Бесплатный автореферат и диссертация по географии на тему

Макрофиты в системе биомониторинга качества поверхностных вод Эстонии

ВАК РФ 11.00.05, Биогеография и география почв

Автореферат диссертации по теме "Макрофиты в системе биомониторинга качества поверхностных вод Эстонии"

- I *

04

МОСКОВСКИЙ ОРДЕНА ЛЕНИНА, ОРДЕНА ОКТЯБРЬСКОЙ РЕВОЛЮЦИИ И ОРДЕНА ТРУДОВОГО КРАСНОГО ЗНАМЕНИ ГОСУДАРСТВЕННЫЙ УНИВЕРСИТЕТ им.М.З. ЛОМОНОСОВА

Географический факультет

На правах рукописи

БЛИНОВА Ирина Николаевна

МАКРОФИТЫ В СИСТЕМЕ БИОМОНИТОРИНГА КАЧЕСТВА ПОВЕРХНОСТНЫХ ВОД ЭСТОНИИ

11.00.05 - биогеография и география почв

АВТО РЕФЕРАТ диссертации на соискание ученой степени кандидата географических наук

Москва, 199<+

(чь • i а т.iполнена на кафедре биогеографии географического факультета К lou;i >ucKoro государствешюго университета им. М.В. Ломоносова

I Ьучный руководитель -

• Официальные оппоненты-

¡кдупш организация -

чл.-корр. РАН

доктор биологических наук

профессор Д.АКриволуцкий

чл.-корр. РАН,

доктор географических наук

профессор B.C. Залетаев

доктор географических наук А. С. Викторов

Институт географии Тартуского государственного университета Эстонии

ищи га состоится ^ мая 1994г. в /Ъ часов на заседании физико-1 с о графического специализированного совета Д-053.05,29 при Московском государственном университете им. М.ВЛомоносова по адресу: 119899 Москва, ГСП-3, Ленинские горы, МГУ, географический факультет, 18

»п1ж, ау/циория 1807.

I диссертацией можно ознакомиться в библиотеке географического

факультета МГУ на 21 этаже.

Автореферат разослан Q/njuAjVMi.

Ученый секретарь специализированного совета, кш >дадат географических наук

т.и.Кондратьева

t

, Актуальность исследования. В настоящее время не вызывает сомие-Яйй/ что гидрохимический мониторинг поверхностных вод не дает достаточной информации для объективной оценки состояния водного объекта и прогнозирования экологических последствий антропогенного воздействия. Только проведение биомониторинга водных экосистем наряду с наблюдением за качеством воды позволяет получить необходимую информацию. Поэтому исследование реакции биологических систем на загрязнение окружающей среды и использование этих знаний для индикации состояния экосистем и прогнозирования последствий загрязнения сейчас чрезвычайно актуально.

В Эстонии система биомониторинга поверхностных вод только формируется. И исследования индикаторной ценности различных компонентов речных биоценозов в целях выбора объекта для постоянного наблюдения очень актуальны.

На территории Эстонии важной проблемой является растущее загрязнение водных объектов азотом и фосфором. В свою очередь тяжелые металлы внесены Хельсинской Комиссией по охране бассейна Балтийского моря от загрязнения (членом которой является Эстония) в список показателей, обязательных для постоянного мониторинга. Поэтому особый интерес представляет разработка методов биологической оценки уровня загрязнения водных экосистем азотом, фосфором и тяжелыми металлами.

Для разработки оптимального комплекса водоохранных мероприятий необходимо создание моделей, описывающих потоки загрязняющих веществ на водосборе и внутри водных объектов. По заказу Министерства окружающей среды Эстонии была создана имитационная модель для водосбора залива Матсалу, в которую отдельным блоком была включена модель влияния макрофитов на содержание биогенов в речной воде.

Цщ И ЩЩ ИКЛ№>МШ,' Цель - определить индикатор-

ную ценность макрофитов я условиях малых рек Эскшш. В ходе работы решались следующие задачи: I) изучение закономерностей распространения макрофитов в малых реках Эстонии; 2) изучение реакции речных фитоценоэов а* увеличение биогенного мгрмие-иия, выявление вндов-инднкаторов биогенного загрязнения; 3) исследования взаимосвязи содержания тяжелых метиле» » тканях растений и в окружающей среде, оцени уровня загрязнения тяжелыми металлами малых рек Эстонии, определение регионального фонового значения содержания свинца, кадмия а ртути в тканях макро-фнтов; 4) оценка влияния макрофитов на содержание биогенных элементов в воде рек с помощью имитационной модели.

