Бесплатный автореферат и диссертация по географии на тему

Трансформация различных форм органического вещества вод Ладожского озера в условиях антропогенного эвтрофирования

ВАК РФ 11.00.11, Охрана окружающей среды и рациональное использование природных ресурсов

Автореферат диссертации по теме "Трансформация различных форм органического вещества вод Ладожского озера в условиях антропогенного эвтрофирования"

ц \ ?ЙССИЙСКАЯ АКАДЕМИЯ НАУК ИНСТИТУТ ОЗЕРОВЕДЕНИЯ

На правах рукописи УДК: 556.551.47

КУЛИШ ТАТЬЯНА ПЕТРОВНА

ТРАНСФОРМАЦИЯ РАЗЛИЧНЫХ ФОРМ ОРГАНИЧЕСКОГО ВЕЩЕСТВА ВОД ЛАДОЖСКОГО ОЗЕРА В УСЛОВИЯХ АНТРОПОГЕННОГО ЭВТРОФИРОВАНИЯ.

11.00.11 - Охрана окружающей среды и рациональное использование природных ресурсов

Автореферат диссертации на соискание ученой степени кандидата географических наук

Санкт-Петербург 1996

Работа выполнена s лаборатории гидрогеохимии Института озероведения РАН

Научные руководители: - доктор географических нау;<, профессор

В. А. Румянцев кандидат химических наук H.H. Коркишко

Официальные оппоненты: - доктор географических наук, профессор

.Ю. И. Ляхин кандидат сельскохозяйственных наук А. И. Попев

Ведущее учреждение - Карельский научный центр РАН

Институт водных проблем Севера

Защита диссертациии состоится " 1996 г. в час

на заседании специализированного совета Д. 200.10.01. Института озероведения РАЛ по адресу: 196193. Санкт-Петербург, ул. Севастьянова, 9.

С диссертацией можно ознакомиться в библиотеке Института озерозедения.

Автореферат разослан 3. РУ^Ш^-рЛ... 1996 г.

Учёный секретарь специализированного совета кандидат биологических наук

В. П. Беляков

ОБЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА РАБОТЫ. АКТУАЛЬНОСТЬ. Ладожское озеро - самый крупный водоём Европы

испытывает значительную антропогенную нагрузку. В настоящее время ухудшение экологического состояния озера связано в большей степени не с прямым поступлением загрязняющих веществ, а с усилившимися процессами эвтрофирования, которые затронули уже основную часть озера. В результате этого произошли существенные изменения в" системе органического углерода" воды озера. Изучение различных форм органического вещества и процессов его трансформации позволит оценить эти изменения, свидетельствующие о сохранении или изменении озерной экосистемы.

НАУЧНАЯ НОВИЗНА. Исследованы пространственные, сезонные и

годовые изменения различных форм органического углерода, (общего, взвешенного, растворённого и лабильного) воды Ладожского озера. Изучен его состав и химические свойства. Исследован механизм трансформации различных Форм органического углерода воды озера в условиях антропогенного эвтрофирования.

НА ЗАЩИТУ ВЫНОСИТСЯ. 1. В результате дисбаланса соотношений

продукционно-деструкционных процессов произошли существенные изменения в" системе органического углерода" воды Ладожского озера. В деструнционные процессы вовлечено ранее консервативное водное гуминовое вещество.

2. Водное гуминовое вещество является буферной системой озера и содержит основное количество органического углерода, биогенных элементов, металлов и микроэлементов, находящихся в воде Ладожского озера. Его скелетная структура одинакова во всём объёме озера, однако, в прибрежной и глубоководной частях озера оно отличается по химическому строению. В процессе трансформации водного гуминового вещества изменяется в основном углеводородная часть его молекулы, более доступная для микроорганизмов.

3. По величине пероксидазной активности можно судить о концентрации и состоянии в воде озера водного гуминового вещества, Фито- и бактериопланктона.

4. Лабильная форма органического вещества воды озера харак-

теризует в основном продукционные процесссы и связана в первую очередь с фитопланктоном.

ПУБЛИКАЦИИ. По теме диссертации опубликовано более 16 работ.

ОБЪЁМ И СТРУКТУРА ДИССЕРТАЦИИ. Диссертация изложена на 163

страницах машинописного текста, состоит из введения, четырёх глав, общих выводов. 7 приложений и списка литературы. Содержит 25 рисунков и 40 таблиц.

СОДЕРЖАНИЕ РАБОТЫ.

ГЛАВА I. ГЕОГРАФИЧЕСКИЕ ОСОБЕННОСТИ ЛАДОЖСКОГО ОЗЕРА И ЕГО ВОДОСБОРНОГО БАССЕЙНА.

Своеобразие природы Ладожского озера, одного из самых северных среди великих озер мира, определяется большой совокупностью факторов, из которых в настоящее время первостепенное ■ значение имеют климатические и антропогенные. Климатические'наблюдения , проводимые на территории водосборного бассейна с 1891 г.. позволили с- середины 60-х годов нашего столетия отметить увеличение энергитического уровня поступающей солнечной радиации, что способствовало более отчетливому проявлению процессов эвтрофирования озер Северо-Запада. За период 1976- 1991 гг. внешнее поступление общего фосфора в Ладожское озеро возросло почти в три раза (6.1 тыс. тонн в год). Основным источником поступления фосфора являются главные притоки озера. На долю р. Волхов приходится почти половина величины этого поступления.

