Содержание к диссертации
Введение
1. Современная концепция самоочищения и восстановления водных экосистем
1.1. Общее представление о самоочищении и восстановлении водных экосистем
1.2. Восстановление озерных экосистем 24
1.3. Восстановление речных экосистем 29
1.4. Восстановление водно-болотных угодий (ветландов) 34
1.5. Роль зообентоса в самоочищении водных экосистем 40
2. Материалы и методы 46
3. Биологическое самоочищение водохранилищ в условиях антропогенного эвтрофирования и загрязнения с участием дрейссенид (на примере верхнего участка Куйбышевского водохранилища)
3.1. Характеристика и оценка экологического состояния Куйбышевского водохранилища на участке от Верхневолжского плеса до Камского Устья
3.2. Структурные показатели зообентоса и оценка качества воды Куйбышевского водохранилища
3.3. Биофильтрация вод с участием моллюсков рода Dreissena и их роль в Куйбышевском водохранилище
3.4. Особенности самовосстановления и рекомендуемые мероприятия по оптимизации состояния
4 Биологическое самоочищение и восстановление малых рек в условиях нефтяного загрязнения (на примере рек Шавы и Унга)
4.1. Характеристика и оценка экологического состояния рек Шава и Унга при загрязнении нефтепродуктами
4.2. Структурные показатели зообентоса и оценка качества вод
4.3. Участие зообентоса в восстановлении и самоочищении рек 120
4.4. Особенности восстановления и рекомендуемые мероприятия по оптимизации состояния экосистем малых реВосстановление солоноватоврдных озер-лагун (на примере лагун Средиземноморья Турции) в условиях интенсивного сельского " хозяйства
5.1. Характеристика и оценка экологического состояния лагун Средиземноморья Турции
5.2. Структурные показатели зообентоса и оценка качества вод 136
5.3. Процессы восстановления и самоочищения ветландов, участие в них организмов зообентоса
5.4. Особенности восстановления и рекомендуемые мероприятия для восстановления состояния экосистем ветландов
Заключение 145
Выводы 147
Литература 149
Приложение 171
- Общее представление о самоочищении и восстановлении водных экосистем
- Характеристика и оценка экологического состояния Куйбышевского водохранилища на участке от Верхневолжского плеса до Камского Устья
- Характеристика и оценка экологического состояния рек Шава и Унга при загрязнении нефтепродуктами
Введение к работе
Актуальность исследования. Восстановительная экология (Restoration Ecology), исследующая процессы возобновления деградированных, нарушенных или уничтоженных экосистем, является новой областью экологических знаний (Young et al., 2005). По современным представлениям восстановление водных экосистем рассматривается как природный процесс, обусловленный их функционированием и устойчивостью (Восстановление..., 1994; Прыткова, 2002 и др.). Изучение процессов самоочищения и восстановления, выявление закономерностей и особенностей может дополнить разрабатываемую в настоящее время теорию функционирования водных экосистем.
Функционирование водных экосистем происходит по-разному для разных типов, особенно в условиях меняющихся факторов среды (эвтрофирования, ацидификации, загрязнения). В мировой практике изучено функционирование ветландов и мелководных озер (Йоргенсен, 1985; Hosper, 1997; Йоргенсен, Митч, 2004 и др.). Для озер, эстуариев и,рек закономерности функционирования в условиях антропогенного воздействия показаны работами ЗИН РАН (Алимов и др., 1996; Алимов, 1990, 2000; Голубков и др., 2004 и др.), для рек и речных сообществ -работами ДВО РАН (Богатов, 1994; 2003, 2009) и др. По мнению А.Ф. Алимова (2000), экосистема «представляет собой систему, в которой имеются внутренние механизмы, стабилизирующие ее функционирование как при неизменной, так и при измененной структуре». Для многих типов экосистем при разном воздействии закономерности функционирования и процессов восстановления еще не сформулированы.
Особенности восстановления можно проследить по физико-химическим показателям и изменениям структурно-функциональных показателей биотических сообществ как показателей состояния
5 экосистемы, в т.ч. сообществ зообентоса. Организмы макрозообентоса относятся к важнейшим компонентам водных экосистем, являются индикаторами состояния и активно участвуют в процессах самоочищения (Павлюк, 1998; Зинченко, Головатюк, 2004; Терещенко, 2004; Курашов, 2005; Балушкина, 2006; Остроумов, 2006; Безматерных, 2007; Извекова, 2007; Щербина, 2009 и др.). Восстановление водных экосистем сопровождается изменением показа-телей сообществ, и по ним можно выявить эффективность методов восстановления.
Таким образом, изучение процессов восстановления разнотипных водных экосистем по показателям макрозообентоса актуально для выявления закономерностей функционирования водных экосистем, для сохранения биоразнообразия, устойчивого развития территорий и выбора оптимальных методов управления водными ресурсами.