Научная нопчзпа работы. Проведено ошкшш* распггельности на отдельных участках 20 рек Эстонии. Выявлены закономерности изменения структуры речных фитоцемозов под воздействием биогенного загрязнения в условиях Эстонии. Впервые для рек Эстонии исследовалась взаимосвязь между накоплением тяжелых металлов (кадмия, свинца, ртути), а также азота и фосфора в тканях макрофитов и содержанием этих элементов в окружающей среде. Впервые проведена оценка уровня загрязнения рек Эстонии тяжелыми метал-яами, одновременно определен региональный фон содержания тяжелых металлов в тканях макрофитов. Разработана имитационная модель влияния роста и разложения макрофитов на содержание в реч-иой воде биогенных элементов.

Рр^ктцчсскад ценность. В работе даются конкретные рекомендации но исиолыомшио макрофитов в системе биомониторингв малых рек «в территории Эстонии. Результаты исследований, изложенные в »аботе, могут также быть полезны при исследовании 'макрофитиых' рек в регионах с аналогичными физико-географическими условиями.

Предлагаемая модель может бить использовала при расчете

самоочищающей способности рек, а также при разработке водоохранных мероприятий.

Результаты диссертация использовались в имитационной модели системы 'Водосбор - река - морской залив", за создание которой коллектив ученых, в их числе автор, в 1991 году был удостоен Государственной стремив Эстонии по науке.

Дпробапи^ оаботц, Отдельные положена* работы докладывались на' Всесоюзной конференция "Состояние в перспективы развития методологических основ химического в биологического мониторинга пЬв^шюсптх вод* (1987); на Всесоюзном совещания "Влияние гидрологического режима на сгрукгуру в функционирование биогеоценозов" (1987); на научных семинарах Таллиннского технического университета (1992, 1994); на школе-семинаре по проблемам охраны Балтийского моря от загрязнения (Швеция, 1992). Результаты работы вошли в научно-технические отчеты 'Режим поступлении и трансформация различных загрязняющих веществ в бассейне Пскове*о-Чудского озера ■ разработка рекомендаций .цо совершенствованию мониторинга в бассейне озера* (номер задания ПШТ: 0.85.01.09.02; 1990) в "Разработка экологических нормативов качества воды малых рек Эстонии" (1992, на аст.яэ.). ЦХ&ЦЦЦЦВВЦ По теме диссертации опубликовано 7 научных работ. уЕъем ■ «руагуоа работы. Работа общим объемом 130 страниц ил-арострируется 14 таблицами я 20 рисунками в состоит из введения, 6 гяа>, заключения, списка литературы из 162 источников я 2 приложений.

Автор благодарен за полученные консультация в советы сотрудникам кафедры биогеография МГУ, а также сотрудникам Таллиннского Технического университета, оказавшим помощь при выполнения этого исследования.

ОСНОВНОЕ СОДЕРЖАНИЕ РАБОТЫ

Глава 1. Основные подходы в биомониторинге

поверхностных вод.

При биологическом контроле качества воды использукт различные методические подходы. Среди них методы биотестирова ноя, экотоксикологии, биоиндикации. Основной методологический прием, используемый в биомониторинге поверхностных вод, - биоин дикация (Методы..., 1989; Телитченко, 1980).

К биоиндикационным методам исследования следует относить как изучение реакции биоты на различных уровнях организации на изменение факторов среды, так и определение уровня загрязнения различными токсикантами, используя организмы-мониторы; способные их накапливать (Бурдин, 1985; Соколов и др.,. 1988).

Для количественной оценки значимости наблюдаемых в биоценозе отклонении необходимы абсолютные или относительные калибровочные стандарты (Биоиндикация...,1988). При оценке степени загрязнения природных объектов широко используется сравнение с "естественным" или "фоновым" состоянием. Для этого необходимо иметь информацию о структуре биоценозов и уровне содержания различных элементов в тканях живых организмов в условиях незначительного антропогенного воздействия или его отсутствия.

Подавляющее большинство _ существующих методик биоиндака-ции. качества вод базируется на салробной системе Колквица и Марссона (1909), которая основывалась на. списках салробных организмов, руководящих индикаторных форм (Долгов,Никитинский, 1927; УеЬтапп, 1962; БЫесек, 1973 и др.).

Дальнейшее развитие этого подхода привело к созданию большого количества индексов загрязнения: индексы сапробносга Палт-ле и Букка (1955) н Зедннки и Марвана (1966), биотический индекс

р.Трент (Woodiwiss, 1964), биотический балл Чендлера (Chandler, 1970» Практически все эти индексы были разработаны для индикации ор ганического загрязнения, используя фито- и зоопланктон п тообен тос. Хотя наряду с другими группами в списках сапробных организмов приведены и высшие водные растения (Унифицированные..., 1977). макрофиты редко использовались для оценки качества воды по бпо логическим показателям.

