CC BY
179
Известия Тихоокеанского научно-исследовательского рыбохозяйственного центра 200Г Том 128
Е.Л.Вейдеман, С.А.Черкашин, В.В.Щеглов
ДИАГНОСТИКА СОСТОЯНИЯ ПРИБРЕЖНЫХ АКВАТОРИЙ:
НЕКОТОРЫЕ ПРОБЛЕМЫ И РЕЗУЛЬТАТЫ
Прибрежные морские районы, окаймляющие относительно узкой полосой береговую линию, занимают особое место в экосистеме Мирового океана благодаря той исключительной роли, которую они играют как в жизни моря, так и в вопросах, связанных с хозяйственной и рекреационной деятельностью. Неразумные, с экологической точки зрения, методы хозяйствования в пределах прибрежных акваторий зачастую наносят непоправимый вред их высокой биопродуктивности, а также существенно снижают качество биологического сырья и создают ситуации, опасные для здоровья человека. По мере роста урбанизации побережья происходит усиление антропогенного пресса на прибрежные экосистемы, причем одно из ведущих мест в нем занимает загрязнение морской среды. Без учета этого влияния невозможно объективно оценить экологическое состояние вод, что в свою очередь препятствует успешному проведению политики рационального природопользования и разработке региональных схем охраны морей от загрязнения.
Сложность и важность проблемы оценки экологического состояния среды способствует тому, что эта тема остается актуальной и незавершенной уже в течение нескольких последних десятилетий (Пых, Малки-на-Пых, 1996). Для прибрежных районов моря возникают еще дополнительные трудности ее решения, связанные, в частности, с высокой динамичностью протекающих здесь процессов, с повышенной степенью антропогенного загрязнения и с целым рядом других причин, в том числе и методического плана (Сапожников, 1992).
Главной информационной базой для оценки экологического состояния всего водоема или отдельных его частей могут служить только систематические наблюдения за динамикой изменчивости параметров этих экосистем. На начальном этапе внедрения мониторинга основной акцент был сделан на использование физико-химических методов анализа состояния водных объектов. Однако уже в начале 70-х гг. для многих исследователей проблем охраны окружающей среды становится понятным недостаточная эффективность такого подхода, так как сумма химических показателей характеризует лишь качество среды. Получить представление о степени биодоступности загрязняющих веществ, о способности их вызывать какие-либо нарушения водных биоценозов можно только с помощью методологических подходов, базирующихся на откликах биоты (Федоров, 1974; Израэль, Цыбань, 1981; Черкашин, Вейдеман, 1986; Христофорова, 1989; Попов, Попова, 1995; Depledge et а!., 1995). В то же время следует иметь в виду, что поступление в водоем обширного набора
1036
загрязняющих веществ в различных количественных сочетаниях, обладающих нередко прямо противоположным характером воздействия на живые организмы, создает чрезвычайно сложную картину биологических эффектов загрязнения.
Трудность оценки биологических последствий влияния загрязнения становится очевидной, если учесть, что оно действует прямо или косвенно одновременно на все организмы, населяющие водные экосистемы, что его проявления могут иметь стимулирующий, ингибирующий или нейтральный характер и что оно проходит на фоне естественных изменений разных факторов (Патин, 1979). Это обстоятельство определило некоторые общие требования, предъявляемые к проведению экологического мониторинга: долговременный характер слежения за состоянием биоты, сравнение нарушенных и ненарушенных экосистем и применение биологических методов в комплексе с наблюдениями за абио -тическими факторами водной среды (Кожова, Павлов, 1985; Брызгало и др., 1989а).
Тем не менее унифицированный метод оценки состояния экосистем по гидробиологическим показателям до сих пор не разработан (Левин, Коробков, 1998), а концептуальная структура оценки биологических эффектов в мониторинге водной среды намечена лишь в общих чертах. Отсутствие стандартного метода оценки послужило основанием к широкому использованию различных нетрадиционных подходов, базирующихся на классической гидробиологической основе.
Однако большое разнообразие гидробионтов, пространственновременная неоднородность их распределения затрудняют изучение всех связей между организмами и не позволяют "рассмотреть нетрадиционно всю функционирующую экосистему в водоеме без риска впасть в упрощенчество и схематизм" (Федоров, 1987). По этой причине при биоиндикации качества вод наиболее реально ограничиться изучением состояния планктонных сообществ, обладающих низкой устойчивостью к загрязнению вод (Федоров, 1987; Михайловский, 1988; Брызгало и др., 1989а). Исследование сообществ планктонных организмов, имеющих относительно короткий жизненный цикл, позволяет проследить изменения численности популяций, видового разнообразия, соотношения видов, а также некоторых функциональных параметров как реакции экосистемы на загрязнение. Имеющиеся литературные данные свидетельствуют, что оценка загрязнения пресноводных экосистем с помощью планктонных сообществ в 70-80 % случаев совпадала с данными по другим показателям (Хоружая и др., 1989).
Целесообразность применения планктонных сообществ в качестве индикаторов состояния водных объектов обусловлена их способностью реагировать на степень загрязнения не только токсическими веществами и соединениями, но и биогенными элементами. Это очень существенно, так как исследования последних десятилетий показывают, что наиболее широко распространенным видом загрязнения прибрежных вод вблизи урбанизированных территорий является эвтрофирование, возникающее под влиянием хозбытовых отходов, попадающих в прибрежные районы непосредственно или с материковым стоком.
