close

Вход

Забыли?

вход по аккаунту

?

Профиль внеклеточных мРНК цитокинов в плазме крови при нормальном физиологическом состоянии организма.

код для вставкиСкачать
ОЦЕНКА СОСТОЯНИЯ ОКРУЖАЮЩЕЙ СРЕДЫ
Н. И. Ходоровская, В. С. Сперанский, Я. М. Цейзер,
С. В. Тряпицына, К. С. Чернов
ИНВЕНТАРИЗАЦИЯ И РАНЖИРОВАНИЕ ИСТОЧНИКОВ ЗАГРЯЗНЕНИЯ
ШЕРШНЁВСКОГО ВОДОХРАНИЛИЩА
Представлены результаты обследования прибрежной полосы и территории
водосбора Шершневского водохранилища в пределах зоны санитарной охраны 2-го
и 3-го пояса. Шершневское водохранилище является источником хозяйственнопитьевого водоснабжения г. Челябинска и местом отдыха горожан. Водоем подвергается интенсивной антропогенной нагрузке, что отрицательно сказывается
на качестве воды и состоянии экосистемы водохранилища. В результате обследования проведена инвентаризация источников загрязнения водоема, которые проранжированы по степени опасности их влияния на загрязнение воды и экологическое состояние.
Шершневское водохранилище является единственным источником хозяйственно-питьевого и промышленного водоснабжения г. Челябинска, имеет три пояса зоны санитарной охраны (ЗСО) [1].
В 2007 г. проведена инвентаризация источников стока, включающая сведения по их
расположению, гидрометрическую и гидрохимическую характеристику стока, особенности поступления в водоем, регулярность поступления, локализацию. В ходе обследования береговой линии водохранилища изучался микрорельеф, тип и состояние почв,
степень заболоченности берегов, обрушение и подмыв берегов, наличие и виды прибрежной и высшей водной растительности, фиксировалось состояние водной поверхности по урезу воды, степень антропогенного влияния. Повсеместно выявлено загрязнение
прибрежной зоны бытовым и строительным мусором, в некоторых местах наблюдается
обрушение берегов. На отдельных участках прибрежной зоны происходят процессы заболачивания. Интенсивная застройка на некоторых участках приводит к формированию
загрязненных диффузного и локального стоков и накоплению строительного мусора в
пределах прибрежной защитной полосы, в водоохранной зоне и зоне 2-го пояса ЗСО.
Шершневское водохранилище — водоем руслового типа, имеет три плеса: верхний — речной, средний и приплотинный — озерный. В водохранилище впадают
реки: Серазак и Биргильда. Водоем мелководный — около 50 % площади занимают глубины до 4 м. Площадь водного зеркала 39,1 км 2 . Область больших глубин находится в
приплотинном участке.
Располагается на Зауральской всхолмленной равнине в лесостепной зоне. По размерам относится к разряду средних водохранилищ. Протяженность береговой линии
Шершневского водохранилища составляет 90-100 км. Береговая линия Шершневского
водохранилища слабо изрезана.
Почвы береговой линии аллювиально-луговые карбонатные, среднесуглинистые,
измененные деятельностью человека; в местах интенсивного антропогенного воздействия — малоразвитые щебенистые.
Древесный ярус побережья представлен кленом остролистным, березой повислой и
березой бородавчатой, ивой белой, ольхой серой, тополем белым, окаймлены смешанным лесом, в котором преобладает береза бородавчатая и сосна обыкновенная. В большинстве фитоценозов наблюдается ильм гладкий, ильм шершавый, а в фитоценозах,
126
расположенных вблизи коллективных садов, широко представлены дикие формы садовых культур. Плотность древостоя на всех участках нормальная, степень покрытия на
участках 1,2, 6 — 50-60 %, на остальных участках 30-40 %.
Ярус кустарников разнообразен, преобладают шиповник иглистый, боярышник кроваво-красный, ракитник русский, бузина черная. Вдоль всей береговой линии произрастают различные виды ив: ветла, верба, ракита.
Травянистый ярус вдоль береговой линии образует нормальное покрытие, но в местах
интенсивного антропогенного воздействия находится в угнетенном состоянии. Видовой
состав трав однообразен, представлен лугово-степными видами антропофитного типа:
клевер ползучий, лапчатка гусиная, горец птичий, различные виды подорожника, матьи-мачеха, одуванчик обыкновенный, тысячелистник обыкновенный, сурепка обыкновенная, пастушья сумка, синяк обыкновенный, икотник серо-зеленый, клоповник мусорный, ячмень гривастый, пырей ползучий, различные виды осота, крапива двудомная.
Присутствие и доминирование таких дромофитных, сегетальных и рудеральных видов
свидетельствует об интенсивном вытаптывании и значительной антропогенной нагрузке
на всех участках береговой линии.
Прибрежная зона Шершневского водохранилища подвержена большому антропогенному воздействию: на его территории расположено 8 населенных пунктов (с. Полетаево,
Бутаки, Смолино, Сосновка, АМЗ, Западное, Шершни, г. Челябинск), 8 коллективных садов, несколько пляжей, временный полигон по обкатке высокопроходных автомобилей,
3 кладбища, склад ГСМ и т. д. В последние годы наблюдается интенсивная застройка водоохранной зоны и прибрежной полосы Шершневского водохранилища. Строительство
коттеджей ведется по неутвержденным планам застройки, не решены вопросы централизованного водоснабжения и водоотведения. Отсутствие организованного сбора и
вывоза твердых бытовых отходов привело к захламлению водоохранной и прибрежной
защитной полосы строительным и бытовым мусором. На берегу Шершневского водохранилища моют машины, предупреждающие знаки отсутствуют. Практически по всему
побережью осуществляется выпас скота.
Инвентаризация источников стока включает сведения по их расположению, гидрометрическую и гидрохимическую характеристику стока, особенности поступления в
водоем, регулярность поступления, локализацию. В ряде случаев удавалось проследить
образование стока на территории водосбора. Для выявленных источников загрязнения
проведено их ранжирование по степени воздействия на водоем [2].
Участок железной дороги в прибрежной береговой полосе в непосредственной близости (10-15 м) от уреза воды на восточном берегу водохранилища был определен как
потенциально очень опасный для экосистемы в целом.
Кроме того, выделен потенциально малоопасный источник, к которому отнесен автомобильный полигон, устроенный в прибрежной зоне, в 200 м от уреза воды на западном
следует отметить, что наибольший вклад по органическому загрязнению среди источников стока в т ч по азоту и фосфору, вносит р. Биргильда. Особо следует отметить
«»
-
'
t?v „™rrrtTrtT n mmu
с поступлением недоочищен(CWE\ состав-
высокое бактериальное загрязнение р. ьиргильды, и WMM« *
J
ных СТОЧТШУ ппп п ТТопетаево Содержание оощих ки^цриук""»^ ^
лялов^дГ^КШШ
*олиф0рмных бактерий (ТКБ) - 750
г
ч
* ° ™ ^
0
П
Таким образом, для зоны водозабора
Р е д е л ^ ^
1-2 (очень опасные - опасные); 7 источникам присвоен ранг ^
опасные) и 7 источников были охарактеризованы как неопасные
- не*
Для рекреационной зоны определено 3 источника, которым присвоен ранг 2-3
(опасные — малоопасные); 1 источник как малоопасный (ранг 3); 9 источников как малоопасные—неопасные (ранг 3-4); 3 источника как неопасные (ранг 4).