В то же время уже существует опыт использования макррфл тов для индикации качества заселенных ими вод (Kohler et al., 197?, Haslam, 1982; Vrhvsnek et al., 1981 и др.). Для установления индикатор ной ценности макрофитов изучались коррелятивные связи межл> структурой фитоценозов и гидрохимическими показателями. В отдельных случаях была ■ установлена достаточно тесная связь (Joncs et al., 1973; Pietsh, 1972). Однако связь между химизмом воды и структурой фитоценозов не очень тесная вследствие экологической пластичности растений. И все же все исследователи пришли в выводу, что хотя макрофиты не дают детальной картины загрязнения, по как индикаторы они имеют преимущество перед другими группами организмов в возможности быстрой ориентировочной оценки состояния водного объекта.

В различных физико-географических условиях одни и те же виды макрофитов могут встречаться в водоемах неодинакового трофического статуса и иметь, соответственно, различное индика торное значение (Катанская, Распопов, 1973). Поэтому включение в систему биомониторинга видов-индикаторов, рекомендованных для регионов с отличающимися природными условиями, требует предварительных исследований. Изучению индикаторной ценности макрофитов в реках Эстонии посвящена настоящая диссертационная рабо- ~ та.

Глава 2. Природные условия, определяющие развитие

фитоценозов малых рек Эстонии.

Эстония расположена в северо-западной части Восточно-Европейской равнины. Ее поверхность имеет среднюю высоту около 50 м над уровнем моря. Острова и прибрежные районы Рижского и Финского заливов в западной части республики представляют собой низменность, постепенно повышающуюся в восточном и юго-восточном направлениях, достигая в пределах возвышенности Хаанья высоты более 300 м.

На климате Эстонии сильно сказывается непосредственная близость Балтийского моря, поэтому он является переходным от морского к континентальному и характеризуется теплым летом и умеренно мягкой зимой (Климатический..., 1970).

В растительном покрове Эстонии наиболее распространены хвойные и хвойно-смешанные леса, луга и болота (1лш1тег, 1965). По А.И.Лиллемаа (1958) в почвенном покрове Эстонии преобладают дерново-подзолистые и дерново-карбонатные почвы. Заболоченные и болотные почвы встречаются по всей территории, чаще всего в Промежуточной, Юго-Западной и Северо-Восточной Эстонии, и занимают около 20 % всей территории. Высокая заболоченность территории оказывает существенное влияние на формирование химического состава поверхностных вод, в первую очередь, на обогащение их веществами гумусового происхождения.

В Эстонии насчитывается 7378 рек, ручьев и магистральных каналов общей протяженностью 31153 км, из них 420 рек длиной более 10 км и только 9 рек имеют длину 100 и более км (Ресурсы..., 1972).

На формирование структуры фитоценозов рек а пределах одной климатической зоны определяющее влияние оказывают такие факторы окружающей среды, как скорость течения, освещенность, гад-

рохимический режим, состав донных отложений, прошлые и современные хозяйственные мероприятия (регулирование стока, выемка грунта, загрязнение).

Большинство видов речных макрофитов лучше всего себя чувствует при скоростях течения 0,2-0,5 м/с, скорости превышающие 0,7 м/с являются фактором, лимитирующим заселение ими речных биотопов (Кокин, 1982). В реках Эстонии во время летней межени скорости течения, как правило, не превышают 0,5 м/с, за исключением отдельных участков рек Северной Эстонии в области глинтя и верховьев рек, берущих начало на возвышенности Хаанья.

Большая часть рек Эстонии имеет малые меженные глубипы, которые, как правило, не превышают на плесах 2-3 м, на перекатах 0,5-1,5 м, и только отдельные впадины на рр.Нарва, Суур-Эмайыги и Казари имеют глубину более 10 м. Из-за высокой цветности воды в большинстве рек Эстонии макрофиты крайне редко проникают на глубину более 2,5 метров, большая часть речных фитоценозов занимает участки русла, где глубина не превышает 1,5 м.

На основе сопоставления экологических требований макрофитов и характеристик речных биотопов можно сделать вывод, что за исключением участков рек, где лимитирующим фактором является скорость течения (>0,7 м/с) и свет (очень высокое содержание Гумилевых веществ и (или) затенение поверхности реки береговой растительностью), на большем протяжении малых рек Эстонии имеются условия, подходящие для произрастания макрофитов. Важным фактором, регулирующим видовой состав и обилие макрофитов является . количество биогенных веществ, находящихся в речной экосистеме.

Глава 3. Методика исследований.

Сделанные в работе выводы основаны на данных наблюдений, проведенных на 53 участках 20 водотоков, расположенных в различ-

пых частях Эстонии. Сбор информации проводился в период с 1983 по 19У2 годы.

Широко применяемый в биологии термин "макрофиты" включает л себя как высшие растения, так и крупные водоросли. В настоящей работе под этим термином подразумевается высшая водная растительность, куда входят как архегониальные, так и цветковые растения (Кокин, 1982). К макрофитам принято относить настоящие водные растения - гидрофиты, т.е. растения полностью погруженные в воду, а также с плавающими листьями. Кроме этого к макрофитам относят гелофиты - растения с поднимающимися над поверхностью воды стеблями и листьями (Катанская, 1981). Растительные сообщества прибрежной зоны (гигрофиты и мезофиты), как правило, при изучении фитоценозов рек не рассматриваются из-за трудностей установления границ их распространения, к тому же влияние изменения качества речной воды на них намного слабее, чем на настоящие водные растения.