Цель работы - оценка особенностей самоочищения и восстановления разнотипных водных экосистем (малых рек, озер-лагун, равнинного водохра-нилища) по структурно-функциональным показателям макрозообентоса.
В соответствии с поставленной целью сформулированы следующие задачи:
Оценить экологическое состояние верхней части Куйбышевского водохранилища в условиях эвтрофирования по физико-химическим и гидробиологическим (зообентос) показателям.
Количественно оценить биофильтрационную роль моллюсков-дрейссенид в самоочищении вод верхнего участка Куйбышевского водохранилища.
Определить особенности восстановления экосистем малых рек Унга и Шава Поволжья по физико-химическим и гидробиологическим (зообентос) показателям в условиях нефтяного загрязнения и применения восстановительных мероприятий.
Оценить экологическое состояние озер-лагун Средиземноморья, испытывающих последствия интенсивного сельскохозяйственного воздействия, по физико-химическим и гидробиологическим (зообентос) показателям.
5. Выявить особенности восстановления и самоочищения рассмотренных разнотипных водных экосистем, роль макрозообентоса в них и возможности оптимизации экологического состояния.
Разнообразие типов водных экосистем и характера воздействия обусловливает множество возможных вариантов исследований. Основной идеей настоящей работы являлось выявление особенностей восстановления и самоочищения трех разных типов водных экосистем в условиях антропогенного воздействия.
Объектами исследования явились: равнинное Куйбышевское водохранилище в его верхней части (Среднее Поволжье, Россия) в условиях эвтрофирования и загрязнения, малые реки Унга и Шава (Поволжье, Россия) в условиях нефтяного загрязнения и ликвидации его последствий, солоно-ватоводные озера-лагуны (ветланды) Тузла и Акъятан (Средиземноморье, Турция) в условиях сельскохозяйственного использования побережья.
Предмет исследования - структурно-функциональные показатели макрозообентоса (видовой состав, численность, биомасса, биофильтрацион-ная активность).
Научная новизна работы заключается в том, что впервые выявлены отдельные особенности в процессах восстановления и самоочищения трех разных типов водных экосистем, обусловленные их структурно-функ циональной организацией. Особенностью самоочищения эвтрофируемых водохранилищ, характеризующихся транзитно-аккумулятивным характером круговорота веществ, в случае массового развития дрейссенид является их значительное участие в процессах самоочищения глубинных участков (6-15 м), биофильтрация достигает 11 объемов воды/сезон. В восстановлении нефтезагрязненных малых рек, характеризующихся транзитно-поточным круговоротом веществ и дрифтом организмов, выявлена последовательная смена групп зообентоса, обратная известной последовательности исчезновения видов при загрязнении. В приморских лагунах в условиях интенсивного сельскохозяйственного загрязнения и переменной солености лучшие условия для макрозообентоса и самоочищения характерны для участков, связанных каналами с морем. Впервые выявлено, что роль макрозообентоса в восстановлении водных экосистем разных типов различна; в рассмотренном ряду экосистем она
7 минимальна в озерах-лагунах с нарушенным гидрологическим режимом и высокой антропогенной нагрузкой, возрастает в проточных экосистемах при разнообразии биотопов и наличии придаточных водоемов, максимальна при доминировании дрейссенид на глубинных участках водохранилища с умеренно-загрязненными водами.
Теоретическая значимость. Настоящая работа направлена на развитие представлений об особенностях процессов восстановления в теории функционирования водных экосистем. Через показатели макрозообентоса выявлены различия в процессах восстановления и самоочищения водных экосистем трех разных типов, обусловленные особенностью их структурно-функциональной организации.
Практическая значимость. Результаты работы могут использоваться для принятия управленческих решений в области восстановления водных экосистем, улучшения качества вод, благоустройства водных объектов и мониторинге природных вод. Для оценки процессов восстановления рекомендуется использовать основные показатели бентосных сообществ (видовой состав, численность, биомасса, биофильтрационные свойства). Результаты используются в учебном процессе в спецкурсах «Восстановление водных экосистем» для студентов факультета географии и экологии КГУ, «Водная экология» в Экологическом колледже КГУ и могут использоваться в учебном процессе других ВУЗов.
Научные положения, выносимые на защиту:
Восстановление нефтезагрязненных малых рек характеризуется последовательной сменой групп зообентоса на.различных этапах очищения, обратной известной последовательности исчезновения видов при загрязнении: доминирование олигохет в местах нефтяных разливов после применения восстановительных мероприятий сменяется появлением в сообществах брюхоногих моллюсков, пиявок и стрекоз.
В приморских лагунах в условиях интенсивного сельскохозяйственного загрязнения, рыбоводства и переменной солености сообщества макрозообентоса количественно бедны, лучшие условия для макрозообентоса и самоочищения характерны для участков, связанных каналами с морем.
