Оценка качества воды и донных отложений каскада водохранилищ реки Волга по показателям токсичности и химического состава Текст научной статьи по специальности «Науки о Земле и смежные экологические науки»

Труды ИБВВ РАН, 2018, вып. 81(84)

УДК 614.77:556.535.6:574.64

Transactions of IBIW RAS, 2018, issue 81(84)

ОЦЕНКА КАЧЕСТВА ВОДЫ И ДОННЫХ ОТЛОЖЕНИИ КАСКАДА

ВОДОХРАНИЛИЩ РЕКИ ВОЛГА ПО ПОКАЗАТЕЛЯМ ТОКСИЧНОСТИ И

ХИМИЧЕСКОГО СОСТАВА

И. И. Томилина, М. В Гапеева, Р. А.Ложкина

Институт биологии внутренних вод им. И.Д. Папанина Российской академии наук, 152742 пос. Борок, Ярославская обл., Некоузский р-н, e-mail: [email protected]

Дана оценка качества воды и донных отложений каскада водохранилищ р. Волга с использованием методов биотестирования. Определены уровни содержания тяжелых металлов и редкоземельных элементов в воде и донных отложениях. Проведён анализ зависимости между параметрами токсичности и показателями химического состава.

Ключевые слова: р. Волга, вода, донные отложения, биотестирование, токсичность, тяжелые металлы, редкоземельные элементы.

DOI: 10.24411/0320-3557-2018-1-0015

ВВЕДЕНИЕ

Обобщающие работы, в которых вся Волга рассматривалась бы как единая экологическая система, в настоящее время практически отсутствуют. Единственные исследования современного экологического состояния и гидрохимического режима всей реки Волга и ее водохранилищ были выполнены Институтом водных проблем РАН совместно с Институтом океанологии РАН в 2009 и 2011 гг. Было показано, что от истока к устью происходит значительная трансформация химического состава воды [Дебольский и др., 2011a (Debol'skij et al., 2011a)].

Географическая зональность в волжском каскаде проявляется в снижении цветности, перманганатной окисляемости, увеличении минерализации воды, общей жёсткости. Повышенные значения БПК5 свидетельствуют о высокой органической нагрузке реки [Деболь-ский и др., 2011б (Debol'skij et al., 2011b)]. Монотонность изменений нарушается на участке Средней Волги, принимающем воды крупнейших притоков - Оки и Камы - и испытывающем по мнению ряда авторов наибольшее антропогенное воздействие [Минеева, 2007 (Mineeva, 2007); Левин, 2014 (Levin, 2014)].

Для полноценного эколого-токсикологи-ческого мониторинга речь должна идти не только о качестве воды, но и об оценке степени токсической загрязненности всей водной экосистемы в целом с учетом ее подразделения на три взаимосвязанных подсистемы: воды, донных отложений (ДО) и гидробионтов. Т.е. эколого-токсикологическое состояние водоема определяется тремя взаимно обусловленными процессами: 1) масштабами и составом поступающих в него загрязнений; 2) взаимодействием воды и грунтов; 3) миграцией и трансформацией токсикантов в сообществах водоема,

включая процессы накопления в гидробионтах [Брагинский, 1985 (Braginskij, 1985)]. Поэтому оценка качества элементов экосистемы водоёма имеет важное значение как для гидробионтов, так и для человека.

Важность контроля токсичности ДО признана специалистами и природоохранными службами во всем мире. В нашей стране оценка качества ДО, как правило, ограничивается определением уровня содержания загрязняющих веществ. Вместе с тем необходимость использования биологических методов для экспрессного обнаружения изменений состояний пресноводной среды возрастает. Определение интегральной токсичности компонентов окружающей среды методами биотестирования является неотъемлемой частью оценки состояния природных и антропогенно трансформированных систем [Гуревич, 2002 (ОигеуюЬ, 2002)]. Сочетание данных химического анализа и исследования ответных реакции живых организмов позволяет глубже охарактеризовать территорию: установить причинно-следственные связи между антропогенным воздействием и наблюдаемыми откликами, определить устойчивость экосистемы, прогнозировать дальнейшее развитие и состояние района исследования [Олькова, 2014 (О1'коуа, 2014)]. Результаты биотестирования позволяют учесть не только токсичность смеси веществ, накопленных в ДО, но и отражают концентрации биологически доступных форм соединений.