По экосистеме в целом одному источнику присвоен ранг 1-2 (очень опасный — опасный)- 3 источника отнесены к рангу 2-3 (опасные — малоопасные); 8 источников были
определены как малоопасные — неопасные (ранг 3-4) и 4 источника как неопасные
(ранг 4).
Список литературы
1. СанШН 2.1.4.1110-02. Зоны санитарной охраны источников водоснабжения и водопроводов питьевого назначения.
2. Баканов, А. И. Способ ранжирования гидробиологических данных в зависимости
от экологической обстановки в водоеме / А. И. Баканов // Биология внутренних вод. 1997.
№ 1. С. 53-58.
3. СанШН 2.1.5.980-00. Санитарные правила и нормы. Гигиенические требования к
охране поверхностных вод. М.: Минздрав России, 2000.24 с.
Л. В. Дерябина, Е. В. Сафонова, Г. О. Богданов,
С. С. Андреев, В. А. Ячменев, Е. А. Пряхин
БИОЛОГИЧЕСКАЯ ОЦЕНКА
СОСТОЯНИЯ ШЕРШНЁВСКОГО ВОДОХРАНИЛИЩА В 2007 ГОДУ
Проведена биологическая оценка состояния Шершневского водохранилища.
В целом по биологическим показателям в 2007 г. Шершневское водохранилище
может быть охарактеризовано как /З-мезосапробный водоем с отдельными переходными зонами: в верховьях — к олигосапробности, а в приплотинной части —
к а-мезосапробности.
Шершневское водохранилище имеет статус водоема первой категории водопользования как источник питьевого и хозяйственно-бытового использования. Кроме того, водохранилище интенсивно используется населением в рекреационных целях.
Существующая система контроля качества воды не всегда способна осветить все аспекты экологического состояния водоема. Необходимым элементом мониторинга водохранилища должны быть наблюдения за состоянием его биоты.
Целью настоящей работы являлась оценка текущего состояния Шершневского водохранилища по показателям фитопланктона и зообентоса.
Отбор проб гидробионтов осуществлялся на пяти станциях по акватории водоема:
станция ШВ1 — в верховьях водохраналища; ШВ2 — прибрежный участок у западного
берега напротив Сосновки; ШВЗ — центр водохранилища; ШВ4 глубоководный участок водохранилища 6,5 км выше плотины и ШВ5 — приплотинный участок. При отборе
проб использовали стандартные методики [1].
Результаты количественной оценки фитопланктона показали, что его численность
летом 2007 г. в разных точках акватории Шершневского водохранилища характеризовалась значительной неравномерностью (табл. 1).
По результатам анализа акватория Шершневского водохранилища довольно четко делится на две части, отличающиеся по численности фитопланктона и структуре
128
альгоценоза. В южной части водохранилища на станциях ШВ1 и ШВ2 численность фитопланктона невелика (2,7 млн и 20 млн кл/л соответственно). Доминирующее положение в альгоценозе занимают диатомовые водоросли, в качестве субдоминантов выступают цианобактерий, а на третьем месте по численности находятся зеленые водоросли. Эта часть водохранилища отличается достаточным уровнем проточности, небольшими глубинами, развитием погруженных макрофитов, в частности рдеста блестящего
(Potamogeton lucens L.), заросли которого зачастую распространяются на сотни метров
от береговой линии. Все эти факторы сдерживают развитие цианобактерий и позволяют
диатомовым водорослям сохранять доминирующее положение, которое они еще в конце
мая занимали по всей акватории водоема.
Таблица 1
Численность фитопланктона Шершневского водохранилища по станциям
в конце июля 2007 г. (тыс. кл /л)
Станция
Цианобактерий
Зеленые
ШВ1
747
498
ШВ2
6 062
61 161
135 573
64 533
1329
1392
1013
ШВЗ
ШВ4
ШВ5
587
Диатомовые
1502
12 502
9 040
11387
4 520
Прочее
Всего
2 747
20160
71626
147 978
69 644
0
267
34
4
4
Глубоководная часть водохранилища (станции ШВЗ, ШВ4, ШВ5) характеризуется
малой проточностью, и гидрологический режим здесь приближен к режиму стоячих
вод. На всех трех станциях численность фитопланктона в 2007 г. была довольно высокой
(70-147 млн кл/л). Необходимо отметить очень высокую степень доминирования цианобактерий в альгоценозе этой зоны водоема (85-93 %). Диатомовые водоросли перемещаются на второе место, вклад зеленых водорослей не превышает 2 %.
Наиболее неблагоприятная ситуация сложилась на станции ШВ4, где численность
цианобактерий составила 135 млн кл/л. Это соответствует очень высокому уровню развития цветения, что при условии токсичности развивающихся штаммов цианобактерий
может привести к повышению концентрации токсинов цианобактерий в воде до 20 мкг/л
(20 ПДК по нормативам ВОЗ).
По результатам сапробиологического анализа по показателям фитопланктона на всех
рассмотренных станциях Шершневского водохранилища индекс сапробности попадает
в диапазон 1,51-2,50 что.соответствует р-мезосапробной зоне (табл. 2).
Таблица 2
Результаты сапробиологического анализа воды Шершневского водохранилища
по показателям фитопланктона
Индекс оапробнооти
1,68
1,87
1,97
3-мезосапробная зона
3-мезосапробная зона
——
В-мезосапробная зона
I.
'
*
"
2,05
3-мезосапробнаязона
2,03
-мезосапробная зона
•1Э.КИМ Образом, Пи дашмиш^ iiu.fjw*~ TJ --,-.
ненная» или 3 «удовлетворительно чистая» подклассу За <
При биотестировании
качества воды с использование
8сепес1е
ти8яиас1гюаиаавовсехобразцахприроднойводыШершневскоговодохранилЩ
8
9
наблюдалось увеличение численности водорослей по сравнению с контрольными пробами. Это процесс, вероятно, обусловлен наличием органических веществ в среде, что и
приводит к стимулированию роста и размножения фитопланктона.
Для оценки качества придонного слоя воды и донных отложений Шершневского водохранилища использовались показатели зообентоса [3]. Основными группами, формирующими донные сообщества Шершневского водохранилища, являются малощетинковые
черви (Oligochaeta), личинки комаров-хирономид (Chironomidae, Diptera), двустворчатые
(Bivalvia) и брюхоногие Gastropoda моллюски, а также круглые черви (Nematoda). Кроме
них, в состав бентосных сообществ входят пиявки, личинки различных насекомых.