3. Роль зообентосных сообществ в самоочищении и восстановлении разнотипных водных экосистем различна; она минимальна в озерах-лагунах с нарушенным гидрологическим режимом и высокой антропогенной нагрузкой, значительна в малых реках при разнообразии биотопов и наличии придаточных водоемов, максимальна при доминировании дрейссенид в умеренно-загрязненных водах водохранилищ.
Достоверность научных положений определяется значительным объемом исследованного материала, статистической обработкой полученных данных, использованием рекомендованных и общепринятых методик исследования.
Апробация работы и публикации. Материалы диссертации были представлены на всероссийских конференциях: «Экологические проблемы литорали равнинных водохранилищ» (Казань, 2004), «Эколого-биологические проблемы вод и биоресурсов: пути решения» (Ульяновск, 2007), «Антропогенное влияние на водные организмы и экосистемы» (Борок, 2008), «Критерии оценки качества вод и методы нормирования антропогенных нагрузок» (Борок, 2008), «Теория и практика восстановления внутренних водоемов» (С-Петербург, 2007); международных научных кон-ференциях: «Озерные экосистемы: биологические процессы, антропогенная трансформация, качество воды» (Беларуссия, Нарочь, 2007), «XIV Международная научная конференция студентов, аспирантов и молодых ученых «Ломоносов» (Москва, 2008); «Проблемы биологии, экологии, географии, образования: история и современность» (С-Петербург, 2008), «Дрейссениды: эволюция, систематика, экология» (Борок, 2008), «Природное наследие России в 21 веке» (Уфа, 2008), «13-й Всемирной озерной конференции» (Китай, Ухань, 2009), заслушивались на итоговых конференциях КГУ (2006-2009); на заседании каф. прикладной экологии КГУ (19.07.09), на совместном заседании кафедр экологии, ботаники Нижегород-ского госуниверситета и Нижегородского ГосНИОРХ (4.03.10) и др..
По теме диссертации опубликовано 23 работы, в т.ч. 2 в журналах, рекомендованных ВАК.
Общее представление о самоочищении и восстановлении водных экосистем
Гидробиоценозы в известной степени способны кондиционировать свою среду, противодействовать ее изменениям под влиянием внешних воздействий, т.е. представляют собой систему биологического самоочищения, противостоящую эвтрофированию и загрязнению водоемов (Остроумов, 2006, Константинов, 1986).
Процессы биологического самоочищения и самоочищения за счет физико-химических процессов в значительной мере определяют качество воды. Самоочищение происходит в любых, даже самых загрязненных водоемах (Мингазова, 1999); самоочистительная способность водных экосистем связана с продукционно-деструкционными процессами и структурно-функциональными особенностями водных экосистем.
Концепция, понимаемая как совокупность различных мнений и точек зрения разных исследователей на сущность явления, может включать в себя научно-теоретические основы и научные представления о сущности явления, цели, задачи, принципы, объекты, средства и методы, этапы осуществления и т.п. Современная концепция восстановления водных экосистем базируется на представлении о процессах самоочищения и возможности улучшения состояния водных экосистем за счет естественного самоочищения и искусственного вмешательства в водные объекты (методы и способы восстановления).
Концептуальные основы восстановления водных объектов изложены в монографиях сотрудников. Института озероведения РАН «Восстановление экосистем малых озер» (Прыткова, Драбкова, Якуіііко, 1994), «Научно-теоретические основы и методы восстановления озерных экосистем...» (Прыткова, 2004) и ряде статей, в монографиях Института гидробиологии НАНУ - «Экологическая оценка воздействия гидротехни 10 ческого строительства на водные объекты» (Романенко и др., 1990), «Управление качеством воды в каналах» (Стольберг, Оксиюк, 1986) и др., в диссертациях сотрудников Казанского государственного университета -Н.М. Мингазовой (1999), О.Ю.Деревенской (1997), Л.Л. Фроловой (1996), Ф.Ф. Бариевой (2004).
В этой связи следует указать также многочисленные статьи авторов Казанской гидроэкологической школы в области восстановления и самоочищения водных объектов разных типов - озер (Бариева, Мингазова, 2004; Мингазова, Деревенская, 1998; Котов, Мингазова, Билалов, 1987), рек (Мингазова, 2001), водохранилищ (Набеева и др., 2005) и водно-болотных угодий (Мингазова и др., 2003, 2007).
В исследуемой области используются различные термины: «восстановление водных экосистем», как наиболее принятый большинством российских и зарубежных авторов (Драбкова и др., 1994; Драбкова, Прыткова, 1999, Прыткова, 2002 и др.), «оздоровление» (Мингазова, 1999; Мингазова, Котов, 1987 и др.), «оптимизация», «реабилитация», «рекультивация водных экосистем», «управление» (Оксиюк, Стольберг, 1986), «деэвтрофирование», «санация», «мелиорация», «демутация» и др. Указанные термины сходны и в то же время имеют отдельные различия.