Пространственная неоднородность лимнических характеристик озера (гидрологических, гидрохимических, гидробиологических) в основном определяется его географическим расположением, размерами, сложностью котловины и т.д., и усиливается при антропогенном воздействии. К настоящему времени в озере выделены четыре лимни-ческие зоны. Границей Прибрежной зоны является изобата 15 м. Наиболее обширная площадь её находится в пределах южного мелководья. Эта зона максимально подвержена антропогенному воздействию. Весной и осенью термический бар препятствует свободному водообмену с глубоководной частью озера. Термический режим в сочетании с паво-дочными водами г.зчтоков, обогащенных биогенными элементами, уже

весной стимулирует развитие биологических процессов. Летом, в прогретой до дна зоне состав фитопланктона наиболее разнообразен. По количественным характеристикам фито- и бактериопланктона эта часть озера относится к эвтрофной. Деклинальная зона озера ограничена изобатами 15 и 52 м. Для этой зоны характерно существование о весенний период устойчивого фронта термического бара. К началу гидрологического лета (около 15 июля) здесь формируется эпи-лимнион. Профундальная и Ультрапрофундальная зоны - это основная водная масса озера, которая определяет гидрохимические характеристики и трофический статус всего озера. Она наименее подвержена прямому влиянию притоков, поэтому изменение лимнических характеристик в её акватории может привести к началу необратимой деградации экосистемы озера. В настоящее время процесс антропогенного эвтрофирования затронул и эту часть озера. Изменилась относительная прозрачность воды, особенно в летний период. В эпилимнионе этих', зон возникают условия максимального летнего развития фитопланктона с численностью и среднесуточной продукцией характерными для более мелководных участков озера. По биомассе и содержанию хлорофилла "а" - это уже мезотрофные зоны. Количество микроорганизмов возросло в 10 раз ( до 3. 3 10б кл/мл). Изменения произошли и в содержании гидрохимических макрокомпонентов. Примерно на 10 мг/л увеличилась общая минерализация за счёт ионов БО/2 и СГ1.

ГЛАВА 2. МАТЕРИАЛЫ И МЕТОДИКИ ИССЛЕДОВАНИЙ.

Гидрохимические наблюдения по акватории Ладожского озера проводились в наиболее характерные фазы периода открытой воды: в разгар гидрологической и биологической весны (конец мая-начало июня), лета (конец июля-август) и осени (конец сентября-октябрь). До 1984 г. работы проводились по стандартному продольному разрезу. пересекавшим озеро с юго-востока на северо-запад, от Волховской губы до Яккимварского залива. В период 1984-1986 гг.-по расширенной сетке станций (до 70 станций), в последующие годы в весенний и.летний сезоны по 20-25 станциям, в состав которых входили также станции стандартного продольного разреза. Пробы воды отбирались с горизонтов 0, 10, 25. 50, 100 м и придонного на расстоянии 1.5-2.0 м от дна. Пробы для определения количества лабильного органического вещества отбирались с горизонтов 0. 10. 25 м и

придонного.

Средние концентрации химических компонентов озерной воды рассчитывались как средневзвешенные по объёму озёрных зон для основных гидрологических сезонов периода открытой воды. Доверительный предел средних величин вычислялся для вероятности 0.95.

Среднегодовые концентрации в притоках озера рассчитывались как средневзвешенные по водному стоку в устьях рек (отбор проб проводился из 8 основных притоков озера 6-8 раз в год).

Абсолютное содержание растворённого в воде кислорода определялось методом Винклера, относительное содержание - по таблицам насыщения Трусдейла.

Величину рН измеряли на приборе рН-121.

До 1976 г. концентрацию общего органического углерода (TOC-total organic carbon) воды Ладожского озера рассчитывали по данным перманганатной и реже бихроматной окисляемости. С 1976 г. содержание TOC определяли ампульным персульфатным методом с ИК регистрацией по С02. В последние годы его концентрацию рассчитывали по данным бихроматной окисляемости. Для сопоставления этих методов в течение ряда лет в ходе мониторинга Ладожского озера и его притоков были проведены исследования по их интеркалибрации. Полученные данные свидетельствуют о том, что величины перманганатной и бихроматной окисляемости, выраженные в углеродных единицах, численно равны содержанию органического углерода, определённому ампульным персульфатным методом с ИК регистрацией по С02. Для санитарно-гигиенической оценкй питьевой воды используется такой показатель как ХПК. Величина ХПК для вод Ладожского озера и основных притоков, выраженная в углеродных единицах численно равна концентрации органического углерода. Поэтому для лимнической характеристики Ладожского озера лучше использовать такой показатель, как концентрация органического углерода независимо от методов её определения.

Лабильную-форму органического углерода (LOC-labil organic carbon) определяли по методу ВПК-теста при температуре 20°С и рассчитывали по величине предельного биохимического потребления 02 из расчёта, что. 1мг кислорода эквивалентен 0.375 мг углерода. Предельную величину потребления 02 рассчитывали из кинетических кривых. В водах Ладожского озера и его притоках нет такого количества химических веществ,которые могли бы ингибировать фермент-

ные системы микроорганизмов. Поэтому предельное потребление кислорода не связано с количеством и ферментной активностью микроорганизмов, а связано только с концентрацией субстрата. Кинетические параметры процесса биохимического потребления (начальная скорость, константа скорости) сильно варьируют в различных частях озера и зависят от концентрации и состава фермент-субстратной системы (видовой состав и стадии развития фитопланктона, количество и видовой состав бактериопланктона). Иногда кривые биохимического потребления кислорода не подчиняются экспоненциальному закону. Поэтому величину лабильной формы углерода необходимо определять из величины полного потребления кислорода, а не пользо-ватся величиной БПК за фиксированные определённые сроки. Так 1-4 июля 1993 г. величины БПК5 в различных частях озера составляли 32 - 80 % от БПКполного. Начальная скорость биохимического потребления кислорода, вычисленная после добавления в пробу воды субстрата (глюкозы) следует уравнению Михаэлиса-Ментен. В связи с тем, что концентрация природного субстрата (биота и продукты её жизнедеятельности) в воде Ладожского озера в тысячи раз выше, чем концентрации органических веществ промышленного происхождения, использовать санитарно-гигиенический показатель БПК5 для оценки загрязнённости природных вод нецелесообразно.