Представленные данные свидетельствуют о том, что на всех изученных глубинных
участках водохранилища доминирующей группой остаются олигохеты. Количественное
развитие олигохет может служить индикатором органического загрязнения придонных
вод и грунтов. При этом показателем наличия загрязнения является не просто общая
численность олигохет, а наличие определенных доминантов. Массовое развитие олигохет, наблюдаемое на загрязненных участках, происходит за счет одного-двух видов
(обычно Tubifex tubifex и Limnodrilus hoffmeisteri) и сопровождается гибелью остальных
видов [4].
Качественный состав и количественные показатели развития важнейших групп зообентоса свидетельствуют о том, что придонные воды в глубокой части водохранилища
в основном могут быть охарактеризованы как загрязнённые, в них преобладают условия,
переходные от (3-мезосапробных до а-мезосапробных. Сильное загрязнение отмечалось
в прйплотинной части водохранилища в мае и по олигохетному индексу (более 80 %), и
по индексу Балушкиной (9,36); придонные воды здесь соответствовали полисапробной
зоне. В мелководных точках—прибрежных ШВ2, ШВ7 и в верхней части водохранилища ниже п. Бутаки (ШВ1) вода также может быть охарактеризована как загрязненная и
только на самом входе в водохранилище (ШВО) — как умеренно загрязненная. Но по показателю сапробности здесь уровень загрязнения органикой ниже, чем в глубоководных
точках и в верхней части водохранилища соответствует олиго- и р-мезосапробной зоне.
При проведении биотестирования донных отложений с использованием олигохет
не было выявлено острого, подострого токсического действия на тест-организмы, а также влияния на их плодовитость.
В целом по биологическим показателям в 2007 г. Шершневское водохранилище может
быть охарактеризовано как (3-мезосапробный водоем с отдельными переходными зонами:
в верховьях — к олигосапробности, а в прйплотинной части — к а-мезосапробности.
Список литературы
1. Абакумов, В. А. Руководство по гидробиологическому мониторингу пресноводных экосистем / В. А. Абакумов. СПб.: Гидрометеоиздат, 1992. 318 с.
2. Оксиюк, О. П. Комплексная экологическая классификация качества поверхностных вод суши / О. П. Оксиюк, В. Н. Жукинский, Л. П. Брагинский // Гидробиол. журн.
1993. Т. 29,№4. С. 62-77.
3. Винберг, Г. Г. Методические рекомендации по сбору и обработке материалов при
гидробиологических исследованиях на пресноводных водоемах / под ред. Г. Г. Винберга
// Фитопланктон и его продукция. Л.: ГосНИОРХ, 1984. 31 с.
4. Шитиков, В. К. Количественная гидроэкология: методы системной идентификации/В. К. Шитиков, Г. С. Розенберг, Т. Д. Зинченко. Тольятти : ИЭВБ РАН, 2003.463 с.
130
Г. О. Богданов
ВЫЖИВАЕМОСТЬ И ПЛОДОВИТОСТЬ TUBIFEX TUBIFEX (TVBIFICIDAE)
ПРИ СОДЕРЖАНИИ И РАЗВЕДЕНИИ ИХ В ЛАБОРАТОРНЫХ УСЛОВИЯХ
В настоящее время в России не существует стандартизованных методик по
оценке токсичности донных отложений водоемов с использованием бентосных
организмов. Tubifex tubifex, являясь ярким представителем группы пресноводного
зообентоса, обладает значительной численностью и биомассой в природных условиях, что может быть использовано при создании аквакулътуры для разработки
тест-систем определения токсичности донных отлооюений. Нами была предпринята успешная попытка искусственного содержания и разведения тубифицид в
течение 8 месяцев.
'В России существует целый арсенал культур гидробионтов, предназначенных для
проведения оценки токсичности вод и донных отложений. Преобладающей группой
культивируемых животных является планктон (бактерии, простейшие, дафнии, цериодафнии, водоросли). Для определения качества вод планктонные тест-объекты являются
наиболее востребованными во всем мире. Однако по данным Американского агентства
по охране окружающей среды [2] такие животные не могут претендовать на адекватность
в оценке токсичности донных грунтов.
В последнее время в стандартизованных методиках оценки токсичности осадков
ASTM [1] в качестве тест-объектов применяются культуры бентосных организмов: олигохет, хираномид, бокоплавов, моллюсков. Обитатели дна водоемов наиболее адекватно
соответствуют изучаемой среде.
Среди бентосных животных олигохеты являются группой беспозвоночных, наиболее
часто привлекаемой различными авторами для целей биологической индикации загрязненности донных грунтов [4; 5]. В полисапробных условиях обитания популяции олигохет, особенно тубифицид, достигают высокой численности и биомассы [4].
Олигохетам, в частности таким широко распространенным в Европе и США, а также
и в России, как Tubifex tubifex (Mull.) и Limnodrilus variegates (Tubificidae) [7], присуща
способность интенсивно размножаться и накапливать значительную численность и биомассу популяции, что может быть использовано для создания искусственной аквакульт
Уры [8] для разработки тест-систем определения токсичности осадков.
Создание аквакультуры тубифицид предполагает изучение их воспроизводительной
способности и выживаемости при содержании и разведении в искусственных условиях.
В связи с вышеизложенным целью работы является определение плодовитости и выживаемости Tubifex tubifex при содержании в лабораторных условиях в течение 8 мес.
Материалы и методы. В качестве объекта исследования
™™*™™™27
водных червей Т. tubifex, которые предварительно были отобраны из проб
Шершневского водохранилища для создания лабораторной мон
о
^
менте использовали половозрелых (особи с поясками и развитой половой системой
содержание и разведение червей в течение
Культивирование проводили в 5 л эксикаторах. На да
Шали 300 г прокаленного при 200 °С чистого речного песка и[ ядам
Рированной воды. Далее в подготовленные условия помещали по 30 особей L tumj
Эксперимент проводили дважды.
131
Каждые 14 сут проводили учет смертности особей и отложенных коконов. Сначала
червей и их коконы извлекали из грунта, подсчитывали выживших и количество коконов
в чашке Петри, затем погибших особей и коконы удаляли. Живых червей возвращали в
прежние условия культивирования.
Условия с момента посадки животных и до окончания срока культивирования оставались одинаковы: емкости находились в термостатированном помещении при +18...+22 °С,
воду аэрировали с помощью микрокомпрессора, кормление животных осуществлялось один раз в 14 сут (во время определения выживаемости животных) в норме 80 мг
TetraMin на 100 г песка [3], плотность посадки животных составляла 10 особей на 100 г
грунта [8].
Значение рН в воде за время культивирования червей составило 6,5-7,6; концентрация растворенного в воде кислорода — 8,5-9,5 мг/л.
Результаты и обсуждение. При культивировании Т. tubifex в течение 8 мес. нами
были получены следующие результаты по плодовитости и выживаемости животных.
По окончании культивирования выживаемость червей составила 86,7 %. Динамика
воспроизводства показана на рисунке. В течение первых трех месяцев культивирования Т. tubifex было зарегистрировано закономерное повышение плодовитости животных,
которое достигло максимума через 84 сут. после начала культивирования и составило
3,12 коконов на особь за 14 сут. В дальнейшем происходило медленное снижение плодовитости тубифицид, которая достигала 2 коконов на особь за 14 сут. к концу эксперимента. Средняя плодовитость за 224 сут. составила 1,82±0,23 коконов на особь за 14 сут.