Ранее оценку токсичности воды и донных отложений на отдельных участках водохранилищ реки Волги методами биотестирования проводили на Рыбинском [Баканов и др., 2000 (Васапоу ег а1., 2000); Флеров и др., 2000 Шегоу ег а1., 2000); Томилина и др., 2011 (ТошШпа ег а1., 2011)], Горьковском [Марчен-

ко, 2016 (Marchenko, 2016)] и Куйбышевском [Степанова и др., 2004 а, б (Stepanova et al., 2004 a, b); Латыпова и др., 2002 (Latypova et al., 2002)] водохранилищах.

Цель настоящей работы - определить уровни содержания тяжелых металлов и ред-

МАТЕР

Пробы воды и ДО отбирали в ходе комплексной экспедиции в период с августа по сентябрь 2015 года на Иваньковском, Угличском, Рыбинском, Горьковском, Чебоксарском, Куйбышевском и Саратовском водохранилищах. Всего было отобрано 73 пробы воды и 72 - ДО. Станции наблюдений в основном были приурочены к затопленному руслу Волги, устьям рек, впадающих в водохранилище и городам с различной антропогенной нагрузкой.

Интегральные пробы воды отбирали батометром Рутнера. Воду фильтровали через обеззоленные фильтры белая лента. Для определения концентраций тяжелых металлов (ТМ) 50 мл отфильтрованной воды помещали в центрифужные пробирки и подкисляли до 0.1 н по азотной кислоте. Для проведения биотестирования отфильтрованную воду наливали в пищевые пластиковые бутылки объемом 0.5 л под плотно завинчивающуюся крышку для исключения попадания кислорода и до начала биотестирования хранили в холодильнике при температуре +2-+4°С.

Для отбора проб ДО использовали модифицированный дночерпатель Экмана-Берджи (ДАК-250) с площадью захвата 1/40 м2. Поверхностный слой ДО отбирали в 3-х повторностях. Высота колонки составляла 710 см. Затем интегральную пробу тщательно перемешивали, убирали крупную гальку, растительные остатки, живую и мертвую дрейс-сену и хранили в холодильнике в герметичных пластиковых пакетах при температуре +2-+4оС.

Для определения общих форм ТМ ДО сушили на воздухе, пересыпали в бюксы и просушивали в сушильном шкафу в течение 23-х часов при температуре 1050С до постоянной массы. Навеску 0.3-0.5 г помещали в теф-лоновые автоклавы и подвергали мокрому озолению с использованием 3 мл 65% азотной кислоты (Merck осч) и 3 мл 30% перекиси водорода (осч) в микроволновой печи Speed Wave MWS-3+ согласно рекомендуемой программе: экспозиция 45 минут при температуре 140°С. Затем фильтровали и доводили до метки 25 мл водой, очищенной в установке Distillacid. Концентрации ТМ и РЗЭ определя-

коземельных элементов в воде и донных отложениях по каскаду водохранилищ р. Волга, оценить токсичность воды и донных отложений методами биотестирования и выявить зависимости между параметрами токсичности и показателями химического состава.

[ И МЕТОДЫ

ли на приборе ICP MS ELAN DRC-e Perkin Elmer SCIEX с использованием внутреннего стандарта In [Taylor, 2001]. Для сравнения многолетней динамики содержания ТМ в ДО определяли их концентрации в коллекционных образцах ДО, отобранных в разные годы по всему каскаду водохранилищ, на атомно-абсорбционном спектрофотометре AAC-3.

Для приготовления водной вытяжки донных отложений (ВВДО) 100 г ДО заливали 400 мл отстоянной водопроводной водой и полученный раствор активно аэрировали в течение 3 ч. Затем его отстаивали, центрифугировали при 2000 об/мин и фильтровали через обеззоленные фильтры белая лента для дальнейшего определения ТМ и биотестирования [Щербань, 1994 (Shcherban', 1994)]. Концентрации ТМ на момент постановки опыта измеряли на масс-спектрометре с индуктивно связанной плазмой.