Описание растительности рек Эстонии проводилось согласно разработанным методам гидробиологических исследований (Руко-иодство..., 1983).

Вследствие вегетативного размножения растения одного вида расположены, как правило, пятнами, поэтому для наиболее полного охвата видового состава макрофитав описание в каждом створе проводилось на участке русла длиной 20 метров. На этом же участке регистрировалась общая степень проективного покрытия. Для глазомерной оценки обилия вида в фитоценозе использовалась шкала обилия Друде. Для всех описываемых участков составлялась схема распространения растительности. В наиболее типичных ассоциациях определялась фитомасса.

Химический анализ тканей растений был выполнен на Республиканской станции химизации сельского хозяйства, там же опреде-

лялось содержание тяжелых металлов в донных отложениях. Опреде ление N. Р, К, Са и в в тканях растений проводилось стандартными методами (Починок, 1976). Содержание тяжелых металлов определялось методом атомно-абсорбциоиного анализа (Новиков, 1981). В сумме содержание вышеперечисленных химических элементов было определено в 260 пробах растений и 30 пробах донных отложений.

Химический анализ проб воды, которые отбирались во время полевых исследований, был проведен в лаборатории Таллиннского Технического университета. Для более объективной и подробной гидрохимической характеристики изучаемых рек были использованы данные многолетних наблюдений Эстонского республиканского Управления по гидрометеорологии и контролю природной среды (УГКС).

При создании имитационной модели была использована информация, собранная на 10 створах бассейна Матсалуского залива. Для определения общей картины зарастания водотоков исследуемого района с целью экстраполяции информации, полученной на отдельных створах, было проведено картирование русла р.Казари и ее притоков с вертолета. При этом регистрировалась степень проективного покрытия гелофитов и гидрофитов, по мере возможности определялся видовой состав.

При анализе влияния уровня содержания биогенов в воде на структуру речного фитоценоза в настоящей работе использовалась классификация малых рек Эстонии по содержанию азота и фосфора в речной воде, разработанная в Таллиннском Техническом университете при непосредственном участии автора.

Глава 4. Макрофиты как объект мониторинга загрязнения

малых рек Эстонии биогенами.

Для установления индикаторной ценности макрофитов в реках

Эстонии изучались связь содержания азота и фосфора в речной иоде, по-Первых, со структурой речных фитоценозов; во-вторых, с уровнем накопления этих элементов в тканях растений.

Детальные исследования были проведены на двух модельных реках Выханду и Навести, где имеются точечные источники загрязнения биогенными веществами и, соответственно, возможность изучения влияния именно этого фактора на структуру речных фитоценозов.

Река Выханду берет начало на возвышенности Отепя, протекает оз.Вагула и впадает в Чудское озеро на 157 км. Расстояние от о.). В агул а до устья - 89 км. В работе подробно рассматривается 25-ти км участок реки ниже озера. На этом участке уровень воды падает только на 1,2 м. Русло реки извилистое, ширина 15-25 м. Преобладающие глубины во время межени 1,5-2,5. На 1,9 км ниже вытекания рекн из озера в нее впадает руч. Корели являющийся приемником сточных вод г.Выру.

Изменение растительности р.Выханду можно проследить с конца прошлого столетия, когда' видовой состав макрофитов был сходен с наблюдаемым в настоящее время на незагрязненных участках (Klinge, 1886). Основную фитомассу формировали такие виды как Potamogeton perfoliatus, P. lucens, P. natans, Sagittaria sagittifolia.

В 1969 году в p.Выханду через руч.Корели начали сброс неочищенных сточных вод Выруского сырозавода, что привело к значительному загрязнению участка реки ниже впадения ручья, и уже в 1970 году наблюдалось интенсивное зарастание русла реки на участке длиной 10-15 км (Санитарные..., 1972). Сильно изменился видовой состав. появились такие виды как Ceratophyllum demersum, Elodea canadensis, Lewna sp., которые ранее полностью отсутствовали.

Анализ структуры фитоценоза на участке ниже поступления сточных вод в первые годы зарастания русла (1970-71) а спустя 15

лет (1986-88) показал, что за этот период при относительно стаби льной нагрузке загрязняющих веществ наблюдалось определенное, изменение относительного и абсолютного обилия видов. Это можно объяснить тем, что в первые годы после резкого увеличения притока питательных веществ массовое развитие получили наиболее приспособленные виды, подавив на время менее выносливые виды. Однако со временем сработали внутренние рычаги гомеостаза, приведя систему в состояние нового равновесия. Видовое разнообразие увеличилось, главным образом, за счет обитавших здесь ран^е видов (Potamogeton natans, P.lucens). Исключение составляет лишь Pofa-mogeton pectinatus, представитель эвтрофных условий, ранее здесь не обитавший.