Оздоровление водоемов по Л.А.Сиренко (1985) - нормализация функционирования водных экосистем, продление полноценного (в интересах человека) существования водоема. Деэвтрофирование - понятие, свидетельствующее об использовании комплекса мероприятий, предотвращающих и смягчающих влияние антропогенного эвтрофирования, устраняющих негативные экологические последствия его воздействия на водоемы, восстанавливающих нормальное функционирование водных экосистем. В работах сотрудников Института гидробиологии НАНУ (г. Киев) восстановление понимается как частный случай управления водными экосистемами (Оксиюк и др., 1974, 1980; Оксиюк, Стольберг, 1986; Романенко и др., 1990). В работе В.В. Русанова., Н.М. Мингазовой (1991) рекультивагіия водных экосистем рассматривается как новое направление в гидробиологии.
Б.П. Власов (1991) считает, что восстановление является комплексом мероприятий, направленных на искусственное изменение экосистемы озер и ее звеньев, с целью формирования устойчивого режима, максимально отвечающего природному состоянию определенного биолимнического типа. Термины «рекультивагіия», «оптимизация» и «управление» с его точки зрения носят синонимический характер и служат обозначением частных случаев от понятия восстановления. В работе Л.Л. Фроловой (1993) под восстановлением водных экосистем понимается совокупность мероприятий и способов, проводимых на водоеме и на водосборе, направленных на качественное изменение его состояния. По мнению В.Г. Драбковой с соавт. (1994), восстановление следует понимать не как возврат экосистемы к ее начальному состоянию в далеком геологическом прошлом, а, прежде всего, как снижение биогенной нагрузки на озеро, прекращение поступления загрязняющих веществ (нефтепродуктов, тяжелых металлов, пестицидов и др.). Как видно из определений, многие термины являются синонимами, но имеются и отличия в понимании.
Н.М. Мингазова (1999) отмечает, что восстановление экосистем является природным процессом (в том числе с участием человека), в ходе которого происходит активизация процессов самоочищения, приводящих к улучшению качества воды и частичному появлению видов исходного состава. Под восстановлением озерной экосистемы в современный период, когда водосборы озер и сами озера испытывают антропогенное воздействие, следует понимать ее возврат посредством специальных оздоровительных мероприятий, активизирующих процессы самоочищения, в состояние, близкое к исходному до воздействия. В ряде случаев хозяйственного использования озер (при искусственном изменении уровня воды озер, добычи сапропелей, грунта, энергетика и др.) ставится задача оздоровления, управления качеством воды в озере с целью создания опти 12 мальных условий для жизнедеятельности гидробионтов, участвующих в процессах самоочищения.
Понятие «восстановление водной экосистемы» предполагает наличие сведений о начальном (естественном, ненарушенном) состоянии, которые чаще всего отсутствуют, но могут быть получены по аналогии с другими водоемами, расположенными в том же природном районе и не подвергающимися антропогенному воздействию (Драбкова и др., 1994).
Основу научной концепции восстановления озерных экосистем (по работам Института озероведения РАН) составляют такие понятия и принципы, как природный потенциал экосистемы, трофический статус водоема и устойчивость его экосистемы. При этом природный потенциал озер оценивается величиной биогенной нагрузки на озеро, соответствующей естественному состоянию водоема. Под природным потенциалом для целей восстановления понимают также приемную экологическую емкость экосистемы и самоочистительную способность.
По В.Г. Драбковой с соавт. (1994) необходимо выявление значения минимальной нагрузки, к которому надо стремиться при восстановлении экосистемы озера, но нельзя ставить задачу, связанную со снижением биогенной нагрузки до ее природных значений.
Концепция повышения трофического статуса озера с увеличением биогенной (фосфорной) нагрузки широко используется для оценки критических значений нагрузки, соответствующих переходу озера из одного трофического состояния в другое, определить которое можно по модели Фолленвайдера (Vollenweider, 1976). При антропогенном воздействии происходит нарушение естественного равновесия биотической и абиотической составляющих экосистем. Поступление загрязняющих веществ в экосистемах вызывает изменения, вследствие которых экосис-тема стремится перейти в новое устойчивое состояние. В результате восстановительных работ важно не только понизить трофический статус водоема, но и добиться устойчивости его экосистемы в новых измененных условиях (Драбкова и др., 1994).
Управление водными экосистемами должно включать в себя Контроль за процессом эвтрофирования и факторами, повышающими уровень биогенов, а также контроль за загрязняющими веществами, вызывающими засоление, закисление и загрязнение водных объектов (Klapper, 2003).