В настоящее время достаточность показателей для оценки степени эвтрофированности морского водоема еще не установлена окончательно, но необходимость наблюдения за режимом растворенного кислорода, прозрачностью вод, а также количеством и видовым разнообразием фитопланктона хорошо известна (Брызгало и др., 1989б). Значительное
1037
повышение информативности данных достигается при проведении наблюдений за соотношением продукционно-деструкционных процессов в сообществе фитопланктона, баланс которых при антропогенной эвтро-фикации нарушается, вследствие чего в воде происходит накопление растворенного и взвешенного материала (Секи, 1986; Брагинский, 1988). Совместное использование при диагностике состояния водных объектов фито- и зоопланктона способствует повышению достоверности полученных результатов.
К настоящему времени накоплен большой фактический материал, показывающий, что при изучении зоопланктона можно достаточно четко выявить загрязненные участки и их протяженность, дать сравнительную оценку уровня загрязненности во времени и пространстве. Большинство исследователей считают, что характер трансформации экосистем, по-видимому, в общих чертах одинаков для различных токсикантов и различных водоемов (Айверсон, 1979; Цыбань, 1981). Под влиянием токсических веществ биоценозы меняются, переходя от сложного распределения узкоспециализированных видов к преобладанию некоторых видов с широкой специализацией.
"Обычные и наиболее серьезные последствия загрязнения проявляются в уменьшении разнообразия животного мира. Некоторые организмы вообще не переносят воздействия токсических веществ, и в результате те виды, которые быстро размножаются в условиях загрязнения, со временем могут полностью подавить конкурирующие виды" (Нельсон-Смит, 1977, с. 39).
Пока не решена проблема создания комплекса гидробиологических методов, полностью отвечающих задачам экологического мониторинга, будет справедливым считать основополагающими те из них, которые направлены на изучение структуры и взаимодействия элементов или компонентов водных экосистем. Сюда следует отнести большинство "классических" гидробиологических исследований видового состава, плотности популяций и сообществ, распределения, сезонной динамики и других особенностей развития водных организмов (Федоров, 1980; Руководство..., 1983).
Вместе с тем не все гидробионты в сообществе равноценны, наиболее важны те виды, которые численно преобладают. В ряде работ показано, что соотношение именно числа особей видов (а не их биомассы) в сообществах лучше характеризует некоторые особенности биоценозов (Пе-сенко, 1982).
Обработка проб зоопланктона по массовым видам, существенно не изменяя информативности материала, дает значительную экономию времени. Такой подход позволяет уменьшить временные затраты на 1035 % и увеличить объем работ на 30-50 %. В отдельных случаях могут быть предусмотрены отбор и обработка интегральных проб. Это дает возможность высвободить до 30-40 % времени специалистов по планктону (Брызгало и др., 1989а).
Методика оценки качества вод по комплексу физико-химических и гидробиологических показателей отрабатывалась нами на примере прибрежных вод Амурского залива, внутренний район которого принимает на себя основную массу загрязняющих веществ. Значительная часть их поступает с поверхностными стоками или сбрасывается непосредственно в залив. Мы не ставили перед собой цели детального разграничения внутреннего и внешнего районов залива, приняв условно, что первый расположен севернее п-овов Песчаного (у западного берега) и Шкота (у
1038
восточного), а второй — южнее. Таким образом, в состав внутреннего района вошли воды кутовой части и прилегающей к городу акватории, а внешнего — воды островной и открытой части залива.
Исследования, проведенные нами в Амурском заливе в первой половине 80-х гг., показали, что фактор загрязнения является одной из причин нестабильности экологической обстановки, складывающейся в его внутреннем районе (Вейдеман и др., 1987). Эта нестабильность наиболее наглядно прослеживалась по изменению гидрохимических и гидробиологических показателей.
Полученные в ходе исследований данные об изменчивости физико-химических характеристик морской воды в пространстве и во времени в пределах теплого периода (апрель-сентябрь) позволяют судить о состоянии прибрежных вод залива в различных его районах и выявить некоторые тенденции влияния естественных и антропогенных факторов на качество морской среды (табл. 1).
Таблица 1
Физико-химические характеристики прибрежных вод Амурского залива
(апрель-сентябрь)
Table 1
Physico-chemical characteristics of coastal waters of the Amursky Bay
(April-September)
Внутренний район Внешний район
1981-1985 гг. 1991-1992 гг. 1981-1985 гг. 1991-1992 гг.
Прозрачность, м 0.5-3.0 1,4 0,5-2,0 1,2 1,0-5,0 3,0 1,0-4,0 3,0
Соленость на 5,6-33,2 12,5-33,0 16,9-33,9 14,7-34,0
поверхности, о/ /00 26,3 23,2 31,5 30,6
Кислород на 52,6-147,7 91,4-162,1 82,7-125,5 99,8-164,4
поверхности, % % 103,2 104,8 106,7 109,8
Кислород на 36,7- 123,5 44,8-107,6 82,5-125,5 68,5-115,7
дне, % 90,4 86,4 104,5 101,8
Примечание: числитель — пределы колебаний; знаменатель — среднее значение.
Даже небольшой набор физико-химических показателей морской среды, приведенный в табл. 1, дает возможность понять, что экологическая ситуация во внутреннем районе залива в начале 90-х, как и в первой половине 80-х гг., продолжала оставаться напряженной с характерными для эвтрофированных водоемов признаками нарушения кислородного режима и низкими величинами прозрачности вод. Более того, при детальном анализе данных обнаруживается, что во внешнем районе под влиянием выноса внутренних вод начинают усиливаться негативные эффекты, связанные, в частности, с повышением содержания кислорода в поверхностном слое и снижением его у дна.