Этот пример подтверждает мнение о необоснованности применения индексов разнообразия при оценке состояния водотока (Dennis, 1979).

Река Навести является притоком р.Пярну, её длина 100 км, средний уклон 0,59 %о. На 53 км в неё впадает ручей Назлаоя, являющийся приемником сточных вод мясокомбината г.Выхма. Ниже по течению от устья руч. Наэлаоя также наблюдаются значительные изменения видового состава макрофитов. Появляются такие виды как Lemna minor, Spirodela polyrrhiza, исчезает Potamogeton lucens, P. natans.

Пример этих двух рек демонстрирует хорошо выраженную реакцию структуры речных фитоценоэов на увеличение загрязнения рек биогенными элементами. В то же время видовой состав и обилие макрофитов на загрязненных участках этих рек значительно различаются. В первую очередь это связано с различным- уровнем загрязнения. Концентрация фосфатов в р.Выханду примерно в 2 раза выше, чем в .р. Навести, поэтому здесь уже появляются другие виды-индикаторы.

Для выявления диапазона выносливости различных видов мак-

рофитоь к содержанию азота и фосфора в речной воде было сопо ставлено с помощью ЭВМ более 100 описаний растительности, сделанных на реках различной степени загрязнения, с качеством воды. Результаты исследования подтвердили, что большинство видов обладает высокой экологической1 пластичностью но отношению к содержаншо азота и фосфора в речной воде. Однако их относительное и абсолютное обилие часто может служить показателем степени загрязнения этими элементами. В то же время выделяются и виды-иодикаторы; К примеру, Fontinalis sp. и Hippuris vulgaris обитают только в достаточно, чистых водах. Напротив, Ceratophyllum demersum и Pötamo-geton pectinatus успешно развиваются1 только при высоком содержании биогенных веществ речной'воде (табл.);

Вопрос об. индикаторной ценности1 накопления азота и фосфора в тканях растений довольно' проблемг&ТВДен. С одной стороны по данным некоторых исследователей {Stake, 1968; Janauer, 1982) корреляция между содержанием фосфора в растениях а в окружающей среде отсутствует. В то же время другие авторы Отмечают, что в зависимости от условий питания в1 тканях4 растений одного вида может содержаться различное количество азота и' фосфора (Якубовский и др., 1975; Bernatowicz, 1969; Barfco'et'ali, 1986; Wright, 1986). Предложен также метод оценки обеспеченности'' воды и донных отложений водных объектов биогенными элементами; по* их содержанию в водных растениях (Gerloff, Fishbeck, 1973).

Проведенный нами анализ данных по содержаншо азота и фосфора в тканях различных видов макрофигов, собранных в изучаемых реках, показал, что наибольшее количество биогенных элементов накапливают виды, тяготеющие к более эвтрофным условиям. При сравнении внутривидовой динамики содержания N и Р в тканях растений выявляется определенная закономерность. Часто растения одного вида накапливают а тканях тем больше биогенных элемен-

Таблица

Индикаторное значение наиболее распространенных в реках Эстонии видов махрофитов

концентрации Р,^, мг/л

в«д

<0.023 0.02J- 0.051- 0.11 0.2-

0.050 0.1 0.2 0.4

Ceratophyllum demersum 0 0 1-2 3-4 3-5

Potamogeton pectinatus 0 0 1 3-5 3-5

Potamogeton crispus 0 1-2 3-4 3-4 1-2

Lemna sp. 1 1-2 1-3. 3-5 3-5

Hydrocharis morsus-ranae 1 1-2 1-3 3-4 3-4

Elodea canadensis 1 1-2 3-4 3-5 3-5

Potamogeton natans 1-2 2-3 2-4 2-4 0-1

Potamogeton perfoliatus 1-3 2-3 2-4 3-4 0-2

Nuphar Iuiea 1-2 2-4 3-4 3-4 3-4

Nymphaea alba 1 1-3 3-4 2-3 1

Sagittaria sagittifolia 2 2-4 3-4 3-5 2-3

Scirpus lacustris 1-3 1-4 1-5 1-5 1-5

Alisma plantago-aquatica 1-2 2-3 2-3 2-3 ?

Butomus umbellatuj 1 1-2 2-4 3-4 3-4

Potamogeton lucens 2 2-3. 3-4 2 0

Hippuris vulgaris 2 2-3 2-5 0 0

Fontinalis sp 1-3 2-3 2-3 0 0

Veronica beccabunga 2-3 2-4 2-3 0 0

0 - отсутствует 3 - довольно много

1 - единично 4 - много

2 - мало, вкраплен в основной S - массовое развитие фон других видов

тов, чем больше их содержится в окружающей среде в доступном для растения виде. Это относится, в первую очередь к погруженным и плавающим на поверхности воды видам. Содержание этих элементов и тканях гелофитов более стабильно.