Для определения H20¿ использовался хемолюминесцентный метод, основанный на регистрации максимального излучения, происходящего в результате каталитического окисления люминола пероксидом водорода в присутствии пероксидазы хрена. Хемолюмстр настраивался по эталонному источнику света. При анализе озерных и речных проб воды было выявлено влияние водного гуминового вещества на результаты количественного определения Н20г. В процессе протекания второй стадии реакции расход продуктов разложения пероксида водорода происходил не только на окисление люминола, но и на водный гумус. Поэтому для количественного определения Нг0г в пробы воды вносились известные концентрации пероксида водорода. По уравнению регрессии прямых титрования определялся угловой коэффициент. Поправочный коэффициент, учитывающий расход Нг0г на окисление водного гуминового вещества, рассчитывался как отношение угловых коэффициентов прямых титрования анализируемой пробы воды и бидистилиро-ванной воды.

Относительная пероксидазная активность определялась по вели-

чине хеиолюминесценции, возникающей при окислении люминола избытком пероксида водорода в присутствии катализаторов (водного гуми-нового вещества) и ферментов ( фито-и бактериопланктона). Величина хеиолюминесценции измерялась по максимальной величине тока. Хемолюметр настраивался по эталонному источнику света. Реакцию проводили при рН=11 в присутствии комплексообразователей. В этих условиях каталитическая активность может проявиться только для таких ферментов, как пероксидаза, каталаза, гемин, а также комплексных химических соединений типа красной кровяной соли. Каталитическая активность различных катионов в данных условиях подавлена.

Сухие препараты водного гуминового вещества (AHS-aqnatlc hu-mic substance) получали следующим образом. Природную воду последовательно фильтровали через ядерные фильтры 0.85, 0.45 и 0.11 мкм при разряжении не более 0.2 атм. Далее пробы подвергали диализу. После диализа проводили упаривание при температуре не более 50°С. Гельфильтрацию проводили на колонках, заполненных Сефадек-сом G-50. В качестве элюента использовалась дистиллированная вода. ИК-спектры ÀHS снимали на ИК-спектрофотометре фирмы " Hitachi" модель 270-30. Масс-спектры гуминовых веществ определяли на хромато-масс-спектрометре фирмы "Hewlett Packard" методом прямого ввода. Элементный состав исследовали на приборе " Elemental analyzer" модель 1106 фирмы Karlo Erba Strumentazione. Для оценки содержания металлов и микроэлементов использовали атомно-абсорб-ционный метод анализа с атомизацией проб в графитовой печи на приборе Perk In Elmer 403, HGA-74.

ГЛАВА 3. ГИДРОХИМИЧЕСКИЕ ИССЛЕДОВАНИЯ "СИСТЕМЫ УГЛЕРОДА" ВОДЫ ЛАДОЖСКОГО ОЗЕРА.

Все соединения углерода, находящиеся в природной воде можно свести в 3 функциональные группы: углерод минеральных соединений (iC- inorganic carbon), взвесей (РОС- particulate organic carbon) и растворённого органического (DOC- disolved organic carbon).

По доступности к биохимической деструкции водными микроорганизмами общий органический углерод (T0C) подразделяется на лабильный (ЮС) и труднодоступный.

Величины РОС и ЮС характеризуют продукционно-деструкционные процессы протекающие в озере. Величина РОС является термодинамической характеристикой внутриводоёмных процессов (продукции, де-

струкции, седиментации и т.д.).

Если в озерной экосистеме не нарушается баланс соотношений продукционно-дсструкционных процессов, то величины РОС и L0C сохраняют свою консервативность. Возможно до 60-х годов нашего столетия в озере сохранялось соотношение этих процессов и величины РОС и L0C имели малые значения и не претерпевали существенных годовых колебаний. В период 1976-19.79 гг. в озере произошёл существенный дисбаланс сотношений продукционно-деструкционных процессов, вызванный увеличением концентрации фосфора в озерной воде, которое способствовало резкому возрастанию первичной продукции. В результате этого в озере стал отмечатся рост величин РОС и L0C. К 1980 г. средняя величина РОС уже составляла 0.5 мг/л. В режиме лабильного органического углерода более отчётливо просматривались сезонные" колебания (весенние значения-2.3, а летние- 1.2 мг/л). Однако,, изменения, происшедшие в соотношении продукционно-деструкционных процессов не затронули в этот период основную часть пула органического углерода в воде озера. Сезонные величины TOC в глубоководной части озера несмотря на пространственные колебания его концентраций (7.4- 9.6 мг\л), связанные с гидродинамическим режимом озера, оставались неизменными и составляли 8.1- 8.6 мг/л. Ди-апозон их колебаний не превышал 6 %. Средняя величина TOC за период открытой воды оставалась на уровне, характерном для 60-х годов.

С 1981 года наблюдаются сезонные и годовые колебания этого ранее консервативного макрокомпонента "системы углерода" воды озера (рис.1). При этом наблюдается устойчиоая тенденция уменьшения пула органического углерода в озерной воде.

