление развития центрических
13
диатомовых рода Stephanodiscus - показателей эвтрофирования и а -сапробной степени загрязнения водотока (Иванов, 1982, 1987; Kalbe, 1985). До 1987 года наиболее распространенным в Дунае были комплексы родов Cyclotella и Melosira, между тем, на венгерском участке Дуная Stephanodiscus Hantzschii доминировал, составляя 92% общей численности фитопланктона (Szemes, 1962), а с 1967 года Stephanodiscus Hantzschii стал массовой формой и на украинском участке Дуная (Иванов, 1977). На основании сравнения материалов, которые относятся к среднему Дунаю и к нижнему Рейну, было установлено, что фитопланктон этих рек имеет большое сходство (Kalbe, 1971). Эвтрофирование этих участков рек обусловлено интенсивным развитием и доминированием вида St. Hantzschii (Benedek et al., 1972). Наряду с эвтрофированием основного русла р.Дунай происходит эвтрофирование и притоков, что обуславливает увеличение численности фитопланктона в них (Гетеша, Марван, 1987).
Зарегулирование р.Днепра и увеличение антропогенной нагрузки привело в 70-е годы к увеличению стока биогенов из реки в лиман по солевому аммиаку в 4 раза, по фосфатам на 26%, по органическому фосфору на 43%, по азоту органическому на 56% по сравнению с 60-ыми годами (Денисова и др., 1980). Это способствовало увеличению общего количества водорослей и цианобактерий, уменьшению видового разнообразия, увеличению размерной структуры водорослей как в речном русле, так и в лиманах (Приймаченко, 1980, 1981; Оксиюк, Сталберг, 1988). Для Днепровских водохранилищ характерно развитие видов рода Stephanodiscus, которые до 1968 отмечались в реке чрезвычайно редко. Увеличение их доли в фитопланктоне реки и водохранилищ происходило по мере сооружения каскада водохранилищ (Приймаченко, 1973). Каскад водохранилищ способствовал также уменьшению мутности днепровской воды, в условиях увеличения содержания биогенов произошло увеличение прозрачности фотического слоя, что способствовало интенсивному
14

Список литературы


Достарыңызбен бөлісу:


©stom.tilimen.org 2019
әкімшілігінің қараңыз

    Басты бет