По мнению Н.М. Мингазовой (1999), восстановление экосистем и биоценозов можно объяснить двумя экологическими принципами, предложенными в развитие экологических законов эволюционно-экологической необратимости и внутреннего динамического равновесия систем:
1) принцип «генетической памяти» - восстановление экосистем и биоценозов из-за связи с внешними условиями идет по пути возвращения прежних условий обитания и состава флоры и фауны (близких к прежним);
2) принцип «частичной обратимости» при восстановлении - наблюдается не полная, а лишь частичная обратимость биоценозов и экосистем.
Восстановление озерной экосистемы предусматривает и участие естественных процессов самоочищения (приводящих к самовосстановлению), и антропогенное вмешательство по снижению нагрузки загрязняющих веществ с территории водосбора, или вторжению в экосистему для регулирования внутриводоемных процессов. Во втором случае восстановление за счет искусственных мероприятий, по сути, становится одним из видов антропогенного воздействия {управление, регулирование).
Методология восстановления водных экосистем понимается в основном как совокупность методов и приемов, используемых в определенном порядке. Методология восстановления рек, озер, водохранилищ и других типов может различаться в зависимости от типа водного объекта, его структурно-функциональной организации, характера антропогенного воздействия, степени нарушенности и других факторов. Так, методология восстановления озер, согласно современных представлений (Драбкова и др., 1994, Мингазова, Деревенская, 1998; Мингазова, 1999; Прыткова, 2004), должна учитывать особенности озерной экосистемы, трофический статус и стадии развития озер, виды и масштабы воздействия (прошлого и настоящего), самоочистительную способность и экологическое состояние озер. Для определения путей восстановления озерных экосистем необходимо оценить современное состояние водоема, выполнить комплексные (термические, гидродинамические и гидробиологические исследования, изучение донных отложений) исследования (в течение 2-3 лет) и обобщить сведения по изученным водным объектам типа данного региона. На основе этого разрабатывается проект восстановления конкретного озера и осуществляется его мониторинг. Только на основе оценки современного состояния экосистемы можно сделать вывод о необходимости вмешательства с целью ее оздоровления (Драбкова и др., 1994).
Характеристика и оценка экологического состояния Куйбышевского водохранилища на участке от Верхневолжского плеса до Камского Устья
Особенности водохранилищ как типа экосистемы. Водохранилища относятся к экосистемам каскадного типа, совмещающим лотические (с преобладанием транзитного типа аллохтонного питания системы) и лентические (автохтонные участки) участки, с транзитно-аккумулятивным характером круговорота веществ. Характеризуются особым режимом функционирования: искусственным регулированием уровня воды, замедленной скоростью течения, аккумуляцией загрязняющих веществ и нестабильностью литоральной зоны. Выделяются несколько этапов становления водохранилищ (Кудерский, 1992).
Физико-географическая и гидрохимическая характеристика Куйбышевского водохранилища. Водоем образован в 1955-1957 гг. вследствие перекрытия р.Волги гидротехническими сооружениями Куйбышевского гидроузла - электростанции в районе Жигулевских гор, на участке около 1500 - 2200 км от устья Волги. В физико-географическом отношении водохранилище располагается в центральной части Среднего Поволжья, на рубеже лесостепной провинции Приволжской возвышенности и Низменного Заволжья. Вытянутое в меридиональном направлении, оно тянется от лесной ландшафтной зоны на севере, до степной на юге, пересекая всю лесостепную зону. В административном отношении водохранилище располагается большей частью на территории Республики Татарстан (2900 км -около 50%), кроме этого проходит по территориям республики Марий Эл, Чувашии, Ульяновской и Куйбышевской областей (Буторин и др., 1983). Общая протяженность водохранилища составляет более 650 км, площадь указывается от 5760 до 6450 км2, объем при НПУ (53,0 абс. вые.) составляет 58 км3 (Россия..., 1998). Наибольшую ширину (до 40 км) водохранилище имеет в районе слияния Волги и Камы (Камское Устье). Максимальные глубины (более 40 м) отмечены в при плотинной части водохранилища, средняя глубина составляет 9 м (Буторин и др. 1983).
По гидрологической структуре Куйбышевское водохранилище очень неоднородно, представляет собой ряд озеровидных плесов, соединенных суженными протоками. К этим естественно выделяемым орографическим рубежам приурочены границы, выделяемых на водохранилище районов, различающихся водными массами и особенностями морфологического облика ложа и берегов. Выделяют плесы - более или менее прямые глубоководные участки русла, и перекаты - участки реки большей ширины, меньшей глубины, с островами и подводными мелями, неравномерным течением. На верхнем участке Куйбышевского водохранилища в пределах РТ в гидрологическом отношении выделяются Верхневолжский плес, Свияжский залив, Морквашин-ский плес, устье р. Казанка, Матюшинский плес, Теньковское расширение, Красновидовский перекат, Волжско-Камский плес и Камское устье (Мингазова, 2002).