Весной 1981-1982 гг. в теплоинертной зоне озера впервые были зафиксированы низкие концентрации (4-5 мг/л) общего органического углерода. Сезонные величины TOC имели пределы колебаний 5. 8-9.1 мг/л, диапазон их колебаний уже составил 37 %. Основная убыль органического вещества в воде озера в эти годы отмечалась зимой.

В середине 80-х годов сезонные величины TOC составляли 8.510.3 мг/л, диапазон их колебаний снизился до 18 %. Для этого периода было характерно как бы накопление органического вещества в озере,так как среднее содержание органического углерода за период открытой воды возросло до 9.5-9.8 мг/л.

С 1986 г. и по настоящее время в озере отмечается уменьшение

Годы

Зима

Весна

Лето

Осень

Рис. 3 • Сезонные колебания содержания общего органического углерода (TOC в ыг.л ) в воде

Ладожского озера.

содержания органического вещества (рис.2 ). Диапазон колебаний сезонных величин TOC возрос до 38 %. Летом 1991 г. были отмечены саше низкие концентрации TOC до 3. 5 мг/л.

; е.s 1

/X

А

!»S2 198» 1SSD )9ВВ lego 1992 ] 994 Гота

1981 1954 19SS 198S 1990 199Z 1994 Готч

9.5

? 7.5

Рис. 2. "Система углерода" воды Ладожского озера.

А: 1-годовые колебания величины TOC в период 1981- 1994 гг.;

2-величина TOC в период 1976-1979 гг.; 3- величина 1С.

Б: 4- величина L0C в период 1981-1994 гг.; 5- величина РОС;

б- величина L0C летом в поверхностном слое воды.

На фоне существенных изменений в содержании TOC в воде озера соотношения поступления и выноса его к пулу органического вещества озера практически не изменились. Проведенные Институтом озероведения ( Субетто) исследования не выявили существенных изменений в величинах осадконакопления, полученных в 60-е годы. На основании данных по содержанию гидрокарбонатного иона в глубоководной части озера (1981-1994 гг.) можно сделать вывод, что средняя величина 1С практически не изменилась (рис. 2).

В последние годы в поверхностном слое глубоководной части озера в отдельные сроки наблюдаются максимальные величины РОС (до 3 мг\л, ранее характерные для южной части Прибрежной зоны. В период резких колебаний TOC (1981-1985 гг.) средняя величина РОС практически оставалась на одном уровне. С 1988 г. отмечается устойчивая тенденция роста средних величин РОС (с 0.3 до 0.7 мг/л).

До 1990 г. величина L0C сохранялась на одном уровне (0.5-0.4 мг\л ). В 1991 г. она увеличилась в два раза, достигнув максимального значения в 1992 г. В последующие годы она вернулась на

прежний уровень (рис.2) .

Летнее снижение ТОС в глубоководной части озера в 1991 г. сопровождалось на фоне увеличения РОС и L0C, и максимального уменьшения рН (6.90).

Состав лабильного органического углерода определяется в основном биотой и продуктами её жизнедеятельности. В поверхностном слое воды озера концентрации L0C обычно выше средних и составляют 0.7-1.5 мг\л. После фильтрации воды величина L0C значительно снижается но не до нуля.так как при фильтровании воды через поры фильтров 0.85 и 0.45 мкм проходят фрагменты клеток фитопланктона. образующиеся в процессе деструкции.а также растворённое органическое вещество, являющееся природными метаболитами. Поэтому между величинами L0C и РОС имеется определённая зависимость. Однако, прямой корреляции между этими величинами не наблюдается и применительно к Ладожскому озеру в принципе быть не может. Величина РОС является термодинамической характеристикой продукцион-но-деструкционных процессов. Поскольку Ладожское озеро- это хо-лодноводный водоём, то величины L0C, определяемые в опытах БПК-теста при 20°С, являются максимально возможными и реально могут быть реализованы только в поверхностных слоях эпилимниона. Так весной в теплоинертной зоне можно методом БПК-теста определить максимальные концентрации L0C при минимальных продукционных характеристиках фитопланктона. Начальная скорость реакции биохимического потребления кислорода, константа скорости и энергия активации сильно отличаются в пробах воды .отобранных в различных зонах озера и на различных горизонтах. Это связано с составом фермент-субстратной системы и в первую очередь с видовым составом фитопланктона и стадиями его развития.

Повышение уровня первичной продукции (с 1976 г.) и изменения видового состава фитопланктона привели в дальнейшем к усилению деструкционных процессов, в которые было вовлечено труднодоступное водное гуминовое вещество. Так, ещё в 60-е годы (Никитин Д.И.) было показано, что микроорганизмы могут подвергать деструкции гуминовое вещество только в присутствии высоких концентраций субстрата (глюкозы). Наряду с повышением примерно на порядок микробного фона озера, изменения произошли и в видовом составе деструкторов органического углерода. Если в 1975-1976 гг. впервые только в Прибрежной зоне озера отмечалось массовое развитие водных грибов

после весенней вспышки диатомовых водорослей,то в 1984-1988 гг. они уже присутствовали в основной водной массе озера. Причем, весной в теплоинертной зоне их количество было в 1.3- 11.0 раз больше, чем в теплоактивной зоне озера. Появление водных грибов во всём объёме озера усилило деструкционные возможности озера. Деструкционные процессы в этих условиях могут более интенсивно протекать при низких температурах, чем продукционные.что является определяющим фактором для такого озера как Ладожское. В последние годы . было обнаружено, что в летнем фитопланктоне доминирующим стал Сгур1ошопаБ, который способен к миксотрофному типу питания.