По усредненным данным эта тенденция из-за небольших различий показателей выглядит недостаточно убедительно. Однако если принять во внимание, что за рассмотренный период произошло заметное смещение экстремальных значений содержания кислорода в сторону повышения в поверхностном и в сторону снижения в придонном слоях, сигнализирующее о нарастающей неустойчивости экологической обстановки во внешнем районе, то этот факт может послужить дополнительным аргументом в пользу высказанного утверждения.
Следует отметить, что наименьшие значения показателей прозрачности воды и содержания кислорода у дна во внешнем районе были зарегистрированы в июле 1991 г., когда в поверхностном слое вод на-
1039
блюдалось наибольшее распреснение и аномально высокое содержание кислорода. Значительное распреснение поверхностного слоя, прослеживаемое во внешнем районе залива, свидетельствует, что в формировании экологической ситуации активное участие принимают естественные процессы, которые нередко способствуют резкому обострению негативных тенденций антропогенной эвтрофикации вод, происходящих в заливе и выявленных нами в ходе наблюдений в 80-е гг.
Большое значение при оценке качества прибрежных вод придается изучению состояния гидробиологических объектов. В своих исследованиях мы основное внимание уделяем изучению структурно-функциональных параметров природного фитопланктона и популяций мизид.
Широкое использование в программах биомониторинга сообществ фитопланктона, как первичного звена трофической цепи, чутко реагирующего на изменения водной среды в реальных условиях, объясняется его важной ролью в жизни водоемов, а также сравнительной простотой и доступностью методов изучения его структурных и функциональных характеристик. Результаты наших исследований показали, что на фоне завуалированных, в межгодовом аспекте, колебаний физико-химических показателей изменчивость параметров природных фитоценозов выглядит более отчетливо и полностью подтверждает выводы, полученные при анализе абиотических данных (табл. 2).
Таблица 2
Изменение параметров фитопланктонного сообщества в Амурском заливе
Table 2
Change of parameters phytoplanktoni c community in the Amursky Bay
Внутренний район Внешний район
1981-1985 гг. 1991-1992 гг. 1981-1985 гг. 1991-1992 гг.
N, 0,1-15,4 0,2-43,3 0,1 — 3,2 0,2-49,6
млн. кл./л 1,9 8,0 0,7 5,3
d, 0,50-4,10 0,04-3,14 2,00-4,30 0,98-3,23
бит/кл. 2,45 2,06 2,70 2,19
п/д 3,3-3,8 4,0-37,9 1,9-3,7 0,1-76,2
3,6 13,4 2,8 25,9
Примечания. Числитель — пределы колебаний; знаменатель — среднее значение; N - численность фитопланктона; d - видовое разнообразие фитопланктона (индекс Шеннона); П/Д - продукционно-деструкционный показатель.
Как видно из данных табл. 2, значительное увеличение со временем численности и продуктивности фитопланктона наряду со снижением его видового разнообразия достаточно наглядно иллюстрирует продвижение процесса эвтрофикации из внутреннего района во внешний. Процесс развития эвтрофикации в Амурском заливе уже рассматривался нами ранее (Огородникова и др., 1997а, б), напомним лишь, что экстремального состояния ситуация достигла в июле 1991 г., когда под напором дождевых паводков значительная часть загрязненных вод была вынесена из внутреннего района, вызвав массовое "цветение" диатомового фитопланктона на всей его акватории. При этом во внешнем районе более напряженная ситуация складывалась у западного побережья залива, вдоль которого происходит основной вынос внутренних вод.
О постепенном усилении негативных эффектов во внешнем районе свидетельствовал целый ряд факторов, упоминавшихся в этой и предыдущих наших работах. В качестве дополнительной аргументации можно использовать еще и результаты анализа видового состава фитопланктонного сообщества, которые показали, что в течение 80-х гг., особенно во
1040
второй половине, обращала на себя внимание тенденция увеличения численности диатомовой микроводоросли Sceletonema costatum. Так, в июле ее доля в островном районе составляла: в 1982 г. — 18 % общей численности фитопланктона, в 1984 г. — 54 %, в 1987 — 62, а в 1991 достигла 97 %. Учитывая, что массовому развитию этой микроводоросли способствует повышение содержания в морской среде питательных веществ, она считается хорошим индикатором трофности водоемов. В этой связи нарастание ее численности хорошо ассоциируется с интенсификацией темпов эвтрофикации залива.
В 1992 г., судя по показателям состояния среды и фитопланктона, ситуация во внешнем районе несколько улучшилась, темпы эвтрофика-ции снизились и продолжали снижаться в последующие годы. Однако последствия наблюдавшейся экстремальной ситуации прослеживаются и до настоящего времени, проявляясь прежде всего в повышенной неустойчивости характеристик фитопланктона и некоторой интенсификации окислительных процессов, сопровождающихся снижением содержания растворенного в воде кислорода.
Биоиндикация дальневосточных прибрежных экосистем с помощью беспозвоночных началась в конце 70-х гг. с исследований эстуариев Си-хотэ-Алиня (Воскресенский и др., 1979). Исследователи выявили группы организмов, по-разному относящихся к количеству загрязнителей, и на этом основании выделили 5 стадий нарушения биоценоза. Обилие ми-зиды интермедии (Neomysis intermedia) служило показателем первой стадии нарушенности биоценозов эстуариев (Горкин, 1983).