Физико-химические показатели вод, а также гидробиологическая характеристика, меняются на разных этапах развития водохранилища. Согласно теории развития водохранилищ, в развитии равнинных водохранилищ выделяются 3 этапа (Кудерский, 1992). Первый - этап вспышки трофгш («эффект подпора или взрыва») связан с резким изменением абиотических условий при перекрытии реки, когда речной режим заменяется водохранилищным. С затопленных участков поймы в воду попадает большое количество органических веществ, детрита и биогенных элементов. В Куйбышевском водохранилище в первые годы существования содержание биогенных элементов возросло в несколько раз (фосфатов — в 3-6, минерального азота - в 10). В экосистеме водохранилища на данном этапе интенсифицируются продукционные процессы, увеличивается биопродукционный потенциал, вместе с тем происходит обеднение аборигенного видового состава, упрощение структуры биотических сообществ. В связи с затоплением поймы улучшаются условия для фитофилов, пелофилов, организмов - обрастателей. Для Куйбышевского водохранилища этот этап занял по времени 2—3 года (1956-1959 гг.).
На втором этапе — трофической депрессии («депрессии экосистемы») сложились условия, характерные для водоемов с замедленным течением. Концентрация биогенных элементов стабилизировалась на сравнительно низком уровне, количество органического вещества увеличилось. Перманганатная окисляемость варьировала от 5,8 до 10,8 г О/л, бихроматная составляла 24,3-44,2 г О/л. Фаза депрессии закончилась в конце 1960-х гг., составив около 10 лет в развитии водохранилища. Третий этап - стабилизации экосистемы - характеризуется относительной стабилизацией структурно-функциональных показателей. Он может продолжаться длительный период (Кудерский, 1992). В связи со значительным антропогенным воздействием нкоторые исследователи предполагают, что в настоящее время развитие экосистемы Куйбышевского водохранилища характеризуется четвертым этапом — этапом антропогенной дестабилизации (Кузнецов, 1991 и др.).
На современном этапе (1990 - 2000-е гг.) Куйбышевское водохранилище относится к типу эфтрофных, гидрокарбонатно-кальциевых водоемов, минерализация вод которого колеблется в пределах 250-380 г/л (от малой до средней), жесткость - 2-5 г-экв./л, концентрация кальция, магния, хлоридов не превышают норм. Активная реакция среды в норме (рН 6,5-8,5). Кислородный режим хороший, содержание Ог летом и осенью превышает 100 %. Наблюдаются превышения содержания биогенных веществ и повышенная перманганатная окисляемость (10-20 г О/л). В воде и донных отложениях отмечаются значительные концентрации содержания тяжелых металлов (Мингазова, 2002).
Известно, что экосистемы водохранилищ находятся под постоянным неблагоприятным воздействием факторов антропогенного, техногенного происхождения. В исследуемом районе верхнего участка водохранилища в пределах РТ основными неблагоприятными факторами являются интенсивное водопотребление и сброс сточных вод промышленными и сельскохозяйственными предприятиями, расположенными вблизи рассматриваемого района и по притокам. Существующее хозяйственное использование территории очень значительно, многие его виды (выпас скота, эксплуатация флота, автодороги, строительные работы) приводят к загрязнению вод Куйбышевского водохранилища. Кроме того, экосистема водохранилища подвергается природным колебаниям уровня воды и сбросам больших объемов воды, связанных с потребностями гидроэнергетики, что создает низкое падение уровня, осушение огромных площадей прибрежных мелководий, что влечет за собой гибель беспозвоночных, разрушение естественных связей между популя-циями животных и снижение рыбопродуктивности. Особенно губительна для биоты водохранилищ зимняя сработка уровня (Авакян, Ривьер, 2000).
В настоящей работе используются данные летних гидробиологических исследований за период 2002-2008 гг. на участке от Верхневолжского плеса до Камского устья Куйбышевского водохранилища. Глубины по исследуемым станциям колебались от 5 м (в прибрежной зоне на участках залитой поймы) до 16 м (на участках старого русла р. Волга). Грунт на большинстве станций отмечался как песчано-илистый, кроме этого, по руслу отмечались песчаные и илистые грунты, на участках затопленной поймы - глинистые и глинисто-илистые. На большинстве станций по данным наших исследований отмечаются связные грунты (79%), из них: илистый (41%), глинисто-илистый (7%), глинистый (4%), сапропель (2%) заиленный песок (25%), на 21% - несвязные (песчаный грунт).