Трансформация органического вещества и способность природной воды к.самоочищению (деструкционные процессы) определяются в основном содержанием в воде кислорода и пероксида водорода. В настоящее время кислородный режим озера, характерный для олиготроф-чого состояния, можно наблюдать весной только после теплых зим,когда оно не покрывается льдом. Летом, в Прибрежной зоне озера активный процесс минерализации органического вещества приводит к значительному потреблению растворённого кислорода. Однако,за счет реаэрации, вызванной перемешиванием вод этой зоны, его содержание снижается лишь на 15-20 %. В гилолимнионе озера обычно отмечается недонасыщеность вод кислородом не более 10 %. Пероксид водорода присутствует во всём объёме озера и в том числе в придонных горизонтах глубоководной зоны. Средняя его концентрация составляет 15 мкг/л. Достаточно высокие концентрации кислорода и пероксида водорода в Ладожском озере способствуют протеканию деструкционных процессов.

Проведённые экспериментальные исследования свидетельствуют, что масштабные изменения в системе органического углерода Ладожского озера связаны с вовлечением в деструкционные процессы водного гуминового вещества.

ГЛАВА 4. ИССЛЕДОВАНИЕ ВОДНОГО ГУМИНОВОГО ВЕЩЕСТВА ЛАДОЖСКОГО ОЗЕРА.

Экспериментальные работы, проведённые в период 1993-1995 гг. по определению органического углерода в природных, фильтрованных через ядерный фильтр (0.11 мкм) и проведенных через диализную плёнку ШСО 12000-14000 пробах воды озера, р. Волхов и истока р. Невы показали, что более 80 % углерода находится в составе раст-

ворённого органического вещества с молекулярной массой более 14000.

Для выяснения состава этой высокомолекулярной Фракции (как единой или смеси веществ) использовали гельфильтрацию. В одиннадцати водных фракциях, прошедших через колонку с Сефадексом С-50, определяли величину относительной каталитической активности и содержание органического углерода. При определении относительной каталитической активности в гельфильтрационных фракциях фильтрованных проб воды фиксировали два основных пика. Первый и главный наблюдали после выхода свободного объёма колонки, второй- с пятой по седьмую фракцию. После гельфильтрации диализных проб воды второй пик обычно не проявлялся, хотя иногда в речных и прибрежных озерных водах он был слабо выражен. Органический углерод в основном проявился в первой гельфильтрационной фракции как в фильтрованных, так и диализных- пробах. То же самое наблюдалось и для концентрированных проб,;- полученных методом вымораживания. Одновременно сотрудником лаборатории гидрогеохимии Института озероведения Петровой Т.Н. проводилось измерение оптической плотности растворов, полученных при взаимодействии этих фракций с реактивами Фолина и паранитродиазобензолом тетрафторборатом. Максимальные значения оптической плотности 0.09- 0.15 регистрировались только в первой гельфильтрационной Фракции. В остальных десяти фракциях оптическая плотность была на уровне фоновых значений. Таким образом. растворённая фракция органического углерода находится в составе водного гуминового вещества (АНБ) или водного гумуса с молекулярной массой более 30000.

Водное гуминовое- вещество обладает кислотными и основными свойствами, последние обусловлены наличием в молекуле АНБ свободных аминогрупп (Петровой' Т.Н. эти группы обнаружены с помощью флюорескамина).

Как уже было отмечено ранее, АНЭ обладает каталитической активностью разлагать пероксид водорода. Диализные пробы воды, отобранные в разных зонах озера проявляли эту активность (табл.1).

Анализ экспериментальных данных показал,что величина каталитической активности диализных проб связана с концентрацией водного гуминового вещества (по углероду), но прямой корреляции нет. Вероятно, это связано с различием химического строения • водного гумуса рек, мелководной и глубоководной зон озера. В глубоковод-

Таблица 1.

Содержание органического углерода (мгС/л) и величины относительной (К.А.) и удельной (Ек А ) в природных, фильтрованных и диализных пробах воды.

Дата i Стан- 1 L г 0п р и р о л я а я 1 ^^фильтрованная i ' Од и ал из i пая

Зоны Г ция 1 i мгС\л i К. А. 1 i i МГС\Л 1 i К. А. i i 1мгС\л1 i i К. А. i 1 Ек.а. i

1994 год

10-12.

06 Волхов 16.4 1100 14.2 700 12.0 980 81.7

Пб.. ст. 4 6.5 400 5.5 300 5.5 340 61.8

ст. 17 12.0 960 11.2 670 11.2 720 64.3

д. ст. 25 ■ 7.6 100 7.0 70 6.0 80 13.3

Пр. ст. 55 7.6 46 7.6 46 6. 4 50 7.8

ст. 82 7.6 35 7.2 35 7.0 40 5.7

У. ст.i05 7.6 60 7.4 60 6.4 50 7.8

ст.204 6.5 65 6.2 55 5.4 60 11. 1

1995 год

07-09.

07 Волхов 15.9 420 14.7 180 11.5 380 33.0

Пр. ст. 82 8.6 55 8.6 40 8.0 45 5.0

Зоны озера: Пб.-Прибрежная, Д.-Деклинальная, Пр. - Профундальная и У. - Ультрапрофундальная.

ной части озера (ст. 55, 82, 105, 204) удельная каталитическая активность AHS существенно ниже,чем в Прибрежной зоне озера (ст.4 и 17) и р. Волхов.

Соли металлов ингибируют каталитическую активность. После диализа отмечена тенденция роста величины этой активности по сравнению с фильтрованными пробами. Возрастание величины активности заметнее проявилось там.где солевой состав был выше. Например. в природной воде р. Волхов от 9 июля 1995 г. суммарная каталитическая активность составила 420 единиц, после Фильтрации через ядерный фильтр с диаметром пор 0.11мкм она снизилась до 180 единиц, а после диализа возросла до 380 (табл.1).