Суммарное количество коконов, отложенное когортой из 10 особей, за 8 мес. оказалось
904 или 1507 яиц (из расчета, что в одном коконе содержится в среднем 5 яиц [8]). По данным Т. Поддубной при культивировании Т. tubifex при 22 °С и плотности посадки 10 особей на 100 г ила черви размножаются 247 сут и откладывают за этот период 1448±27 яиц
[8], что совпадает с результатами, полученными в нашем эксперименте.
50
100
150
200
250
1
Время, сут
Динамика плодовитости Т. tubifex в течение 8 мес. культивирования
Рядом исследователей отмечена также неравномерность интенсивности размножения
Т. tubifex в течение года [8-10]: имеются пики массовой откладки коконов, чередующиеся с резким угасанием половой активности особей. В нашем эксперименте отмечен один
пик половой активности (характеризующийся максимальной плодовитостью), сопровождающийся плавным спадом. В литературе [8; 9] указывается существование двух пиков
половой активности. В нашем случае второго пика не наблюдается, возможно, в связи с
условиями культивирования: из емкостей с червями каждые 14 сут. изымались коконы,
132
а существенный вклад в проявление второго пика плодовитости вносят черви вышедшие
из коконов и достигшие половозрелости после первого пика половой активности Г91
Необходимо отметить, что на 84 сут содержания Т. tubifex выживаемость составляла
100 %, а плодовитость была максимальной. Поэтому культивирование тубифицид в возрасте 6-8 мес. обладает наибольшей эффективностью для получения животных предназначенных для биотестирования.
'
Выводы
1. Для целей биологического тестирования донных грунтов была выделена монокультура Т. tubifex.
2. Средняя плодовитость Т. tubifex в течение 8 мес. содержания составила 1,82±0,23
кокона на особь за 14 сут.
3. Выявлена неравномерность половой активности Т. tubifex в течение 8 мес. непрерывного культивирования, выраженная в повышении плодовитости в первые 3 мес. размножения и её снижении в последующее время.
4. Культивирование тубифицид в возрасте 6-8 мес. характеризуется высокими показателями плодовитости и выживаемости, что может быть использовано для получения
максимальной численности животных в синхронизированной культуре, обеспечивающей экспериментальные работы по оценки качества донных грунтов.
Список литературы
1. ASTM, 1994. Standard guide for conducting sediment toxicity tests with freshwater
inverterbrates. E1383-94a // Annual book of ASTM standards. Vol. 11.4. Philadelphia. P. 1-30.
2. Methods for Measuring the Toxicity and Bioaccumulation of Sediment-associated Contaminants with Freshwater Invertebrates Office of Science and Technology Office of Water U.S.
Environmental Protection Agency 600/R-99/064, Washington, D.C., March, 2000.
3. Pasteris, A. Toxicity of copper-spiked sediments to Tubifex tubifex: a comparison of the
28-day reproductive bioassay with a 6-month cohort experiment / A Pasteris [et al.] // Aquatic
Toxicology. 2003. № 65. P. 253-265.
4. Батурина, М. Использование группы малощетинковых червей для биологической
оценки качества поверхностных вод (на примере р. Ухты) / М. Батурина // Вестн. Ин-та
биологии. 2001. Вып. 38.
5. Батурина, М. Малощетинковые черви как компонент донных биоценозов водотоков бассейна р. Печоры / М. Батурина//Там же. Вып. 44.
6. Мещеряков, В. Н. Трубочник Tubifex tubifex Mull /В. Н. Мещеряков // Объекты
биологии развития. М.: Наука, 1975.
и
о
u
7. Морев, Ю. Б. Опыт содержания тубифицид в лотках с проточной водой / Ю. Б. МоРев//Гидробионты в загрязненной среде. Фрунзе :Илим, 1982. С..5-25.
8. Поддубная, Т. Л. Размножение и плодовитость Tubifex tubifex (Ohgochaeta) в разных экологических условиях / Т. Л. Поддубная // Биология, морфология и систематика
водных беспозвоночных. Л.: Наука, 1980.
9. Поддубная, Т. Л. Особенности биологии и продукции Tubifex
в загрязненном участке притока Рыбинского водохранилища /Т. Л.
гические продукционные процессы в бассейне р. Волги. Л., 1У /ь.
Ю. Тимм,Т. О жизненных циклах водных олигохет в аквариумах / Т. Тимм // Биоло
г
ия пресноводных организмов Эстонии. Тарту, 1974.
133
Е. В. Сафонова
ОЦЕНКА ВЛИЯНИЯ РАЗЛИЧНЫХ ФАКТОРОВ
НА ТОКСИЧНОСТЬ ЦИАНОБАКТЕРИЙ
ШЕРШНЁВСКОГО ВОДОХРАНИЛИЩА
Представлены результаты исследований токсичности цианобактерий
Шершневского водохранилища (Челябинская область). Проанализированы параметры, оказывающие действие на токсичность. Выявлена зависимость между
концентрацией цианобактерий в воде и их токсичностью. Кроме того, показана
взаимосвязь между токсичностью цианобактерий и процентным соотношением
доминирующих видов.
Выделение биологически активных веществ, в частности токсинов с целью устранения видов-конкурентов является древнейшим механизмом борьбы за существование в
водной среде. Однако сегодня в результате антропогенного влияния на водные экосистемы (в первую очередь зарегулирования стока и загрязнения органикой) складываются
условия, позволяющие именно цианобактериям использовать этот механизм более эффективно и занимать доминирующее положение в водоеме. Особенно часто эта проблема затрагивает водохранилища: наличие достаточного количества питательных веществ,
хорошее прогревание водных масс на большой площади мелководий, замедленный водообмен создают объективные предпосылки для массового размножения цианобактерий.
В водохранилищах наблюдается прогрессирующее заиление дна с параллельным снижением кислородной насыщенности придонных слоев воды, что обеспечивает оптимальные
условия размножения и зимовки цианобактерий.
Образование токсинов цианобактериями, вызывающими «цветение» воды в водоемах,
в последние годы становится объектом все более пристальных исследований. Это обусловлено существенным влиянием альготоксинов на качество природных вод. Их присутствие серьезно изменяет органолептические свойства воды, которая при высоких концентрациях становится токсичной для животных и человека.
В Шершневском водохранилище Челябинской области в летний период наблюдается массовое развитие цианобактерий. При оценке токсических свойств цианобактерий
Шершневского водохранилища было выявлено, что LD 5 0 варьирует в широких пределах —от 48,4 до 572 мг/кг, причем за короткие сроки этот показатель мог меняться почти
в 10 раз (например, от 442,1 до 48,4 мг/кг за одну неделю) [1].
Продуцирование физиологически активных метаболитов зависит от биологических особенностей штамма, фазы его роста, физиологического состояния, влияния
внешних факторов. В частности, имеются работы, посвященные оценке влияния различных факторов на рост и токсичность цианобактерий в лабораторных культурах
[1; 2]. Оценка влияния факторов в природных условиях представляется более сложной задачей вследствие необходимости долгосрочных и трудоемких полевых наблюдений и учета многих факторов, действующих одновременно. Однако именно такие
исследования способны дать фактический материал, который может послужить фундаментом для создания системы прогнозирования развития токсического «цветения»
природных водоемов.