Мизиды являются одной из наиболее подходящих групп ракообразных для изучения влияния загрязнения на морские прибрежные экосистемы. Они многочисленны и играют существенную роль в биогеоценозах шельфа, обладая высокими продукционными способностями и являясь важным компонентом пищи многих видов рыб.
Наши комплексные исследования прибрежных районов Амурского залива, выполняемые с 1982 г., показали эффективность изучения видового состава и размерно-функциональной структуры популяций мизид для сравнения качества вод различных акваторий (Черкашин, 1986; Черка-шин, Вейдеман, 1986; Вейдеман и др., 1987). Анализ получаемых материалов позволяет оценить изменение состояния вод и самих гидробионтов как в межгодовом аспекте, так и от съемки к съемке.
Наиболее значимым негативным эффектом воздействия загрязнения на мизид Амурского залива является сокращение их видового состава. В чистых внешних районах обнаружены рачки 6 видов, относящиеся к двум родам: Neomysis и Acanthomysis. По мере приближения к р.Раздольной, впадающей в кутовую часть залива, количество видов мизид уменьшалось (табл. 3). В 7 км от устья на самой загрязненной станции постоянно встречались лишь мизида удивительная (N. mirabilis) и мизида интермедиа. Представители рода Acanthomysis и N. sp. отлавливались только в менее загрязненных районах Амурского залива.
Сопоставление пространственной структуры популяций рачков этих видов с изменением уровней важнейших экологических факторов показало, что наибольшее влияние на распределение рачков рода Acanthomysis оказывала температура. Они в исследуемом районе отлавливались лишь в июне с повышением температуры воды до 11 оС. Рачки N. sp. встречались почти везде, за исключением наиболее загрязненной станции, с апреля по ноябрь. Незначительные различия температуры, солености и содержания взвешенных веществ на большинстве станций в 1982 и 1985 гг. позволили предположить зависимость встречаемости мизид рода Acan-
1041
thomysis и N. sp. от степени загрязнения (Черкашин, Вейдеман, 1986; Щеглов и др., 1988).
Таблица 3
Видовой состав и относительное обилие (%) мизид Амурского залива
Table 3
Specific community and relative abundance (%) opossum shrimps of the Amursky Bay
Вид Внутренний район Внешний район
Весна Лето Осень Весна Лето Осень
1982, 1983 гг.
Neomysis 29-75 14-100 78-97 60-69 20-89 31-60
mirabilis 49 61,4 85 64 56,5 50
N. intermedia 10-71 0-86 0-22 1-4 0-1 0
48,5 38,2 14 2,5 0,1
N. sp. 0-15 0-3 0-3 30-37 11-60 32-67
2,5 0,3 1,0 33,5 39,3 46,3
Acanthomysis 0 0 0 0 0-15 0
dybowskii 1,4
0-1 0,1 0-8 0,6
A. schrencki 0 0 0 0
A. sp. 0 0 0 0 0-7 0-9
2,1 3,7
1984, 1985 гг.
Neomysis 12-52 3-79 32-58 45-98
mirabilis 42,8 57,5 47,7 75,5
26-88 21-97 2-27 0
N. intermedia - -
57,2 42,5 9,6
N. sp. 0 0 32-56 2-40
- 42,7 20 -
Acanthomysis 0 0 0 0-13
dybowskii 2,5 0-3
A. schrencki 0 0 0 1 0-2
A. sp. 0 0 - 0 1 -
1991, 1992 гг.
Neomysis 11-98 0-25 100 7-95 45-92 0-66
mirabilis 60,5 6,3 50,2 69 33
2-89 39,5 75-100 93,7 0 0-5 1,3 0 0
N. intermedia
N. sp. 0 0 0 5-88 8-55 34-97
48,5 30,4 65,5
A. sp. 0 0 0 0 0-3 0-3
0,6 1,5
Примечание: числитель — пределы колебаний; знаменатель — среднее значение; прочерк — отсутствие наблюдений.
Наиболее четко данная зависимость прослеживалась на примере распространения рачков N. sp., которые многочисленны лишь на наиболее чистых станциях. Поскольку они отлавливаются на мелководье с ранней весны до поздней осени, в дальнейшем их обилие использовалось нами как один из показателей благополучия прибрежных экосистем. Учитывая повышенную чувствительность N. sp. ко многим загрязнителям, выявленную нами в экспериментах, этот вид был описан как N. sensoris sp. п.
— мизида чувствительная (Терновенко, 1989).
Широко распространенная в зал. Петра Великого мизида удивительная оказалась и наиболее массовым видом на большинстве станций.
1042
Даже в загрязненных районах она обычно встречалась в значительных количествах, что позволило исследовать нам структурные и функциональные характеристики данного вида в целях индикации состояния биоценозов.
Самым очевидным проявлением влияния загрязнения на мизиду удивительную оказался опережающий весенний нерест на трех ближайших к реке станциях. Этот факт не может объясняться лишь большей прогретостью вод данного участка Амурского залива, так как здесь вымет молоди наступает при 8 °С, в то время как на выходе из залива — при 11°С. Известно, что весной под влиянием загрязнения нерест гид-робионтов наступает раньше (Горяйнова и др., 1981).
Основными показателями качества вод в весенние месяцы являлись минимальные размеры яйценосных самок перезимовавшей генерации мизиды удивительной и длина самок, приступивших к первому нересту (Щеглов и др., 1988). По этим и другим показателям удалось выявить протяженность акватории, на которой отмечалось ускоренное развитие рачков. Вероятно, здесь сказывалось антропогенное воздействие. Следовательно, загрязнение Амурского залива привело не только к сокращению ареалов стенобионтных видов мизид, но и к ускоренному развитию эврибионтной мизиды удивительной.