Гидрохимическая характеристика и оценка качества воды Гидрохимический режим Куйбышевского водохранилища достаточно неоднороден и определяется, прежде всего, химическим составом рек Волги и Камы, влиянием их притоков, а также зависит от трансграничного переноса загрязняющих веществ, воздействия местных источников загрязнения (особенно от крупных городов) и атмосферного загрязнения. По ионному составу волжские воды являются гидрокарбонатно-кальциевыми, в камских водах преобладают сульфаты, на волжском направлении минерализация меньше. В целом вода Куйбышевского водохранилища относится к гидрокарбонатному классу кальциевой группы, минерализация колеблется от 129 до 674 г/л (Мингазова, 2002).
Характеристика и оценка экологического состояния рек Шава и Унга при загрязнении нефтепродуктами
Особенности речного типа экосистем. Реки характеризуются различными типами биотопов на протяжении своего русла, сезонной сменой минерализации вод, скоростью течения, гомотермией и гомооксигенией, сменой паводкового и меженного режимов; транзитным круговоротом веществ; отсутствием плейстона и нейстона среди жизненных форм гидробионтов, повышением биологической продуктивности от истока к устью. Причину смены сообществ по течению объясняют теории речного континуума (Vannote, 1980) и рефигиумов (пятен) (Одум, 1986). Отмечается гетеротрофность системы в верховьях и на равнинных участках, автотрофность в среднем течении (Безматерных, 2007; Богатов, 2009 и др.). Характерна высокая резистентность по отношению к внешним воздействиям; отклик экосистем носит локальный характер, речная экосистема по мере удаления от источника воздействия более или менее быстро восстанавливается (Алимов, Иванова, 1994).
Географо-экологическая характеристика р. Шава. Река Шава протекает в Кстовском районе Нижегородской области. Берет начало на дне суходола в 4,0 км к юго-западу от д. Толмачево. Река Шава (Шавка) является притоком реки Кудьмы - правобережного притока реки Волги. Длина реки составляет 31 км, площадь водосбора 239 км2. Ширина реки на разных участках составляет от 1 до 5 м, глубина от 0,2 до 1,0 м. Расход воды у д. Борок составил 0,49-м/с (на 13.03.2007 г.). В весенний период расход воды составляет 0,8-1,0 м3/ с.
В пойме р. Шава расположен обширный водно-болотный комплекс, являющийся государственным памятником природы регионального значения - «Болото Шава». В центральной части памятника природы к его западной границе примыкает д. Слободское. Несмотря на решение об охране, болото Шава в 1975-1976 гг. разрабатывалось (было проведено несколько осушительных канав, проводилась добыча торфа как удобрения), было осушено около 50 га.
Болото Шава низинного происхождения, с многослойным слоем торфа, общая площадь его составляет около 260,3 га, протяженность -около 5 км. виды. Водоприемником болота является река Шава, протекающая через торфяники. Долина р. Шава в районе болота ограничена довольно высокими коренными склонами. В правобережье реки на значительном протяжении склоны крутые, на них представлены растительные сообщества остепненных лугов и луговых степей. В левобережье склоны более пологие, заняты пахотными угодьями. В растительном покрове самого болота преобладают тростниковые и осоково-разнотравные сообщества. На болоте единично и группами (вдоль мелиоративных канав) встречаются березы в возрасте около 20 лет, а также отдельные кусты ив мирзинолистной, ушастой и пепельной. В небольших водоемах, образованных в местах разработок торфа, в воде встречаются ряски маленькая и тройчатая, уруть мутовчатая, по урезу воды - хвощ болотный.
Водно-болотный комплекс «Шава» является местообитанием ценных околоводных животных (бобр, ондатра, норка американская, степной хорь, горностай, енотовидная собака) и птиц. В частности, в районе болота и пруда обитают такие ценные виды птиц, как чомга, кулик луговой, чирки, выпь, кряква, чайка озерная, крачки, лунь, цапля серая и др. (на основе полевых исследований 22.05.2007 г.).
Ниже по течению реки образован комплекс рыбохозяйственных прудов. Максимальный объем крупнейшего из комплекса пруда «Борок» составляет 5 млн. м , фактический объем - 3,6 млн. м . На выходе из пруда установлена плотина, технологические особенности, устройства которой рассчитаны на полный сброс воды в зимний период. Вода из пруда по каналу впадает в р. Кудьму и далее р. Волгу. В период сброса воды р. Шава пускают по обводному каналу, расположенному вдоль юго-западной стороны пруда.
Антропогенное воздействие и оценка экологического состояния. До аварийного разлива р. Шава подвергалась незначительному антропогенному воздействию, выражающемся в стоке поверхностных вод с сельскохозяйственных территорий. Болото Шава в 1975-1976 гг. разрабатывалось (было проведено несколько осушительных канав, проводилась добыча торфа как удобрения), было осушено около 50 га заболоченных земель.