В связи с этим целью работы было оценить взаимосвязь токсичности цианобактерий
и различных параметров, характеризующих «цветение» воды (температура воды, общая
численность цианобактерий в воде, вид-доминант, процентное соотношение доминантных родов цианобактерий).
134
Материалы и методы. С 2005 по 2007 г. в течение вегетационного сезона на
Шершневском водохранилище еженедельно проводились исследования количественного развития, видового состава и токсических свойств цианобактерий.
Отбор цианобактерий и пробоподготовку осуществляли согласно руководству [3]
Цианобактерий собирали из поверхностных слоев воды водохранилища с помощью фитопланктонной сети.
Полученный материал замораживали с целью разрушения клеточной стенки цианобактерий и высвобождения токсинов. Затем материал размораживали, высушивали в
термостате при температуре +45 °С, растирали в агатовой ступке в мелкий порошок.
Для оценки токсичности проб цианобактерий использовали самцов мышей линии
СВА в возрасте 2 мес. [3] Пробы цианобактерий вводили животным внутрибрюшинно. Для установления статистических параметров токсичности проб вычисляли LD50,
ошибку и 95% доверительный интервал с помощью метода пробит-анализа по Личфилду.
Степень токсического воздействия цианобактерий на организм оценивали согласно классификации, предложенной L. A. Lawton [3].
Для анализа общего количества цианобактерий в воде пробы отбирали с помощью
батометра Паталаса по 1 л воды со следующих горизонтов: поверхность и IS, где S - глубина прозрачности, измеренная с помощью диска Секки. В лаборатории пробы концентрировали фильтрационным методом [4].
Результаты и обсуждение. При анализе токсичности проб цианобактерий
Шершневского водохранилища за вегетационные сезоны 2005-2007 гг. было выявлено,'
что средняя ЛД 5 0 составила 167 мг/кг, медиана 103 мг/кг, минимальное значение составило 48,4 мг/кг, а максимальное 572 мг/кг. Из 34 проанализированных проб в соответствие
с классификацией ВОЗ, 18 проб (52,9 %) можно было отнести к высокотоксичным (ЛД50
< 100 мг/кг); 15 проб (44,1 %) — к умеренно токсичным (ЛД50 100-500 мг/кг); 1 (2,9 % ) —
к низкотоксичным (ЛД50 500-1000 мг/кг).
При анализе проб, в которых доминировали цианобактерий родов Microcystis и
Oscillatoria (при условии, что численность данного рода составляла в пробе более 70 %),
было выявлено, что средние значения LD 50 составили 86 и 77 мг/кг соответственно.
Пробы, где доминировали Aphanizomenon и Anabaena, были в среднем менее токсичными (средние значения LD 50 составили 185 и 192 мг/кг соответственно). В целом за исследованный период времени в 45,7 % токсикологических проб доминировали цианобактерий рода Aphanizomenon.
Анализ влияния различных факторов проводили с использованием однофакторного
Дисперсионного анализа и многофакторного дисперсионного анализа признаков сопряженности в главной линейной модели. В этих исследованиях было выявлено, что температура воды, год, месяц исследований, род-доминант цианобактерий не оказывают достоверного влияния на токсичность.
Одновременно с этим с помощью многофакторного зализа удалось_выявить достоверное влияние общего количества цианобактерий (статистика Вальда - В Д < W
и показателя, представляющего собой взаимодействие фактора - процентное соотнош
ние родов доминант в пробе цианобактерий (статистика Вальда - 8,4; р - 0,004) на ток
Достоверное влияние общего количества ц и д а ^ ^ ^ " - .
лось подтвердить с помощью регрессионного анализа (R -0>475;
зависимость лучше всего описывалась линейным уравнением.
гчга..
т т-v , 1 ч
с
, n n n w t . пианобактерий в вс
*,-10
3 0 ( М г/кг) > х-общая т а о»ьда1о6актер И йввояе(шс.кд/д).
nm
135
Полученные результаты свидетельствуют о том, что среди исследованных основным
фактором, оказывающим влияние на токсичность цианобактерий, является общее количество этих микроорганизмов в воде: с увеличением концентрации цианобактерий регистрируется повышение значения средней летальной дозы, то есть снижение токсичности
цианобактерий. В качестве возможных причин таких изменений можно предположить
следующее. При увеличении концентрации цианобактерий накопление значительного
количества токсинов в воде не только подавляет конкурентов, но, в конечном итоге, приводит к самоотравлению особей-продуцентов и их ослаблению, что, видимо, сопровождается нарушением способности к продукции токсинов. Подобные предположения были
выдвинуты Л. А. Сиренко в 1972 г. [5]
Кроме того, снижение токсичности цианобактерий может быть следствием выброса
токсинов из клеток цианобактерий в воду как ответной реакции последних на повышение плотности популяции.
Правомерность обоих утверждений, возможно, удастся прояснить в ходе дальнейших
исследований.
Другой фактор — процентный состав пробы — имеет меньший вес в оказании влияния на токсичность цианобактерий по сравнению с воздействием концентрации последних в воде.
Таким образом, по результатам проведенных исследований можно сделать следующие выводы:
1) токсичность цианобактерий Шершневского водохранилища изменяется в широких
пределах в достаточно краткие сроки;
2) развитие токсического «цветения» воды не удается предсказать с использованием
данных о температуре воды и доминирующем роде цианобактерий;
3) не выявлено закономерных сезонных изменений токсичности;
4) токсичность цианобактерий Шершневского водохранилища снижается с увеличением их численности;
5) выявлена взаимосвязь между токсичностью цианобактерий и процентным соотношением доминирующих видов.
Список литературы
1. Определение причины гибели рыбы в Шершневском водохранилище и оценка
опасности воды водохранилища для здоровья населения : отчет о НИР (заключит.) / по
договору № 06-04/ОБ от 22.09.2004 г. УНИЦБТ, ГОУ ВПО «ЧелГУ», Челябинск, 2004.
108 с.
2. Vaitomaa, J. The effects of environmental factors on biomass and microcystin production by the freshwater cyanobacterial genera Microcystis and Anahaena I J. Vaitomaa // Department of Applied Chemistry and Microbiology University of Helsinki. Helsinki, 2006. 63 p.
3. Toxic Cyanobacteria in Water: A guide to their public health consequences, monitoring
and management //1. Chorus, I Bartman, eds. World Health Organization. E&FN Spon, Routledge. L., 1999. 347 p.
4. Абакумова, В. А. Руководство по гидробиологическому мониторингу пресноводных экосистем / В. А. Абакумова. СПб.: Гидрометеоиздат, 1992. 318 с.
5. Сиренко, Л. А..Физиологические основы размножения синезеленых водорослей в
водохранилищах / Л. А. Сиренко. Киев : Наук, думка, 1972. 204 с.