При добавлении солей металлов (КС1, KCN. Na3N, СаС0?,,

1>^504 '7Н20. НеС12) в диализные пробы каталитическая активность уменьшалась и полностью ингибировалась при высоких концентрациях солей этих металлов. Для определения различия в каталитических центрах водного гуминового вещества р. Волхов и основной водной массы озера (ст.82) в июле 1995 г. использовали ингибиторный анализ. Определение величины ,)С50-концентрации соли Ь^804 7 Н20 (ингибитора), вызывающей снижение активности АНБ (фермента) на 50 % показало, что при значимых различиях величин каталитической активности 380 и 45 единиц и меньшем различии по содержанию органического углерода 11.5 и 8.0 мг/л разница между ЛС50 (85 и 70 мг/л соответственно) составила 15мг/л, что не позволило определённо выявить различия в каталитических центрах этих, веществ. По-видимому. это связано с тем .что соли металлов при таких высоких концентрациях не являются.специфическими ингибиторами. Так для многих ферментов соль Ме504 7Н20 в концентрациях 70 мг/л так же является неспецифическим ингибитором и ингибирует например,холинэс-теразу. Поэтому для выяснения различий в каталитических центрах необходимо искать специфические ингибиторы, которые могли бы в очень малых концентрациях ингибировать АНБ.

Водное гуминовое вещество обладает восстановительными свойствами: оно каталитически окисляется пероксидом водорода. При исследовании взаимодействия Н202 с растворами препаратов АНБ и природными водами отмечено, что тангенс угла наклона прямой построенной в координатах: концентрация Н202 и величина хемолюминесцен-ции, зависит от концентрации органического вещества. В водах Прибрежной зоны озера, где концентрации АНБ обычно выше, угловой коэффициент существенно убывал ( угол наклона кривых титрования увеличивался). Однако, прямой корреляции между величинами угловых коэффициентов и содержанием органического углерода, как и в случае с каталитической активностью, не наблюдалось. Т.Н. Петровой было также обнаружено различие реакционной способности АНБ глубоководной и прибрежной зонах озера.

В препаратах АН5, полученных из вод Прибрежной зоны озера, более выражена углеводородная часть молекулы гуминового вещества, чем в препаратах АНБ из основной водной массы озера (табл.2). Вод-

Таблица 2.

Процентное содержание углерода, водорода и азота в сухих препаратах АНЭ (поверхность озера). 1994 год.

Дата 1 1 1 Зона 1 Стан- i i 1 С 1 i N 1 Н

1 озера 1 1 1 ция 1 % 1 i i % 1 t %

10-13.06 Волхов 45.00 1.28 4.36

Деклин. ст. 25 27.00 2.10 4.00

23-27.08 Волхов 32.00 0.91 3.51

Профунд. ст. 82 18.17 1.41 2.47

Ультра- ст. 105

профунд. ст. 204 18.95 1.42 2.58

и Профунд. ст. 55

ное гуминовое вещество глубоководной зоны озера более "минерализовано", процентное содержание углерода и водорода в два раза меньше и поэтому с таком же соотношении, увеличивается процентное содержание металлов, азота и фосфора (табл. 3).

При сопоставлении данных по анализу природных и диализных проб воды следует, что в составе водного гуминового вещества находится основное количество биогенных элементов, металлов и микроэлементов, присутствующих в воде озера (табл.4). Поскольку биогенные элементы химически связаны в молекуле АНБ, то не следует

Таблица 3.

Процентное содержание металлов и фосфора в препаратах АНБ (поверхность озера). 23 - 27 августа 1994 г..

Зона 1 1 1 Станция 1 ■ Fe i i 1 Cu 1 i Pb 1 Р

озера 1 1 1 1 % 1 % 1 i i % 1 1 %

Волхов и

Прибрежная ст. 14 0.9 0.01 0. 0080 0.013

Деклинальная ст. 25 0.2 0.04 0.0030 0.011

Профундальная ст. 55. 82 0.4 0.03 0. 0040 0.013

Ультрапрофун- ст. 92, 86,

дальная 105,204 1.7 0.05 0.0090 0.010

Таблица 4.

Содержание органического углерода, металлов и фосфора в природных (П) и диализных (Д) пробах воды.

Проба воды мг/л мкг/л

С 1 1 1 Ре 1 1 1 1 РЬ 1 | . 1 Со 1 Мп 2п 1 А1 1 | Рорг. 1 ^общ |

Нева 10.03.94 г.

П 9.6 70.0 0.7 2.0 1.9 2.6 - 12 12

Д 7.8 43.4 0.7 <1.0 1.5 - - 11

Нева 25.04.94 г.

. П 6.4 129.0 1.2 - 3.7 - - 16 18

Д 5.4 81.0 0.3 - 1.4 - - 16 '

ст. 82 07.07.94 г.

П 8.6 123.0 0.6 <0.3 2.1 - 17.4 16 18

Д 8.0 78.0 - <0.3 2.6 - - 16

Волхов 09.07.94 г.

П 15.9 426.0 0.6 <0.3 5.3 - 44.7 32 58

Д 11.5 312.0 0.2 <0.3 6.0 - 35.0 -

процессы эвтрофирования связывать напрямую только с содержанием в воде озера общего фосфора. В процессе трансформации АН8 биогенные элементы могут выделятся в биологически активной форме и тем самым усиливать процессы эвтрофирования. При оценке качества воды также важно знать в какой форме присутствуют различные элементы. Поэтому без изучения трансформации АН2 невозможно судить о качестве и процессах эвтрофирования природных вод.