Сравнение количества генераций и темпов прироста молоди этого вида выявило их большую зависимость от температуры воды, чем от степени загрязнения. Весной удавалось выявить различия между локальными группировками мизид внутренних и открытых вод Амурского залива по соотношению полов, яйценосных и отнерестившихся самок, максимальных размеров мизид, сроков нереста. Летом при выравнивании температуры на всех станциях происходит сглаживание различия в струк -турно-функциональных характеристиках популяции мизиды удивительной по всей исследуемой акватории. Варьирование плодовитости данного вида не свидетельствует об отрицательном воздействии загрязнения.
Таким образом, в целом мы не выявили отрицательных последствий воздействия р.Раздольной на популяцию эврибионтной мизиды удивительной в 1982-1985 гг. В то же время отмечалась пониженная чувствительность поведенческих реакций рачков из загрязненных районов Амурского залива (Терновенко, 1989). Однако для них характерна и большая устойчивость к воздействию цинка и распреснения. Эти факты свидетельствуют о значительной внутривидовой дифференциации между локальными группировками мизиды удивительной. Изучение структурно-функциональных характеристик данного эврибионтного вида позволило оценить состояние биоценозов не только по отсутствию в них чувствительных видов, но и по тем биологическим процессам, которые происходят в загрязненных районах. Кроме того, для оценки функционирования экосистемы нами были использованы устойчивые организмы, что позволило более полно описать антропогенное воздействие на гид-робионтов.
Все же наиболее убедительным показателем нарастания отрицательного влияния загрязнения на мизид Амурского залива является сокращение видового состава рачков в кутовой части. В 1984-1985 гг. здесь встречались лишь представители двух эврибионтных видов (табл. 3). В открытых прибрежных водах сократилась численность мизид рода Acanthomysis, но увеличилась доля мизиды интермедии, особенно весной 1985 г. Сравнение относительного обилия индикаторных видов рачков в годы с сопоставимой интенсивностью речного стока также выявило ухудшение состояния экосистем (Черкашин, 1986).
1043
Ситуация в Амурском заливе в начале 90-х гг. стала значительно хуже, по сравнению с периодом исследований 1982-1985 гг. Количество видов на станциях в открытой части залива достигало всего 4, а в кутовой
— 1-2 (табл. 3). Относительное обилие мизиды чувствительной, обычно многочисленной в чистых прибрежных районах, составляло весной и летом иногда лишь 5-8 % даже в открытых водах. В кутовой части этот вид и представители рода Acanthomysis в 1991-1992 гг. вообще не были обнаружены.
Наиболее неблагоприятная ситуация сложилась летом 1991 г. Помимо минимальной численности мизиды чувствительной в открытой части залива, относительное обилие мизиды интермедии в кутовой части составило 100 %, т.е. здесь в это время не удалось обнаружить даже эврибионтную мизиду удивительную. Это не может объясняться лишь распреснением, так как в предыдущие годы низкая соленость отмечалась и на других станциях, но мизида удивительная всегда присутствовала в пробах. Численность мизиды интермедии в рассматриваемый период значительно снизилась по сравнению с предыдущими годами исследований. Следовательно, летом 1991 г. ситуация в кутовой части Амурского залива была крайне неблагоприятной. Отрицательное влияние загрязнения прослеживалось на всех исследованных нами станциях. Летом доля самцов в популяции мизиды удивительной была значительно ниже, чем в 19821985 гг. Вероятно, размножение этого вида было подавлено даже в открытом районе. Поскольку мизида удивительная эвригалинна, остается предположить отрицательное влияние на ее размножение загрязненности вод. Сопоставление распределения мизиды чувствительной с изменением уровней важнейших экологических факторов (температурой, соленостью, взвешенными веществами) позволило заключить, что на пространственную структуру данного вида отрицательное влияние также оказывало загрязнение, причем в большей степени, чем в 1982-1985 гг.
В 1992 г. состояние популяций мизид Амурского залива несколько улучшилось. Хотя мизида чувствительная и представители рода АсапШ-omysis так и не были обнаружены в кутовой части залива, но здесь вновь стала многочисленной мизида удивительная. А на приостровной акватории по-прежнему наблюдалось отставание развития популяции данного вида по сравнению даже с ближайшей станцией на противоположной стороне залива, очевидно, связанное с эвтрофированием вод северо-западной части Амурского залива.
Таким образом, комплексный анализ показателей свидетельствует, что изменение состояния прибрежных вод во внешнем районе залива в определенной мере отражает ситуацию, наблюдавшуюся в его внутренней части. В то же время из развития событий во внутреннем районе в течение последнего десятилетия явствует, что в разбалансированных эвтро-фикацией прибрежных экосистемах существует возможность более глубоких изменений. В этой связи развитие сапрофитного бактериопланк-тона и участившиеся случаи обнаружения санитарно-эпидемиологической службой на локальных участках внутренней акватории Амурского залива заметного увеличения роста вирулентных штаммов микроорганизмов (Шульгина, 1995), а также постепенного расширения зараженных площадей можно рассматривать как серьезное предупреждение об активизации процесса качественных перестроек в прибрежных экосистемах.