136
С. Г. Левина, А. В. Аклеев, Г. Г. Корман, Л. Ф. Мухаметшина
НЕКОТОРЫЕ ЗАКОНОМЕРНОСТИ СОДЕРЖАНИЯ
И НАКОПЛЕНИЯ 9°SR И ^ C S ВОДНОЙ ВЫСШЕЙ РАСТИТЕЛЬНОСТЬЮ
ОЗЕРНЫХ ЭКОСИСТЕМ .УРУСКУЛЬ, БОЛЬШОЙ И МАЛЫЙ ИГИШ
Представлены результаты радиоэкологических исследований некоторых водоемов Восточно-Уральского радиоактивного следа (ВУРСа) на примере озер
Урускулъ, Большой и Малый Игиш, входящих в ближнюю и среднюю зону ВУРСа.
Изучен современный видовой состав высших водных растений, видоспецифичностъ
90
m
концентрирования ими Sr и Cs, определены коэффициенты накопления.
Попадая в водоемы, многие радионуклиды быстро поглощаются биотой и сорбируются донными отложениями, в результате их содержание в воде резко снижается [7].
Способность радиоактивных веществ избирательно накапливаться в отдельных компонентах экосистем приводит к тому, что даже при полной пригодности воды для питья
удельная активность радионуклидов в гидробионтах может оказаться в несколько тысяч
раз выше, чем в водной среде [2].
Высшие водные растения (ВВР) как доминирующий по биомассе компонент экосистемы обладают способностью активно аккумулировать радионуклиды, поступающие в
озера, играя, таким образом, важную роль в процессах их самоочищения. После отмирания ВВР радионуклиды поступают в донные отложения, откуда могут при изменении
физико-химических условий переходить в водную толщу и снова вовлекаться в трофические цепи водной экосистемы. Кроме того, сами макрофиты также являются одним
из элементов трофических цепей озерных экосистем, что обусловливает необходимость
изучения ВВР при оценке радиоэкологического состояния водоемов и регламентировании их использования [3].
Особую актуальность изучение процессов накопления и распределения радионуклидов по основным компонентам гидробиоценозов приобрело для озерных экосистем
ВУРСа, так как по прошествии 50 лет после аварии 1957 г. встает вопрос о возможности
возврата ранее не использовавшихся водоемов в хозяйственный оборот.
Целью данной работы явилось изучение содержания и накопления 90Sr и 137Cs в макрофитах некоторых озер ближней и центральной зоны ВУРСа.
Водными объектами исследований были выбраны озера Урускуль — ближняя зона
ВУРСа (20 км от точки взрыва 1957 г.), Большой и Малый Игиш (Б. и М. Игиш) — центральная зона Следа (60 км от точки взрыва 1957 г.). На рис. 1 представлена карта-схема
расположения данных водоемов.
Исследуемые озера ВУРСа располагаются в лесостепной зоне Среднего Урала. Для
Данных водоемов характерна однотипная форма зарастания - от м ^ с ? м а л ь н о г ^ 3 н
вития у побережий с постепенным уменьшением биомассы в с р е д н е й ^ » " " » " * "
и, как правило, до полного отсутствия высших водных растении в центральной части
озера Г31
расположено в Каслинском районе в 7,5
автотрассы ЪобУк-Ба?аряк.
^
^
!
^
табрь 1957 г.) по «°Sr воды оз. Урускуль составлял 7400 Бк/л, оз.
«• Урускуль находились населенные пункты
» ^ Ц З ^
после аварии 1957 г. были выселены. В результате аварии с водомерной
;
терн
^
.
^
Б Игиш был отселен населенный пункт - деревня Игиш. После аварии в окрестностях
оз М Игиш были ликвидированы поселки Юго-Коневских рудников и д. Юго-Конево
[9] С 1958 г. экосистемы данных водоемов развиваются практически без влияния хозяйственной деятельности, что представляет научный интерес в исследовании распределения
изотопов в компон.ентах экосистемы.
КАРТЛ-СХЕМЛ
плотности загрязнения территории Челябинской области
вследствие выброса радионуклидов из хранилищ ядерных отходов
ПО «Маяк» в 1957 и 1967 годах.
№ архива ПО «Маяк»
пиимци зои падиоквшнога м т о няни тампоми облает* 1957 г.»
ЧУ& в шподшй период
Г.КЫШШМ
- - давна юн радимжтютюго rarpjnиапитодитории обдаст в I!>ff7 г;
цифры, обозначающие пжпвоет*
* «иряжмп территории па зовам кюрин! гаядртшй километр
О ижелашмепуши
М1:200
000
Рис. 1. Карта-схема Восточно-Уральского радиоактивного следа
(цифрами отмечены исследованные водоемы: 1 — Урускуль, 2 — М. Игиш, 3 — Б. Игиш)
Для сравнительного анализа количественного содержания радионуклидов в макрофитах исследуемых озер из перечня обнаруженных видов были выбраны 9 видов растений, относящихся к различным экологическим группам [5]:
1) воздушно-водные растения: тростник обыкновенный {Phragmites australis), Рогоз
узколистный (Typha angustifolia), Рогоз широколистный (Typha latifolia);
2) свободно плавающие растения: водокрас лягушачий (Hydrocharis morsus-ranae);
3) укореняющиеся погруженные растения: элодея канадская (Elodea canadensis),
рдест блестящий (Potamogeton lucens), телорез обыкновенный (Stratiotes abides);
4) укореняющиеся с плавающими листьями: горец земноводный {Persicaria amphibia), рдест плавающий (Potamogeton natans).
Следует отметить, что из перечисленных видов широкое распространение имеет
тростник обыкновенный {Phragmites australis), обнаруженный во всех исследованных
водоемах. Данный вид ВВР является космополитом и обладает довольно широкой экологической амплитудой, позволяющей ему расти в самых различных условиях обитания.
Для представителей высшей водной растительности были рассчитаны величины коэффициента накопления (КН), характеризующие их способность аккумулировать соответствующие радионуклиды [2; 8]. На примере тростника обыкновенного на рис. 2 представле90
137
ны данные по содержанию и накоплению Sr и Cs в исследованных водоемах ВУРСа.
138
Уруаут, Б.Нтап МИгпш
Урускупь Б. Шил
М. Ишш
Рис. 2. Значения средней удельной активности uKH90Sr, 137Cs в тростнике обыкновенном
в зависимости от места произрастания (Бк/кг сухой массы)
Характерно, что спад содержания 90Sr и 137Cs в зависимости от места произрастания отражает изменение концентраций радионуклидов в водной массе озер. В отличие
от удельной активности 90 Sr и 137Cs, снижения величин КН радионуклидов с удалением от источника взрыва 1957 г. не происходит, зависимость носит нелинейный характер. Для тростника обыкновенного отмечены близкие значения КН 90Sr и I37Cs как на
оз. Б. Игиш с невысоким уровнем минерализации (292,7 мг/л), так и в соленом оз. Урускуль
(2299 мг/л) и резкий максимум для слабоминерализованного оз. М. Игиш (102,4 мг/л).