Для выяснения химической структуры водного гуминового вещества были сняты ИК-спектры 56 препаратов АНБ, полученных из проб воды озера, р. Волхова и в истоке р. Невы в 1993 году. Каждая спектрограмма имела четыре максимума поглощения. Измерение процента пропускания проводилось на восьми отрезках волновых чисел: 1) 3464-3396, 2) 1624-1580, 3) 1428-1410, 4) 1386, 5) 1152-1136, 6) 872-860, 7) 666-656, 8) 600 см"1. Шесть спектров имели полосы поглощения в области волновых чисел 1096-1032 см"1. Все полученные спектры мало отличались друг от друга и были близки к спектрам, которые приводятся в литературе для других объек-

ту. 100

80

60

40

20

Рис.3. ИК-спектры водного гуминового вещества. Глубоководная станция: 1- поверхность. 2- придонный горизонт (200 м). 3- р. Волхов.

4000 ЗООО 2000 1 (¿00 1200 В00 400 Пляно»»« чи«*в. см -1

Рис.4. Масс-спектры водного гуминового вещества. А- глубоководная станция, поверхность; Б-р.Волхов; В- р.Нева.

тов (рис.3). Основными функциональными группами водного гуминово-го вещества являются углеводородные, с двойными и сопряженными связями, фенольные, ароматические алкилзамещбнные и аминогруппы. Петровой Т.Н. химическими реакциями с паронитродиазобензолом тет-рофторборатом, 4- аминоантипирином и флюорескамином доказано присутствие свободных фенольных, оксиметильных и аминогрупп. Суль-фгидрильные группы не обнаружены.

Масс-спектры препаратов AHS, полученных из проб воды, отобранных в 1994 г. (рис.4), также не позволили выявить их тонкую структуру и в основном отражали строение их скелетной структуры и элементный состав. Эти масс-спектры выглядят как смесь различных органических веществ (алифатических, ароматических, полициклических и непредельных углеводородов, азотсодержащих соединений, альдегидов, зфиров, спиртов и т.д.). В масс-спектрах р. Волхов преобладали фрагментарные ионы углеводородного и углеродкислородного строения. В масс-спектрах AHS глубоководной части озера наблюдались по сравнению с углеводородными фрагментами больше фосфора, азота, железа, алюминия и кремния. Однако, для таких высокомолекулярных соединений нерегулярной структуры ИК- и масс- спектры оказались недостаточно информативными для характеристики тонкой химической структуры AHS. Химическая структура водного гуминового вещества состоит по-видимому из достаточно большого числа высокомолекулярных фрагментов растительного происхождения "сшитых" атомами железа в продольных и поперечных направлениях, образуя как бы "клубок". Проведенные экспериментальные исследования свидетельствуют о том . что в ходе трансформации изменяется в основном углеводородная часть молекулы AHS, которая более доступна для микроорганизмов. Водное гуминовое вещество Ладожского озера представляет собой буферную систему, содержащую основное количество органического углерода, биогенных элементов, металлов и микроэлементов, находящихся в воде озера.

Помимо водного гуминового вещества пероксидазной (каталаз-ной) активностью обладает биота. Определение общей каталитической активности природной воды и каталитической активности при дробном фильтровании (0.85 и 0.11 мкм) позволяет характеризовать относительное содержание и состояние биоты (фито и бактериопланктон) и водного гуминового вещества в воде озера (табл.1) . В трофогенном

слое при активной фазе развития фитопланктона около половины суммарной активности приходится на водоросли. При раздельном определении каталитической активности водного гуминового вещества и би-оты с использованием таких ингибиторов как азид натрия, цианид калия, сулемы и тиомочевины не привело к желаемому результату. Это связано с тем, что любые соли как было показано выше являются неспецифическими ингибиторами AUS. При их добавлении в пробу воды. каталитическая активность подавлялась не за счёт ингибирова-ния биоты, а в основном за счёт ингибирования водного гуминового вещества.

ОБЩИЕ ВЫВОДЫ.

1. В период, 1976-1979 гг. в озере произошел существенный дисбаланс соотношений продукционно-деструкционных процессов, вызванный увеличением концентрации фосфора в озерной воде. Поэтому в озере стал отмечаться рост величин взвешенного и лабильного органического углерода. При этом основной пул органического углерода оставался на прежнем уровне.

2. С 1981 г. и по настоящее время в озере наблюдаются сезонные и годовые колебания общего органического углерода. Столь масштабные изменеия содержания ТОС связаны с вовлечением в дест-рукционные процессы водного гуминового вещества.

3.Водное гуминовое вещество воды Ладожского озера представляет собой единый высокомолекулярный комплекс, имеющий одинаковую "скелетную" структуру. Однако молекулы AHS глубоководной и прибрежной зон озера отличаются по химическому строению.

4. В процессе трансформации молекулы водного гуминового вещества как бы "минерализуются". В их составе уменьшается процентное содержание углерода и водорода и увеличивается - металлов, кремния, азота и фосфора.

5. Водное гуминовое вещество озера содержит в своём составе основную часть органического углерода, биогенных элементов, металлов и микроэлементов, находящихся в воде озера. В процессе трансформации AHS могут выделять их в биологически активной форме. Поэтому без изучения трансформации этого вещества нельзя понять процессы эвтрофирования озера и дать оценку загрязнённости воды тяжелыми металлами.

6. Пероксидазной (каталазной) активностью обладает фито- и

бактериопланктон. Также каталитической активностью по отношению к пероксиду водорода обладают молекулы АНБ. Поэтому дробное фильтрование анализируемых проб воды позволяет экспрессно и раздельно определять относительное содержание и состояние биоты и водного гуминового вещества.