Данные по содержанию фосфора в тканях растений могут служит!» источником дополнительной информации при оценке уровня загрязнения рек, которая особенно важна в тех реках, где нормальное развитие фитоценоза лимитируется другими факторами (скорость течения и т.д.). Содержание в тканях растений фосфора более 0,6 % позволяет оценить состояние водного объекта как неудовлетворительное.

Глава 5. Использование макрофитов для индикации загрязнения малых рек Эстонии тяжелыми металлами К настоящему времени уже накоплен некоторый опыт использования высшей водной растительности для индикации загрязнения водотоков тяжелыми металлами (Смирнова, 1987; Aulio, 1986; Franzin, 1980; Whitton et al., 1985). Причем некоторые исследователи отмечают преимущество макрофитов перед другими группами водных организмов (Wachs, 1985).

Поскольку в Эстонии информация об уровне загрязнения речных экосистем тяжелыми металлами (ТМ) практически отсутствует автором была проведена работа по оценке уровня загрязнения малых рек, используя макрофиты (Блинова, Хансен, 1992). Основные задачи, решаемые во время исследования были следующими:

- Выявление связи между накоплением металлов в растениях и донных отложениях.

- Выявление межвидовых различий в накоплении ТМ, а также различий в содержании элементов в наземной и подземной частях растений; изучение динамики накопления ТМ макрофитами в течении

вегетационного периода.

- Определение регионального фона содержания ТМ в тканях макрофи тов.

Полученные для изучаемых рек данные сравнивались с нмсь ■ щейся в литературе информацией по содержанию ТМ в речной воде донных отложениях и тканях макрофитов незагрязненных террито рнгй. Региональные фоновые значения содержания ТМ для макрофитов рек Эстонии определялись как среднее из минимальных наблюденных значений для различных видов (Ровенский, 1982).

Свинец. В донных отложеииях исследуемых рек содержание РЬ сос тавляло от 5 до 25 мг/кг, а в тканях наиболее распространенных видов макрофитов содержание РЬ варьировало в пределах 0,6-12,5 мг/кг сухого веса, что соответствует уровню незагрязненных территорий (Потапов, 1966; Мур, 1987; Дикиева,Петрова, 1983; Белоконь и др., 1990).

По результатам исследований рекомендуем величину фонового значения содержания РЬ в макрофитах на территории Эстонии 2-3 мг/кг сухого веса растения.

Наиболее высокие концентрации свинца в растениях наблюда лись в створах, расположенных недалеко от шоссейных дорог. Это подтверждает, что основным источником поступления РЬ в окружающую среду Эстонии являются выхлопные газы автомобилей, а также, что выбранный индикатор достаточно чутко реагирует на присутст вне вблизи источника загрязнения.

Закономерного различия в накоплении свинца в корневой снс теме и остальной части растения не установлено. В большей части проб отличия не выходят за пределы точности метода определения-Только в отдельных случаях содержание в корнях в несколько раз выше, чем в наземной части. Причем каждый раз это наблюдается в створах с относительно высоким содержанием РЬ в донных отложе-

пиях. Этот факт можно объяснить тем, что РЬ, поглощенный корнями откладывается в клеточной стенке в виде кристалликов нерастворимых фосфатных комплексов (Zimdahl, 1976), и из корневой системы it листья поступает незначительное количество металла. По-видимому, этой же причиной можно объяснять отсутствие тесной связи между содержанием 1% в донных отложениях в в тканях наземной части растений. Можно сделать вывод, что при распределении РЬ в растении основную роль играют его пути поступления: через листья из воды или через корни из донных отложений. Поэтому при определенных физико-химических условиях, способствующих быст рому осаждению свинца в донных отложения, содержание металла и наземной части растения может не совсем адекватно отражать общий уровень загрязнения речной экосистемы. Интенсивность сорбции свинца речными отложениями зависит от особенностей их гранулометрического состава и содержания органического вещества (Мур, 1987; Furai et al., 1982). Для исследуемых рек также получена хорошая зависимость накопления РЬ в донных отложениях от содержания в них органического вещества.

Кадмий. Содержание Cd в донных отложениях обследуемых рек колеблется от нахождения в виде следов до 2 мг/кг сухого веса, а в макрофитах от 0,12 до 2,1 мг/кг сухого веса, что соответствует уровню незагрязненных территорий ( Мур, 1987; Белоконь и др., 1990; Mayers elf ul.,1977). Региональным фоновым значением содержания кадмия в макрофитаГх следует считать 0,3 мг/кг сухого веса.

•• Как и для РЬ для Cd характерна зависимость его накопления в

*

донных отложениях от содержания в них органики. Полученные для рек Эстонии данные показывают, что с увеличением содержания органического вещества в донных отложениях накопление в них Cd может увеличиваться в 5-7 раз.