Биотестирование проб воды и ВВДО проводили на лабораторной культуре Ceriodaphnia dubia Richard, 1894 (C. affinis, Lillijeborg, 1862) [Определитель зоопланктона..., 2010 (Opredelitel' zooplanktona..., 2010)] в соответствии со стандартной методикой [Методика определения токсичности., 2007 (Metodika opredeleniya toksichnosti..., 2007)]. Генетически однородных рачков в первые сутки от рождения рассаживали в стаканчики с 15 мл исследуемой воды по 1 экз. в каждый и наблюдали до вымета 3-х пометов на одну самку. В ходе эксперимента животных кормили раз в два дня зелеными водорослями Chlorella vulgaris Beij., 1890 в концентрации 250300 тыс. кл/мл в момент смены среды [Методика определения токсичности., 2007 (Metodika opredeleniya toksichnosti., 2007)]. Поддерживали оптимальные условия среды: температуру воды - 21±3оС, рН 7.5-8.0, растворенный кислород - на уровне насыщения, световой режим при освещении лампами дневного света - 16 ч свет: 8 ч ночь. Контрольную группу тест-животных содержали в аналогичных условиях в отстоянной водопроводной воде. Учитывали гибель в течение 48 ч. и на момент завершения эксперимента, среднее число пометов и новорожденных особей на 1 самку. Гибель рачков более 20% за время

эксперимента, достоверное снижение плодовитости по сравнению с контролем, а также ее увеличение более чем на 30% рассматривали как проявление хронического токсического действия.

В качестве тест-организма при биотестировании цельных ДО использовали лабораторную культуру комара-звонца Chironomus riparius Meigen, 1804 [Ingersoll, Nelson, 1990]. Опыты проводили в двух повторностях в чашках Петри без смены среды. В каждую чашку помещали 30 г ДО и 30 личинок длиной 3-5 мм из одновозрастной популяции. Токсичность ДО оценивали по изменению смертности, линейных размеров личинок Ch. riparius после 20-суточной экспозиции. Величина 20% была

принята за естественный отход животных, гибель > 20% считали проявлением токсического эффекта [Константинов, 1958 (Ко^гапйпоу, 1958)]. В ходе опытов поддерживали оптимальные условия среды: температуру 20±20С, рН 7.8-8.0, содержание кислорода 6.0-7.5 мг/л. Животных кормили суспензией кормовых дрожжей. Фоновым контролем служили ДО устья р. Сутки, притока Рыбинского водохранилища.

Данные представляли в виде средних значений и их ошибок (х±8Е). Достоверность различий оценивали методом дисперсионного анализа (ANOVA, LSD-тест) при уровне значимости р < 0.05[вока1, ЯоЬЩ 1995].

РЕЗУЛЬТАТЫ ИССЛЕДОВАНИЯ И ИХ ОБСУЖДЕНИЕ

Уровень загрязнения воды может быстро изменяться в зависимости от режима источников загрязнения и гидродинамических процессов. ДО более инертны по своим характеристикам, что позволяет исследовать долговременные процессы аккумуляции, трансформации и перераспределения загрязняющих веществ в них. Химический состав ДО несет информацию о природной и техногенной составляющей загрязнения за длительный период времени [Бакаева и др., 2009 (Вакаеуа ег а1., 2009)]. Благодаря своей способности аккумулировать многие неорганические и органические соединения ДО представляют собой одновременно мощный фактор самоочищения и вторичного загрязнения водоема [Степанова, 2014 ^ерапоуа, 2014)]. Уровень загрязнения ДО является одной из наиболее объективных и надежных характеристик состояния водоема. Процесс накопления ТМ в ДО и их удаление -важный механизм регулирования содержания этих элементов в водной среде, влияющий на продуктивность водных экосистем и качество воды в них [Накашоп, 1980].

Первые детальные исследования химического состава водохранилищ реки Волги с определением содержания приоритетных загрязнителей были проведены сотрудниками ИБВВ РАН в 1975 г. В таблице 1 представлены данные по содержанию общих форм ТМ в ДО по каскаду водохранилищ за период исследований с 1975 по 2015 гг.