Колебания величин коэффициента накопления 90Sr и 137Cs для макрофитов могут быть
связаны также с концентрацией их неизотопных макроаналогов в воде исследованных озер.
Известно, что при концентрациях элементов-аналогов (Са2+, Mg2+), превышающих 10"4~10"5
моль/л, накопление 90Sr находится в обратной зависимости от содержания неизотопных носителей в воде [2]. Низкая концентрация Са2+в воде оз. М. Игиш (И мг/л), по сравнению с
озерами Б. Игиш и Урускуль, обусловливает высокие (в несколько раз выше) значения КН
90
Sr в высших водных растениях этого водоема. Поэтому, наряду с содержанием радионуклидов, необходимо учитывать и гидрохимические особенности водоема.
Высшие водные растения, относящиеся к различным экологическим группам, обладают разной способностью концентрировать радионуклиды [1]. Значения удельных активностей и КН 90Sr, 137Cs в макрофитах на примере оз. Б. Игиш приведены на рис. 3 и 4. Анализ
полученных результатов позволил выявить некоторую видовую специфику накопления
долгоживущих радионуклидов высшей водной растиВодсяфас лягушачий
тельностью. Максимальные
Горец земноводный
значения удельной активРдест блестящий
Рдест плавающий
ности 90Sr на исследованном
Рогоз узколистный
водоеме были обнаружены у
Рогоз Шфоколисгный
представителей видов рдест
Роголистник погруженный
блестящий, телорез обыкноТелорез обыкновенный
венный и уруть мутовчатая.
Тростник обыкновенный
Уруть мутовчатая
Растения со сравнительно
Элодея канадская •
высоким уровнем содержаtoooo
ния 137Cs встречаются среди
У д е ш ш активность, Бк/кг сухой массы
представителей видов уруть
Рис. 3. Значения средней удельной активности мутовчатая, элодея канадская
90
137
Радионуклидов Sr и Cs для макрофитов оз. Б. Игиши роголистник погруженный
(рис. 3).
139
Ожидаемое преобладание в растениях 90Sr над 137Cs, связанное как с изотопным составом взрыва 1957 г., так и с особенностями накопления радионуклидов, отмечено для
всех исследованных видов (рис. 4).
^
1
Водокрас лягушачийГорец земноводныйРдест блестящий
Рдест плавающий
Рогоз узколистныйРогоз широколистныйРоголнстннк погруженныйТелорез обыкновенныйipocTmiK обыкновенныйУр>ть мутовчатая- •^
Элодея канадская- . ^ И . , ^ - .
Е Е З Cs-137
.^..
^--т-И
10
.. J 8 = a <
100
н
1000
10000
КН
КН
90
Рис. 4. Значения коэффициента накопления (КН) Sr и wCs для макрофитов оз. Б. Игиш
Полученные данные показали, что, несмотря на низкое содержание 137 Cs, в отличие
от 90Sr, в воде изучаемых озер значения КН 137Cs и 90 Sr растений — величины практически одного порядка, за исключением рдеста блестящего (рис. 4). По всей вероятности,
это связано с принадлежностью данных макрофитов к калийфильным видам с преимущественным концентрированием аналога калия—цезия, вследствие избирательного минерального питания [4. С. 182].
Таким образом, на исследованных водоемах территории ВУРСа широкую распространенность имеет тростник обыкновенный. Спад значений удельной активности 90Sr
и 7Cs в зависимости от места произрастания отражает изменение концентраций радионуклидов в водной массе озер.
На величины коэффициента накопления радионуклидов влияет общая минерализация водоема, а также концентрации неизотопных макроаналогов в водной массе озер.
Значения КН Cs и 90 Sr макрофитами — величины одного порядка (за исключением
рдеста блестящего), что связано с морфофизиологическими особенностями ВВР.
На основании полученных данных были определены виды высших водных растений,
90
являющиеся специфическими накопителями радионуклидов: по Sr—рдест блестящий,
телорез обыкновенный, уруть мутовчатая, а по ™Cs - уруть мутовчатая, элодея канадская и роголистник погруженный. Выявленные виды можно использовать в качестве
оиоиндикаторов для радиоэкологических исследований водоемов ВУРСа
Авторы выражают благодарность доктору биологических наук, профессору, заведующей кафедрой биологии человека и МБП Д. 3. Шибковой; старшему научному сотруднику отдела окружающей среды УНПЦ РМ И. Я. Поповой; кандидату географических
Z L r
У 3 а В 6 Д У Ю
^
КафеДР
* *
Ф
ГтС°вОй
Сти П Шт
°
140
°Й
№
геог
Р а Ф и и и МПГ, руководителю лимнолого-
;
Кандидат
"одд*Р»™ Wma
Р
У ^графических наук, доцен-
Министерства образования и wt
ив*
Список литературы
1. Гудков, Д. И. Радионуклиды
90
Sr 5 i*Cs, 238 P u ? 239+24oPu
и
241A
m
в
ш к р о ф и т а х
Красненскои поймы: видоспецифичность концентрирования и распределение в компонентах фитоценоза / Д. И. Гудков, Л. Н. Зуб, В. В. Деревец [и др.] // Радиацион. биология
Радиоэкология. 2002. Т. 42, № 4. С. 419-428.
2. Куликов, Н. В. Радиоэкология пресноводных биосистем / Н. В. Куликов, М. Я. Чеботина. Свердловск: УрО АН ССР. 1988. 128 с.
90
137
3. Левина, С. Г. Sr и Cs в высших водных растениях некоторых водоемов Восточно-Уральского радиоактивного следа: видоспецифичность концентрирования / С. Г. Левина, 3. П. Земерова, Д. 3. Шибкова [и др.] // Радиацион. биология. Радиоэкология. 2006
Т. 46, №5. С. 597-604.
4. Лукина, Л. Ф. Физиология высших водных растений / Л. Ф. Лукина, Н. Н. Смирнова. Киев : Наук, думка, 1988. 188 с.
5. Папченков, В. Г. О классификации макрофитов водоемов и водной растительности / В. Г. Папченков // Экология. 1985. № 6. С. 8-13.
6. Ровинский, Ф. Я. Поведение 90Sr и некоторых других долгоживущих продуктов деления в некоторых водоемах: дис.... канд. хим. наук / Ф. Я. Ровинский. М., 1964.162 с.
7. Смагин, А. И. Уровни радиоактивного загрязнения водоемов в зоне влияния
ПО «Маяк» / А. И. Смагин, Т. А. Антонова, А. Д. Денисов // Вопр. радиацией, безопасности. 2000. № 1. 2000. С. 24-30.
8. Трапезников, А. В. Радиоэкология пресноводных экосистем / А. В. Трапезников,
В. Н. Трапезникова. Екатеринбург: Изд-во УрГСХА, 2006. 390 с.
9. Экологические и медицинские последствия радиационной аварии 1957 г. на
ПО «Маяк» / под ред. А. В. Аклеева, М. Ф. Киселева. М.: Медбиоэкстрем, 2001.294 с.