Закономерность происходящего становится очевидной, если учесть, что увеличение сапробности водоема — одно из негативных последствий эвтрофикации, а наличие благоприятных условий для развития сапро-
фитного бактериопланктона не исключает стимулирования роста и патогенных микроорганизмов (Герлах, 1985).
Рассматривая возможность проникновения этих негативных последствий на акваторию внешнего района, можно заметить, что наиболее подверженной влиянию в этом отношении представляется нам его западная, материковая, часть. Вероятность возникновения нежелательных эффектов здесь заметно возрастает, благодаря распространению вдоль этого побережья основного потока внутренних вод залива, способствующего расширению зоны эвтрофикации.
В литературе приводятся случаи "цветения" воды у юго-западного побережья, вызванного массовым развитием потенциально опасных для морских гидробионтов микроводорослей, ранее малочисленных или вообще не встречавшихся в заливе видов, образующих "красные приливы" (Симакова и др., 1990; Стоник, 1999). Образовавшиеся скопления микроводорослей под воздействием ветра и поверхностных течений могут затем разноситься по заливу на большие расстояния. В весенний период конца 80-х - начала 90-х гг. дрейфующие по поверхности красно-оранжевые пятна, полосы и даже поля, возникающие при массовом развитии ночесветки (Noctiluca miliaris), неоднократно наблюдались в ходе наших исследований на акватории внешнего района и рассматривались нами как один из признаков усиления его эвтрофикации (Огородникова и др., 1997а).
Неплохие результаты были получены и при диагностике состояния прибрежных вод Славянского залива. Исследования в заливе, проводившиеся в теплый период (апрель-сентябрь) 1986-1988 гг. показали, что на его акватории существуют большие проблемы, ассоциируемые с влиянием загрязнения.
Славянский залив является водоемом третьего порядка. Он входит в состав Амурского залива, вдаваясь в южную часть его северо-западного побережья. Основной источник распреснения залива — р.Брусья, впадающая в кутовую часть. Величина речного стока играет существенную роль в формировании местной циркуляции на поверхности залива, прежде всего в его кутовой части, а также определяет степень развития плот-ностной стратификации вод, являющейся серьезным препятствием для их вертикального перемешивания. Относительная изолированность залива затрудняет свободный водообмен, а обилие минеральных и органических веществ, поступающих с материковым и хозяйственно-бытовыми стоками, вносит существенный вклад в обострение экологической обстановки в заливе.
Как показали результаты первого года исследований, самым уязвимым звеном в цепи абиотических факторов оказался кислородный режим. Относительное содержание кислорода в поверхностном слое большую часть времени было выше нормы. Особенно значительное перенасыщение кислородом (до 130-150 %) отмечалось осенью, что хорошо согласовывалось с массовым развитием фитопланктона и активизацией фотосинтеза. Характерной чертой кислородного режима в придонном слое, на глубине 3-5 м, в летне-осенний период было недонасыщение, свидетельствующее о преобладании окислительных процессов. Наиболее сложная ситуация при этом сложилась в кутовой части, где она приобрела характер длительной гипоксии, когда содержание кислорода у дна на мелководье достигло критического значения (70 % насыщения) и удерживалось в течение трех месяцев, охватив не только придонные, но и поверхностные слои. Кроме того, в бухте Славянка, загрязненной техно-
1045
генными стоками судоремонтного завода, в августе был зарегистрирован случай глубокой гипоксии, когда у дна относительное содержание кислорода снизилось до 36,5 % от насыщения. Основная причина нарушения кислородного режима связана с загрязнением залива и наличием плотностной стратификации вод в летне-осенний период.
Возможность случаев значительного нарушения кислородного режима, отмеченного в ходе наблюдений 1986 г., позволила высказать предположение о наличии неустойчивого состояния прибрежных районов Славянского залива, когда даже умеренное загрязнение может привести к формированию у дна анаэробных или близких к ним ситуаций.
Результаты исследований двух последующих лет показали справедливость высказанного предположения на основе диагноза, установленного по данным наблюдений 1986 г. Тенденция к возникновению случаев значительного перенасыщения (на 20-30 %) вод кислородом наряду с заметным истощением кислородного резерва в придонном слое прослеживалась в наблюдениях 1987-1988 гг. Более того, обстановка осенью 1988 г. в ряде мест залива достигла критического уровня и вследствие асфиксии привела к массовым заморам. Только на выходе из залива, благодаря более свободному водообмену, значительных нарушений кислородного режима не наблюдалось.
Анализируя результаты наблюдений за изменением характеристик фитопланктонного сообщества, мы пришли к выводу, что они оказались менее показательными. По-видимому, сказались относительно небольшие размеры залива и наличие внутренней циркуляции вод замкнутого или полузамкнутого типа. За период исследования численность фитопланктона изменялась синхронно (от 0,05 до 5,5 млн. кл./л) и в пределах месяца на всех станциях имела значения примерно одного порядка. В целом прослеживалась тенденция к небольшому снижению индекса видового разнообразия фитопланктона в локальных местах, где имелись источники техногенного загрязнения. Так, индекс Шеннона в кутовой части составил в среднем за период 2,7, в бухте Славянка колебался от 2,2 до 2,4, а на выходе из залива увеличивался до 3,0 бит/кл.
Величина продукционно-деструкционного показателя свидетельствовала о преобладании в июле-сентябре продукционных процессов над деструкционными, причем в межгодовом аспекте прослеживалась тенденция к постепенному увеличению продукции. При этом обращало на себя внимание, что первичная продукция в бухте Славянка была примерно в 2 раза ниже, чем в других местах залива, а увеличение величины продукционно-деструкционного показателя в отдельных случаях было связано с подавлением деструкционных процессов.