Современная практика экологического контроля базируется в значительной степени на нормативном подходе, предусматривающем сопоставление измеряемых показателей с соответствующим допустимым значением. В настоящее время в Российской Федерации отсут-

ствуют утвержденные нормативы содержания загрязняющих веществ в ДО. Их роль не учитывается при разработке ПДК, хотя неоднократно предпринимались попытки установить методические основы нормирования загрязнения ДО [Нормативы и критерии оценки..., 1996 (Normativy i kriterii ocenki..., 2006; Временное методическое руководство., 2002 (Vremennoe metodicheskoe rukovodstvo., 2002)]. Поэтому для сравнения установленных концентраций металлов в ДО водохранилищ Волги с допустимыми применяли нормативы, принятые в некоторых странах [MacDonald et al., 2000, Deckere et al., 2000], фоновые концентрации [Тихомирова, Марков, 2009 (Tihomirova, Markov, 2009); ttapman et al., 1998] и региональный норматив для водных объектов г. Санкт-Петербург [Нормативы и критерии оценки..., 1996 (Normativy i kriterii ocenki..., 1996)].

При сравнении установленных концентраций с допустимыми уровнями обнаружено их превышение за все года наблюдений для Ni, Cu, Zn, Cr по всему каскаду водохранилищ (табл. 1). Самые высокие концентрации наиболее значимых в экологическом отношении ТМ, за исключением марганца и никеля, были обнаружены в ДО Иваньковского водохранилища, марганца и никеля - Куйбышевском. Для Саратовского водохранилища зарегистрированы самые низкие средние концентрации общих форм всех перечисленных выше ТМ. Несмотря на влияние ряда организованных источников поступления загрязняющих веществ установлено, что за последние 30 лет содержание общих форм ТМ в ДО вниз по течению р. Волги имеет общую тенденцию к снижению, что особенно заметно для Сd (в 7.3, 5 и 16 раз в

Иваньковском, Угличском и Рыбинском водохранилищах соответственно), Си (6.2 в Иваньковском), Zn (3.7, 4.6 и 5.3 раз в Рыбинском, Угличском и Иваньковском). Содержание Pb снизилось в 4.4-4.8 раз в Горьковском и Саратовском водохранилищах (табл. 1). Такое изменение может быть связано как с внутриво-доемными процессами (самоочищение), так и с уменьшением антропогенного влияния: снижением промышленного производства и объемов сброса сточных вод. Известно, что темпы спада производства в 2008 г. составили по отношению к 1991 г. - 38%, 1993 - 73%, 1996 -51 % [Болгов и др., 2008 (Бо^ et а1., 2008)].

В 2015 г. наибольшие концентрации, превышающие нормативы, принятые в Бельгии, зарегистрированы для Сг, №, Си и Zn на станциях Иваньковского водохранилища: оз. Видогощь, Свердлово, и от станции Корчева к приплотинному участку вниз по течению. Для остальных водохранилищ отмечено превышение по & и №. В Рыбинском водохранилище это станции Всехсвятское, Волково, Коприно, Каменники, Горьковском- от г. Плес до при-плотинного участка, за исключением станции Юрьевец, Куйбышевском - участок от Камского устья до Новоульяновска включительно, Саратовском- станция разлив у Приволжья.

Максимальные средние концентрации суммы РЗЭ в ДО отмечены для Иваньковского водохранилища, при этом максимальное значение суммы зарегистрировано в Куйбышевском, минимальное - Саратовском водохранилищах (табл. 1).

Сравнивая загрязнение водохранилищ ТМ в 2015 г. c уровнями, рекомендованными EPA, США (табл. 2), можно заключить, что по содержанию хрома в ДО, Иваньковское, Угличское, Рыбинское и Саратовское водохранилища относятся к относительно загрязненным, Горьковское, Чебоксарское и Куйбышевское -сильно загрязненным. По уровню загрязнения ДО цинком Иваньковское водохранилище относится к сильно загрязненным, остальные - к относительно загрязненным, за исключением Саратовского. По содержанию кадмия и свинца в ДО все исследованные водохранилища можно считать незагрязненными, за исключением Pb в Угличском водохранилище по данным 2014 г. [Гапеева, Законнов, 2016 (Gapeeva, Zakonnov, 2016)].

Анализ данных показал, что средние концентрации ТМ в ВВДО водохранилищ изменяются в небольшом диапазоне и между собой практически не различаются. В Иваньков-

ском водохранилище зарегистрированы как максимальные концентрации Си и Zn, так и самые высокие средние значения этих металлов (табл. 3).