С. В. Тряпицына, А. А. Себирзянова
СОДЕРЖАНИЕ И РАСПРЕДЕЛЕНИЕ ТЯЖЁЛЫХ МЕТАЛЛОВ
В ПОЧВЕННОМ ПОКРОВЕ ХОЗЯЙСТВ ЮЖНОГО УРАЛА
В работе анализируются проблемы поступления, аккумуляции и миграции
тяжелых металлов в почвенном покрове на примере хозяйств, расположенных
на территории Южного Урала, и влияние на эти процессы физико-химических
свойств почвы.
Почва является одним из важнейших факторов среды обитания. Состояние почвы
во многом определяет экологическое равновесие в целом. В настоящее время на почву
оказывается мощное антропогенное воздействие. Особое значение в последнее время
приобрело загрязнение почвы группой поллютантов, получивших общее название «тяжелые металлы» (ТМ).
Челябинская область - регион с интенсивным
мышленности, кроме того, на территории области и
провинции. Бо^лее всего почвенный покров области
таких ТМ, как медь, свинец, никель, марганец,
W
грязнени* почвы ТМ на территории области ^
таллургии, теплоэнергетики и автотранспорт [2].
и трансформации ТМ в почве являются актуальным.
141
В почву ТМ поступают чаще всего из воздуха, а затем проходят целый ряд преобразований, одновременно продвигаясь вглубь почвы или распространяясь в горизонтах
почвенного профиля. При этом ТМ могут накапливаться в почвенной толще, особенно в
верхних гумусовых горизонтах, и медленно удаляться при выщелачивании, потреблении
растениями, эрозии и дефляции. Помимо накопления трансформация соединений ТМ,
поступающих в почву, включает в себя такие процессы, как растворение, адсорбцию катионов тяжелых металлов твердой фазой почвы и образование новой твердой фазы.
На характер перераспределения ТМ в профиле почв оказывает влияние комплекс
факторов, основными из которых являются:
1) гранулометрический состав: тяжелые почвы прочнее связывают металлы, вследствие чего снижается миграционная способность последних;
2) окислительно-восстановительная реакция почвенного раствора: кислая реакция
в большинстве случаев способствует образованию легкоподвижных соединений ТМ, в
то время как высокий восстановительный потенциал почвенного раствора способствует
образованию малорастворимых и нерастворимых форм ТМ;
3) катионнообменная способность почвы, которая зависит от минералогического состава, а также от количества органического вещества. Чем больше емкость катионного
обмена почвы, тем больше ТМ удерживает почва и тем меньше их поступает в растения
и живые организмы.
Содержание тяжелых металлов в почвенном покрове сопровождается высоким их содержанием в кормовых культурах опытных хозяйств, которые являются основными источниками питания и поступления токсических веществ в организм животных и человека.
Проведенное почвенно-агрохимическое исследование и оценка экологического состояния почвы хозяйств АО «Аргазинское» и учхоза «Ново-Троицкий» по результатам
обследования в 2003 г. (таблица) показывают, что почвы являются оподзоленными и типичными среднемощными черноземами, по механическому составу почвы среднесуглинистые. Преобладают почвы со слабокислой реакцией среды (рН = 6,0-6,2). По содержанию гумуса в пробах почв из АО «Аргазинское» гумуса в среднем 3,7-4,3 %, в пробах
почв—учхоз «Ново-Троицкий» — 3,8-4,6 %, таким образом, почвы относятся к мало- и
среднегумусным.
Содержание химических элементов© образцах почвы АО «Аргазинское»
и учхоза «Ново-Троицкий» (М±ш; п=10)
Химический элемент
Содержание, мг/кг
АО «Аргазинское» учхоз «Ново-Троицкий»
48,65±2,0*
18,63±0,87
138±0,1*
47,83±2,16
76,0±3,82*
39,87±2,12
6320±28,6*
1835,2±28,36
412±18,16*
29,13±1,12
53,32±3,8*
12,23±0,09
63±2,3*
0,00±0,00
685±17,28*
764,3±0,91
ПДК, мг/кг
Медь
100
Цинк
ПО
Свинец
32
Железо
4200
Никель
50
Кобальт
50
Кадмий
50
Марганец
1500
*Р<0,01.
Исследования показали, что большую долю в загрязнение почвенного покрова
АО «Аргазинское» вносят элементы: медь, цинк, свинец, железо, никель.
При исследовании образцов почвы поверхностного пахотного слоя на глубине
0-20 см, взятых с различных полей хозяйства АО «Аргазинское», уровень отмеченных
токсикантов был выше предельно допустимых норм по никелю в 8,2 раза, по свинцу в
2,4 раза, по цинку в 1,3 раза, по меди в 2 раза, по железу в 1,5 раза. Содержание кобальта
и марганца в почвенном покрове АО «Аргазинское» не превышало ПДК.
Выявленные закономерности свидетельствуют о том, что постоянная контаминация
окружающей среды токсическими элементами сопровождалась аккумуляцией их почвенным покровом.
При таком же исследовании почвы учхоза «Ново-Троицкий», содержали высокий уровень свинца, который превышал ПДК на 24,6 %. Уровень никеля в образцах почвы был
ниже ПДК на 58,26 %, а кадмия в этот период исследований выявлено не было. Следует
отметить, что содержание эссенциальных микроэлементов цинка, меди, железа, кобальта
и марганца было значительно ниже значений ПДК.
Таким образом, проведенные исследования позволяют сделать заключение, что приоритетным загрязнителем почвенного покрова учхоза «Ново-Троицкий» являются соли
свинца при выраженном дефиците в нем эссенциальных микроэлементов.
Приоритетным загрязнителем почвенного покрова учхоза «Ново-Троицкий» являются соли свинца при выраженном дефиците в нем эссенциальных микроэлементов.
Накоплению ТМ в почве способствуют также тяжелый гранулометрический состав,
в то время как слобокислая реакция почвенного раствора благоприятна для перехода
данной группы загрязнителей в доступной растениям форме. Содержание гумуса также
влияет на миграцию микроэлементов, понижая их доступность для живых организмов.
Следовательно, увеличение антропогенного поступления в природную среду тяжелых металлов наряду с высоким природным содержанием их в результате геохимических
особенностей Южного Урала приводит к аккумуляции их в почве и к дальнейшему переходу ТМ по трофическим цепям в живые организмы, оказывая токсическое действие.
Список литературы
1. Большаков, В. А. Аэротехногенное загрязнение почвенного покрова тяжелыми
металлами: источники, масштабы, рекультивация / В. А. Большаков [и др.]. М.: Упрполиграфиздат Мособлисполкома, 1993.91 с.
2. Козаченко, А. П. Научные основы мониторинга, охраны и рекультивации земель
/ А. П. Козаченко [и др.]. Челябинск, 2000.247 с.
3. Комплексный доклад о состоянии окружающей природной среды Челябинской
области в 2006 году / под ред. Г. Н. Подтесова. Челябинск : Ильмен. гос. заповедник,
2007.
143
Документ
Категория
Без категории
Просмотров
10
Размер файла
978 Кб
Теги
кровь, мрнк, цитокинов, плазмы, физиологические, организм, состояние, внеклеточных, профиль, нормальной
1/--страниц
Пожаловаться на содержимое документа