7. В настоящее время кислородный режим озера несколько ухудшился. Однако.за счёт особенностей Ладожского озера в гиполимнио-не недонасыщение вод кислородом не превышает 1056. Пероксид водорода присутствует во всём объёме, в том числе и придонных горизонтах. Средняя концентрация его составляет 15 мкг/л. Относительно высокое содержание 02 и Н20г способствует протеканию деструк-ционных процессов.

8. Лабильная форма органического углерода воды Ладожского озера характеризует в основном продукционные йроцессы и связана в первую очередь с фитопланктоном. Кинетические параметры процесса биохимического окисления органического вещества (начальная скорость. константа скорости, энергия активации) сильно варьируют и в основном зависят не только от концентрации субстрата и ферментов, но и от видового состава фитопланктона и стадий его развития, а также от природы ферментных систем микроорганизмов. Величина полного потребления кислорода связана только с концентрацией субстрата.

9. Для определения лимнических параметров воды Ладожского озера нецелесообразно использовать такие санитарно-гигиенические показатели как ХПК и БПК5. Более правильно по результатам окисля-емости рассчитывать концентрацию органического углерода в воде озера, а также определять концентрацию лабильной формы углерода по полному биохимическому потреблению кислорода, рассчитанному из кинетических кривых.

СПИСОК ПУБЛИКАЦИЙ ПО ТЕМЕ ДИССЕРТАЦИИ.

1. Трегубова Т.М.. Кулиш Т.П. Кинетика биохимического потребления кислорода в воде озера. // Антропогенное эвтрофирование Ладожского озера. Л., 1982, с. 106-116.

2. Трегубова Т. М., Кулиш Т.П. Влияние добавок сточных вод ЦБП на динамику потребления кислорода. // Антропогенное эвтрофирование Ладожского озера. Л., 1982, с. 116-123.

3. Трегубова Т. М., Кулиш Т.П. Поступление органического вещества в Ладожское озеро и вынос с водами р. Невы. \\0рганическое вещество и биогенные элементы во внутренних водоёмах. Тезисы докладов IV Всесоюзного симпозиума. Петрозаводск, 1983, с. 102-103.

4. Трегубова Т.М.. Тержевик А.Ю., Кулиш Т.П. Влияние эвтро-фирования Ладожского озера на режим органического углерода. // Антропогенное эвтрофирование природных вод. Тезисы докладов на 3 Всесоюзном симпозиуме. М., 1983, с. 172-173.

5. Трегубова Т. М., Кулиш Т.П. Элементы современного баланса органического вещества Ладожского озера и их связь с изменением режима кислорода. / Тезисы докладов 28 гидрохимического совещания. Ростов -на-Дону, 1984.

6. Трегубова Т. М., Кулиш Т.П., Капустина Л.Л. Особенности режима органического вещества Ладожского озера в современный период. // Продукционно-биологические исследования на внутренних водоёмах. Л.. 1986. с. 131-138.

7. Расплетина Г.Ф., Мураиева Е.Б.. Трегубова Т.М.. Кулиш Т.П., Черных 0.А. Гидрохимическая характеристика притоков. // Современное состояние экосистемы Ладожского озера. Л., 1987, с. 27-41.

8. Трегубова Т. М.. Кулиш Т.П.. Капустина Л.Л. Особенности режима органического вещества в современный период. \\ та)/, же с. 149- 166.

9. Трегубова Т. М.. Кулиш Т.П. Потребление кислорода в гипо-лимнионе как итог процесса антропогенного эвтрофирования. // там же с. 172-179.

10. Трегубова Т.М., Кулиш Т.П. Формирование запаса органического вещества в озере. \\ Ладожское озеро. Критерии состояния экосистемы. С.-Пб.,1992 . глава 5. с. 219- 235.

11. Петрова Н. Н.. Расплетина Г.Ф., Трегубова Т.М.. Капустина

Л.Л.. Иофина И. В., Кулиш Т.П., Юдин Е.А. Основные этапы изменения озерной экосистемы под влиянием антропогенного эвтрофирования. \\ там же с. 240- 250.

12. Коркишко Н. Н., Кулиш Т.П.. Фрумин Г.Т. Экспресс-метод определения редокс-состояния водной среды./ Тезисы докладов III семинара " Системы экологического контроля", Севастополь, 1991,с 64.

13. Коркишко Н.Н., Кулиш Т.П. Оценка окислительно-восстановительного состояния воды Ладожского озера. / Тезисы докладов конференции'" Экологическое состояние рыбохозяйственных водоёмов бассейна Балтийского моря ( в пределах Финского залива). С.-Пб. ,1993, с 31r32,

14. Raspletlna G., Kulish Т.Ь Tregubova Т. The problems of monitoring and assessment of ecosystem state of Lake Ladoga.\\ Abstracts of the first International Lake Ladoga symposium 1993. Joensuu 1995 p. 12-15.

15. Chernykh 0.. Frumin G.. Korkishko N.. Kulish Т.. Raspletlna G., Scherbak V.. Susareva 0.. Krylova Yu.b Petrova T. Lake Ladoga hydrochemical characteristic ( The results of hydrochemi-cal studies during the period of 1991-1993).\\ Report on Lake Ladoga research in 1991-1993. Joensuu 1994 p.39- 53.

16. Коркишко H. H., Кулиш Т. П., Крылова Ю. В., Петрова Т. Н.. Черных 0.А. Трансформация органического вещества воды Ладожского озера в условиях антропогенного эвтрофирования. \ Ж. Экологическая химия, 1995. т. 4. с. 288- 295.