Уровни содержания общих растворенных форм металлов в воде Волжских водохранилищ не превышали санитарно-гигиенические нормы для водоемов хозяйственно-питьевого и культурно-бытового водопользования (табл. 4.). Рыбохозяйственные ПДК металлов в воде превышены для V, Си, Zn, Sr и Mo. Превышение по содержанию ванадия в воде зафиксировано в Чебоксарском водохранилище на станциях: устье р. Ока, р. Ветлуга, Ильинка и Верхний бьеф ЧГЭС. В Куйбышевском и Саратовском водохранилище зафиксировано превышение данного показателя на всех исследуемых станциях.

Средние концентрации меди в воде всех водохранилищ за 2015 г. превышали значения рыбохозяйственных ПДК (табл. 4). Максимальное содержание Си наблюдали в воде Рыбинского водохранилища, превышение в 50 раз. В воде большинства волжских водохранилищ отмечено и превышение ПДКр/х по цинку, максимальное превышение в 3.4 раз отмечено для Горьковского водохранилища. Многими авторами неоднократно отмечалось, что приоритетными показателями качества воды р. Волги являются медь, цинк, железо, нефтепродукты и летучие фенолы в различных соотношениях [Болгов и др., 2008 (Bolgov et а1., 2008); Дебольский и др., 2009 (БеЬо^ку е* а1., 2009)]. Ранее было установлено, что концентрации меди в воде во всех волжских водохранилищах превышали ПДК: в Иваньковском - в 510 раз, Угличском - 7, Горьковском до 21 ПДК, Куйбышевском до 30 ПДК, Саратовском - 13 ПДК [Светашова, 2007 ^еЛавЬоуа, 2007)].

В многолетних наблюдениях ОГСН (Общегосударственная служба наблюдений) в 448 пунктах бассейна р. Волги зарегистрированы концентрации, превышающие ПДКр/х по меди, в большинстве пунктов было превышено ПДК по цинку. Превышение содержания Zn не наблюдали на следующих станциях: Мышкин, Еремейце-во, Крутец, устье р. Ока, Ветлуга, ниже Звениго-во, ниже Свияжска, р. Кама против Атабаево, Ширяево, о. Тушенский, 1780 и 1825 км, ниже Сызрани, Приволжье и Балаково. Превышение содержания по Sr наблюдали от Чебоксарского водохранилища вниз по течению, при этом на станциях ниже Городец и Ветлуга превышение не было зафиксировано.

Существует много оценок того, что природные концентрации меди и цинка повсеместно намного выше установленных ПДК, сле-

довательно, официальные оценки загрязненности воды могут быть завышены [Болгов и др., 2008 (Во^оу ег а1., 2008)].

Необходимо отметить, что в России по сравнению с другими странами (Канада, США, страны ЕС) неоправданно низкие нормативы для Си, V, Мп и других элементов, тогда как для С<1, As, РЬ и А1 они завышены [Моисеенко и др., 2006 (Moiseenko ег а1., 2006)]. Уровень содержания Си в природных водах, как правило, выше нормируемого значения, т.к. этот металл находится преимущественно в связанной с органическими лигандами форме. Установленный порог токсичности действия Си на водные организмы 1.5 мкг/л [ЬйЬег, 1989]. То же и для 2п - установленный порог токсического действия этого элемента 15 мкг/л, что выше отечественных ПДКр/х. Норматив концентрации цинка в пресной воде для Канады и некоторых стран ЕС составляет 30 мкг/л [Моисеенко и др., 2006 (Moiseenko ег а1., 2006)].

Сравнивая полученные результаты с критериями оценки степени загрязнения воды пресноводных водоемов ТМ, принятыми в Норвегии (табл. 5), можно заключить, что все исследованные водохранилища по степени загрязнения медью относятся к "очень сильно загрязненным", цинком - "умеренно загрязненным", на отдельных участках Рыбинского, Горьковского и Саратовского водохранилищ -"заметно загрязненным".

Следует отметить, что не зарегистрировано географических закономерностей в загрязнении воды, ВВДО и ДО водохранилищ Волги в исследованный период. Наблюдали тенденцию к увеличению концентраций натрия, стронция и молибдена в воде с севера на юг (табл. 4). Формирование качества воды и ДО зависит от множества факторов, среди которых географическая зональность не всегда является главным. Ранее отмечалось значительное увеличение с севера на юг в воде волжских водохранилищ концентраций хлоридов, сульфатов, натрия и калия [Дебольский и др., 2011а (БеЬо^ку ег а1., 2011а)].