Изучение состояния Славянского залива по видовому составу и структурным характеристикам популяций мизид не выявило существенного сокращения количества видов мизид в бухте Славянка, подверженной максимальному антропогенному воздействию. Однако впервые за период мониторинга состояния прибрежных экосистем в августе 1986 г. здесь вообще не обнаружено мизид, на фоне относительно благополучного состояния популяций этих ракообразных в других районах залива. Пространственная структура популяций выделенных нами ранее видов-индикаторов оказалась наиболее показательным параметром для оценки экологического состояния исследуемых акваторий. Анализ их относительного обилия выявил изменение экологической ситуации как в межгодовом аспекте, так и от съемки к съемке. Лучшим показателем состояния прибрежных акваторий являлось относительное обилие стено -
1046
бионтной мизиды чувствительной. Например, минимальное количество мизиды чувствительной (менее 7 %) в летние месяцы 1986-1987 гг. и ее отсутствие в июле 1988 г. во внутренних районах Славянского залива свидетельствовало о напряженной экологической ситуации.
Численное преобладание этого вида характерно для лета и осени на выходе из залива. Во внутренних районах залива отмечен более ранний весенний нерест наиболее многочисленной мизиды удивительной, так же как и во внутренних загрязненных районах Амурского залива.
Сопоставляя результаты исследований 1986-1987 и 1988 гг., необходимо отметить усиление экологической напряженности во внутренних районах Славянского залива. Максимальное обилие мизиды чувствительной здесь сократилось с 35 и 96 % весной и осенью до 1 %. В июле 1988 г. данный вид обнаружен лишь на выходе из залива. В сентябре 1988 г. во внутренних районах залива севернее бухты Миноносок отмечен массовый замор ракообразных.
Таким образом, рассмотренные примеры показывают, что совокупность физико-химических и гидробиологических показателей довольно наглядно отражает реальную ситуацию, наблюдаемую в прибрежье. Значительная естественная вариабельность исследуемых характеристик определяет необходимость проведения многолетних наблюдений и сравнения полученных результатов для акваторий, испытывающих различную степень антропогенной нагрузки.
Повышению достоверности данных способствуют наблюдения за изменением интегральных откликов планктонных сообществ, характеризующих их равновесие и устойчивость, выражающиеся, в частности, в форме нарушения темпов и соотношения процессов продуцирования и деструкции органического вещества, снижения индекса видового разнообразия, смены доминантных видов в биоценозе, аномалий динамики растворенного кислорода и других случаев экологической нестабильности. Выявленные при исследовании негативные тенденции в функционировании планктонных сообществ могут служить основанием для предположений о возможном развитии событий в будущем в пределах водоема и прилегающих к нему акваторий.
Вместе с тем, не умаляя достоинств рассмотренного метода, заметим, что его применение в качестве составного блока в общем комплексе исследований, включающих изучение источников загрязнения, мест, объема и качественного состава попадающих в водоем сбросов сточных вод, наличие загрязняющих веществ в прибрежной зоне и сочетание полевых наблюдений с лабораторными экспериментами, является наиболее эффективным.
Литература
Айверсон РА. Использование биологических индикаторов для мониторинга загрязнения морской среды // Человек и биосфера. - 1979. - Вып. 3.
- С. 75-85.
Брагинский Л.П. Биопродукционные аспекты водной токсикологии // Гид-робиол. журн. — 1988. - Т. 24, № 3. - С. 74-83.
Брызгало В.А., Косменко Л.С., Ткаченко Т.Б., Попадьин Б.Г. Биоиндикация устойчивости водных экосистем по отдельным функциям планктонных сообществ // Методы биоиндикации и биотестирования природных вод. - Л.: Гид-рометеоиздат, 1989а. - С. 60-84.
Брызгало В.А., Соколова Л.П., Бражникова Л.В. Пути развития гидробиологического контроля поверхностных вод // Методы биоиндикации и биотестирования природных вод. - Л.: Гидрометеоиздат, 1989б. - С. 216-261.
Вейдеман Е.Л., Черкашин С.А., Щеглов В.В. Комплексные исследования воздействия загрязнения на морские прибрежные экосистемы // Тр. ДВНИИ: Вопросы мониторинга природной среды. — 1987. — Вып. 131. — С. 30-40.
Воскресенский А.К., Горкин И.Н., Кузнецова Т.Ю. Рыбы и беспозвоночные как индикаторы нарушения экосистем рек и эстуарий восточного Сихотэ — Алиня // 14-й Тихоокеанский научный конгресс. Комитет А. — Хабаровск, 1979.
— С. 87 — 89.
Герлах С.А Загрязнение морей. Диагноз и терапия. — Л.: Гидрометео — издат, 1985. — 263 с.
Горкин И.Н. Рыбы и бентос как индикаторы загрязнения речных и эсту— арных экосистем лососевых рек тяжелыми металлами // Экологические аспек — ты химического и радиоактивного загрязнения водной среды: Сб. науч. тр. — М.: ВНИРО, 1983. — С. 80 — 85.
Горяйнова Л.И., Громов В.В., Костюченко Л.П. и др. Эколого-биоценоти — ческая характеристика акватории вод Новороссийской бухты // Тез. докл. 4-го съезда ВГБО. — Киев, 1981. — № 3. — С. 14—15.