Для Cd характерна .высокая скорость обмена между водой и

донными отложениями в зависимости от окислительно- восстанови тельных и температурных условий, что определяет резкое колеба ние его концентраций в воде. В то же время он легко поглощается растениями. На наш взгляд содержание металла в тканях растений более объективно отражает уровень загрязнения речной экосисте мы, чем измерение его концентраций в воде. Это подтверждается на примере р.Вяэна, где повышенное содержание кадмия в воде и донных отложениях сопровождается его повышенным содержанием во всех видах погруженных макрофитов.

Закономерных различий в интенсивности накопления элемента в наземной части и корневой системе растений нами не обнаружено.

Ртуть. Литературные данные о накоплении Hg высшей водной растительностью сильно различаются от 0,02-0,43 мг/кг (Мур, 1987; Cajander, 1984) до 0,7-35 мг/кг сухого веса (Дшшева,Петрова, 1983) Содержание ртути в макрофитах исследуемых рек варьирует от на хождения в виде следов до 1,35 мг/кг сухого веса.

На основе полученных в работе результатов региональным фоном для Hg можно считать величину 0,05 мг/кг сухого веса растения.

Существуют межвидовые различия в накоплении ТМ в тканях растений. Более интенсивно металлы накапливаются в погруженной растительности. При мониторинге ТМ следует использовать наиболее распространенные и экологически пластичные виды макрофитов (Potamogeton natans, Р. perfoliatus, Р. lucens, Sagittaria sagittifolia, Nuphar lutea).

При незначительном уровне загрязнения различия в накоплении ТМ в тканях растений в течении вегетационного периода, как правило, не выходят за пределы точности метода определения. Однако для получения сравнимых данных мы рекомендуем отбирать пробы растений в период максимального развития.

Относительно повышенное содержание свинца в тканях макро-Ьитон наблюдалось в реках Ранналунгерья, Куллавере (устье), Нанести; кадмия - в реках Вяэна, Навести, Авийыги, Выханду; ртути - в

о Вячна

Глава б. Количественная опенка роли макоофитов в круговороте азота и фосфора в речных экосистемах. Для разработки мероприятий по уменьшению загрязнения водных объектов необходимо знать скорости потоков различных элементов на водосборе и в водных экосистемах. В условиях сильного зарастания русел рек макрофиты становятся важным агентом самоочищения и вторичного загрязнения речной воды. Поэтому возникла необходимость дать количественную оценку роли макрофитов в формировании качества воды рек.

Для такой оценки требуется знание распределения макрофитов в русле моделируемой реки, а также величины максимальной фнтомассы в наиболее распространенных ассоциациях.

Макрофиты потребляют биогенные вещества во время роста и возвращают в воду при разложении биомассы. Поскольку в количественном отношении эти процессы изучены еще недостаточно, то для получения на первом этапе хотя бы ориентировочной оценки роли макрофитов в круговороте азота и фосфора в малых реках были приняты следующие допущения.

- Моделировалось накопление и высвобождение биогенных элементов только для наземной части растений. При этом исходили из того, что большинство укореняющихся макрофитов - это многолетние растения и ежегодный опад корневой системы составляет лишь незначительную часть от наземной биомассы (Ореховский, 1985). К тому же для зрелых сообществ, по-видимому, существует примерное равновесие между ежегодным приростом и опадом корневой системы.

- При расчетах считалось, что неукоревякяциеся гидрофиты иа- ш> тательные вещества получают из воды. Гелофиты получают из грз нта 90 % питательных веществ, а укореняющиеся гидрофиты п. < погруженные, так и с плавающими листьями) 50 % (Щепаньскн, I Оеппу, 1972; СаЬпеЬоп, 1984).

- Для получения приблизительной оценки роли макрофитов и поп; ках азота и фосфора считалось, что содержание этих элементои м тканях растений постоянно в течение всего вегетационного перш, да и равно среднему содержанию в различных видах макрофитов.

Для количественной оценки скорости поглощения биогешш веществ макрофитами необходимо описать скорость накопления биомассы в фитоценозе. Рост популяции, объем которой стабшшзи руется на некотором устойчивом уровне, чаще всего описывают ■ помощью логистического уравнения (Одум, 1975; Смит, 1976):

где а - скорость роста,

Мюи - максимальная биомасса.

Коэффициент скорости роста для различных видов может несколько различаться. Так сообщества гидрофитов достигают максимальной биомассы немного раньше, чем гелофиты при практически одновременном начале вегетации. При 'расчетах было принято, что скорость роста для гелофитов равна 0,10, а для гидрофитов - 0,12, Такой упрощенный подход дает достаточно хорошие результаты, согласующиеся с результатами натурных измерений.

Следующим этапом является описание скорости потери фито-массы в результате выедания и отмирания. Предполагается, что выедание минимальное, так как не замечено структурных повреж-

1 -

м

депий (King, 1967; Percival, 1929). При расчетах было принято, что отмирание начинается за месяц до пика фитомассы и возрастает линейно в течение лета до максимума 0,05 1/день в конце августа, когда ноэобновление биомассы по-существу равно нулю (Wright, 1986).