В марте 2007 г. на участке, прилегающем к р.Шава, произошел аварийный разлив нефтепродукта (дизельного топлива) на нефтепродук-топроводе «Альметьевск-Нижний Новгород». Разлившись по склоновой поверхности, нефтепродукты попали в реку, с течением реки произошел их перенос в пруд рыбхоза «Борок».
В результате аварии произошло загрязнеие р. Шава, памятника природы областного значения «Болото «Шава», рыбоводных прудов «Борок» и земель на площади водосбора реки. Большая часть нефтепродуктов была аккумулирована торфяными почвами водно-болотного комплекса Шава, часть нефтепродуктов осела в донных отложениях р. Шава, около западного берега пруда «Борок» и в обводном канале реки.
Экологическими последствиями аварийного сброса явились: загрязнение воды на уровне ЭВЗ (экстремально высокое загрязнение, с превышениями ПДК в сотни раз), загрязнение почвы и донных отложений. Загрязнение привело к сокращению численности водоплавающих птиц на постоянных местах гнездования в водно-болотном комплексе «Шава» и литоральной зоне пруда, угнетению жизнедеятельности околоводных животных (отмечено нетипичное поведение и болезненное состояние американской норки), массовой (около 13 т) гибели рыбы (товарного карпа, карася, амура, толстолобика, посадочного материала и маточного стада карпа).
В периоды аварийного сброса нефтепродуктов в р. Шава наблюдались концентрации нефтепродуктов до 874,2 мг/дм3, что превышало значение рыбохозяйственного ПДК (0,05 мг/дмЗ) - в 17484 раз. Максимальное содержание нефтепродуктов было отмечено в нагульном пруду и на входе в обводной канал (прил.5,6). Спустя 2 месяца (в мае) концентрации нефтепродуктов в воде снизились до значений 0,09 - 0,12 -мг/дмЗ или 2,4 ПДК (прил.7). Снижение произошло за счет искусственных (применения первичных мероприятий по сбору нефтепродуктов) и естественных (испарения, разноса течением, осаждения нефтепродуктов и аккумуляции в грунтах) процессов.
В августе 2007 г. содержание нефтепродуктов в воде реки выше и ниже аварии соответствовало рыбохозяйственным ПДК, на входе в пруд составляло 0,087 мг/л (1,7 ПДК). На выходе из пруда концентрация нефтепродуктов не выходило за пределы нормы и составляло 0,044 мг/л (прил.7). Результаты анализа проб, отобранных осенью 2007 г. показали, что на всех точках отбора до пруда Борок, содержание нефтепродуктов не превышало ПДК (прил.7). Содержание биогенных веществ (нитритов, нитратов и фосфатов) в реке не превышало ПДК, в воде ниже пруда содержание нитритов превышало норму ПДК в 8 раз (разряд «весьма грязной» воды), аммоний - в 23 раза («предельно грязная» вода). Известно, что летом в этом районе был замор рыбы в связи с остаточным воздействием нефтепродуктов в условиях застойности из-за отсутствия попусков воды из пруда. Гидрофизические и органолептические показатели воды в мае 2007 г. показывают на высокую степень загрязнения нефтепродуктами (прил.7). По данным гидрохимических анализов БПК5 составляло 1,3-2,2 мг 02/дм3, что соответствует разрядам «достаточно чистой»-«умеренно загрязнённой» воды. Перманганатная окисляемость повышалась от ст. 1 (выше места аварии) к ст.4 (ниже пруда) с 9,5 до 14,3 и характеризовалась как «средняя» и «повышенная» соответственно (разряд «слабо» - «умеренно загрязнённая» вода). В воде ниже пруда Борок концентрация нефтепродуктов составила 0,087 мг/л, что соответствует 1,7 ПДК. ИЗВ изменялись по течению реки от 1,4 до 5,5, что характеризует воду как «умеренно загрязнённую» на ст.1 (выше места аварии), соответствуя III классу, а на ст.4 (на выходе из пруда) как «грязную», соответствуя Y классу.
Оценка по эколого-санитарной классификации качества поверхностных вод показала, что качество воды осенью соответствует разрядам «вполне»-«достаточно чистой» воды со средними ранговыми показателями, равными ЗД; 3,1; 4,1 на ст. 1,2,4 соответственно. Вода ниже пруда характеризуется ИЗВ, равным 4,2 (Y класс, «грязная» вода) и РП, равным 5,0 (разряд «слабо загрязнённой» воды). Содержание аммония, перманганатной окисляемости и БПК5 увеличивалось от места разлива на р.Шава к выходу реки из пруда, что свидетельствует о повышении концентрации растворённого в воде органического вещества по течению реки и о накоплении загрязняющих веществ (в том числе нефтепродуктов) на участке ниже пруда (прил. 7).