Израэль Ю.А, Цыбань А.В. Проблемы мониторинга экологических последствий загрязнения океана. — Л.: Гидрометеоиздат, 1981. — 58 с.
Кожова О.М., Павлов Б.К. Биологический мониторинг Байкала // Приемы прогнозирования экологических систем. — Новосибирск: Наука, 1985. — С. 4 — 8.
Левин В.С., Коробков В.А Экология шельфа: проблемы промысла донных организмов. — СПб.: Элмор, 1998. — 224 с.
Михайловский Г.Е. Описание и оценка состояний планктонных сообществ.
— М.: Наука, 1988. — 214 с.
Нельсон-Смит А. Нефть и экология моря. — М.: Прогресс, 1977. — 302 с.
Огородникова А.А., Вейдеман Е.Л., Нигматулина Л.В., Силина Э .И. Оценка влияния антропогенной нагрузки на биоресурсы Амурского залива // Водные ресурсы. — 1997а. — Т. 24, № 5. — С. 624 — 629.
Огородникова АА, Вейдеман Е.Л., Силина Э.И., Нигматулина Л.В. Воз — действие береговых источников загрязнения на биоресурсы залива Петра Великого (Японское море) // Изв. ТИНРО. — 1997б. — Т. 122. — С. 430 — 450.
Патин С.А. Влияние загрязнения на биологические ресурсы и продуктивность Мирового океана. — М.: Пищ. пром-сть. — 1979. — 304 с.
Песенко Ю.Г. Принципы и методы количественного анализа в фаунисти — ческих исследованиях. — М.: Наука, 1982. — 287 с.
Попов П.Л., Попова П.А Оценка состояния водных экосистем методами ихтиоиндикации // Сиб. экол. журн. — 1995. — Т. 2, № 6. — С. 536 — 539.
Пых Ю.А, Малкина-Пых И.Г. Об оценке состояния окружающей среды. Подходы к проблеме // Экология. — 1996. — № 5. — С. 323 — 329.
Руководство п о методам гидробиологического анализа п оверхностных вод и донных отложений / Под ред. В.А.Абакумова. — Л.: Гидрометеоиздат, 1983.
— 239 с.
Сапожников В.В. Экологическое состояние прибрежной зоны Черного моря // Экология прибрежной зоны Черного моря: Сб. науч. тр. — М.: ВНИРО, 1992.
— С. 4—17.
Секи X. Органические вещества в водных экосистемах. — Л.: Гидроме — теоиздат, 1986. — 200 с.
Симакова Н.К., Орлова Т.Ю., Селина М.С. “Красный прилив", вызванный рафидиевой водорослью Chattonella sp., в Амурском заливе Японского моря // Биол. моря. — 1990. — № 5. — С. 77 — 78.
Стоник И.В. Фитопланктон Амурского залива (Японское море) в условиях евтрофирования: Автореф. дис.... канд. биол. наук. — Владивосток, 1999. — 26 с.
Терновенко В.А. Биотестирование морской среды с помощью поведен —
ческих реакций ракообразных: Автореф. дис.... канд. биол. наук. — Севастополь,
1989. — 24 с.
Федоров В.Д. Устойчивость экологических систем и ее измерение // Изв. АН СССР. Сер. биол. — 1974. — № 3. — С. 402 — 415.
Федоров В.Д. Загрязнение водных экосистем (принципы изучения и оценки действия) // Самоочищение и биоиндикация загрязненных вод. — М.: Наука, 1980. — С. 21 — 38.
Федоров В.Д. Актуальное и неактуальное в гидробиологии // Биол. науки.
- 1987. - № 8. - С. 6-26.
Хоружая Т.А, Шляхова H.A., Слуцкая Н.В. и др. Биоиндикация качества поверхностных вод в системе ОГСНК // Методы биоиндикации и биотестирования природных вод. — Л.: Гидрометеоиздат, 1989. — С. 5-59.
Христофорова Н.К. Биоиндикация и мониторинг загрязнения морских вод тяжелыми металлами. - Л.: Наука, 1989. - 192 с.
Цыбань А.В. Гидробиологические проблемы загрязнения морской среды // Тез. докл. 4-го съезда ВГБО. - Киев, 1981. - № 3. — С. 55-56.
Черкашин С.А. Комплексная оценка воздействия загрязнения на морские прибрежные экосистемы // Тез. докл. симп. специалистов стран-членов СЭВ.
- М., 1986. - С. 144.
Черкашин С.А., Вейдеман Е.Л. Мониторинг загрязнения морских прибрежных вод по гидробиологическим показателям // Тез. докл. Всесоюз. совещ. “Охрана природной среды морей и устьев рек". - Владивосток, 1986. - Т. 1. -С. 18-20.
Шульгина Л.В. Научное обоснование летальности процессов стерилизации консервов из морских гидробионтов: Автореф. дис.... докт. биол. наук. — М., 1995. — 42 с.
Щеглов В.В., Черкашин С.А., Вейдеман Е.Л., Ковековдова Л.Т. Натурные исследования состояния и последствий загрязнения морских прибрежных вод // Рациональное использование природных ресурсов океана: Тез. докл. 2-го Тихоок. симпоз. по морским наукам. — Владивосток: ТОЙ ДВО АН СССР, 1988.
- С. 96-97.
Depledge M.H., Aagaard A., Györkös P. Assessment of trace metal toxicity using molecular , physiological and behavioural biomarkers // Mar. Pollut. Bull. — 1995. - Vol. 31, № 1-3. - P. 19-27.
Поступила в редакцию 21.08.2000 г.