Для описания скорости поступления биогенных веществ в воду при разложении отмерших остатков макрофитов было использовано предложенное М.Л.Беловой и И.М.Распоповым (1987) уравнение, описывающее изменение сухой массы растительных остатков во времени.

Разработанная модель была включена отдельным блоком в имитационную модель "водосбор-река-морской залив", описывающую потоки биогенных веществ на водосборе залива Матсалу.

ВЫВОДЫ

1. Использование макрофитов в качестве объекта мониторинга позволит получить более объективную информацию о состоянии малых рек Эстонии, чем могут дать данные гидрохимического мониторинга.

2. Увеличение поступления биогенных элементов в изучаемые малые реки является причиной изменения видового состава и обилия макрофитов по сравнению с естественным состоянием. На ранних этапах загрязнения увеличивается продуктивность фитоценозов, степень зарастания русла (проективное покрытие). При дальнейшем возрастании нагрузки биогенов соотношение видов в фитоценозе изменяется в пользу эвтрофных видов, таких как Potamogeton pectinatus, * Lemna minor, L. trisulca, Spirodella pollyrhiza, Ceratophyllum demersum, которые являются индикаторами биогенного загрязнения.

3. Поскольку вцдовой состав и обилие макрофитов подвержены влиянию и других факторов, например, летних паводков (Блинова, 1988), то дополнительным источником информации об уровне загрязнения биогенными веществами может служить содержание азота и фосфора в тканях растений.

4. Проведенные исследования показали, что макрофиты являются достаточно чутким индикатором загрязнения речных экосистем свинцом, кадмием и ртутью. Определение содержания этих элемен тов в тканях макрофитов позволит дать более объективную оценку уровня загрязнения, чем химический анализ проб воды.

5. Полученные результаты химических анализов проб растений и донных отложений позволяют оценить изучаемые реки как незагрязненные тяжелыми металлами. Фоновым уровнем содержания тяжелых металлов в тканях макрофитов для территории Эстонии можно считать для свинца -2-3, кадмия - 0,3 и ртути - 0,05 мг/кг сухого веса растения.

6. При изучении роли отдельных компонентов биоценоза в процессах формирования качества речной воды моделирование является самым подходящим инструментом, позволяющем количественно оценить потоки химических элементов в экосистеме.

7. Расчеты, проведенные с использованием имитационной модели, показали, что даже в реке, не подверженной сильному эвтрофирова-нию, речные фитоценозы играют заметную роль в процессах самоочищения и вторичного загрязнения. Это еще раз доказывает необходимость информации о структуре водных фитоценозов при планировании водоохранных мероприятий.

8. В целом результаты работы показывают, что в условиях малых рек Эстонии включение макрофитов в систему биомониторинга качества поверхностных вод позволит получать необходимую дополнительную информацию- о состоятся водотоков, причем затраты при этом будут минимальными.

9. Результаты проведенных исследований могут быть использованы при организации биомониторинга качества малых рек на террито риях с аналогичными физико-географическими условиями.

По теме хвссертвцва опублшжмшяы содпцм реботыгс

Блинова И.Н., Лойгу Э.О. О воэможноств вспожьэованкя ииро-фнтов ,прш мониторинг» состояли малых рек // Состолвае ■ перспективы развития методологических основ хамвчеаюго в бишт-ского мониторинга поверхностных воя суша. Ростов-на-Дону, 1987.

Блинова ИЛ., Лойгу Э.О. Взаимосвязь структуры фитоценоэов mm рек с пифологическвм режимом // В листе гидрологического режима и upjnypy ■ функционирование биогеоценозов. Тез. докл. Сыктывкар. 1987. C.U2-I13.

Блкном И.Н. Роль макрофагов в круговороте бяогенных влеме-нто> в речной састеме If Имитационное моделирование састемы " водосбор-река-морско* зала»'. Твляивя:Валгус, 1989. С. 277-283.

Васалвев A.A.,. Блинова И.Н. Идентификация модели переноса биогенных вяемевтов для р.Казари // Имитационное моделирование састемы * водосбор-река-морской залив*. Тишавн:Валгус, 1989. С. 284-289.

Васильев A.A., Блинова И.Н. Мояелвроввяае как основа мониторинга качества речных во* н расчетов нагрузка загрязняющая веществ // Тр. ИПГ. 1991. Вып. 74. С.45-50.

Блинова И.Н., Хансен B.C. Хвмвческвй

COCTU

макрофагов малых

рек Эстония // Тр. ИПГ. 1991. Вып. 74. С.65-68.

Блинова И.Н., Хансен B.C. Содержание тяжелых металлов в юк-рофнтах к донных отложениях малых рек Эстоааа //Тр. Таллинского техн. ун та, 1992. С.25-29.