Система контроля загрязнения водных объектов, основанная на определении химическими аналитическими методами отдельных токсических веществ, существующая в настоящее время, не обеспечивает сохранения экологического благополучия водных объектов. Это обусловлено рядом причин: отсутствием количественных аналитических методов определения всех токсических соединений, разнородным характером взаимодействия отдельных компонентов в смеси, вторично обра-

зуемыми соединениями, которые могут быть более токсичными, чем первоначальные. Т.е. химический анализ — это лишь констатация факта существования или отсутствия каких-либо химических элементов в пробе, он не отражает «поведение» химических элементов в природной среде, влияния на живые объекты, как прямого, так и косвенного [Бакаева и др., 2009 (Вакаеуа ег а1., 2009)].

Очевидна необходимость биологического тестирования, отражающего реакцию живых объектов на антропогенное воздействие. В этом случае особое значение приобретает применение интегральных методов оценки токсичности природных сред, к которым относится биотестирование [Олькова, 2014 (О1'коуа, 2014)].

Токсичность ДО для гидробионтов обусловлена присутствием в них химических соединений, которые могут быть как водорастворимыми, так и прочно связанными с грунтами. К первым относятся ионы ТМ, водорастворимые пестициды, некоторые полиароматические углеводороды (ПАУ) и др., ко вторым - полихлорирован-ные бифенилы (ПХБ) и хлорорганические пестициды (ХОП), относящиеся к группе СОЗ, а также большая часть ПАУ и др.

В отличие от органических загрязняющих веществ, металлы практически вечны, так как они не разрушаются при воздействии природных факторов. Все ТМ обладают одним общим свойством: они могут быть биологически активными. Вследствие этого, попадая в результате антропогенной деятельности в окружающую среду в миграционно -активном состоянии, они включаются в той или иной степени в биологический круговорот, и при определенных биогеохимических условиях и концентрациях ТМ начинают оказывать токсическое действие на живые организмы [Никаноров и др., 1985 (Мкапогоу ег а1., 1985)].

Анализ токсичности только водной вытяжки дает одностороннее представление о токсичности донных отложений, в частности, только растворимых фракций загрязняющих веществ. Следует обязательно изучать непосредственное влияние нативных (неизмененных) донных отложений на живые организмы.

Для этих целей необходим поиск экологически адекватных тест-объектов. С одной стороны, это должны быть обитатели различных биотопов: представители эпи- и эндобентоса, с другой - организмы различных трофических уровней: животные-детрифаги и фотосинтетики-макрофиты, укореняющиеся в донных отложениях.

Таблица 1. Средние концентрации общих форм ТМ (мкг/г сухой массы) в ДО каскада водохранилищ р. Волга за период наблюдений 1975-2015 гг.

Table 1. The average concentrations of heavy metals total forms (^g/g dry weight) in sediments in reservoirs of the Volga river during 1975-2015 years_

Водохранилище Год Ni Cu Zn Cd Pb Al Cr Mn Co sumREE Tl

Reservoirs year

Иваньковское 1975 23 154 617 2.2 25 н.д. н.д. н.д. н.д. н.д. н.д.

Ivankovskoe (156) 47 1725 3108 5 225

1990 24 82 476 1.2 19 н.д. н.д. н.д. н.д. н.д. н.д.

(226) 49 692 2828 2.8 69

1992 34.4 80.6 415.7 5.3 19.6 н.д 119.3 790 н.д н.д н.д

(175)*

2015 13.5 24.7 117.2 0.3 9.0 4865.4 32.6 910.8 6.3 116.3 0.1

(11) 26.6 63.5 285.3 0.8 16.5 16299.6 68.0 2338.5 12.0 154.6 0.2

Угличское 1977 31 55 306 1.2 19 н.д. н.д. н.д. н.д. н.д. н.д.

Uglichskoe (84) 49 144 80 3 48

1992 48.4 39.2 239.8 2.0 29.3 н.д 94.1 1500 46.6 н.д н.д

(149)*

2014 21.2 15.56 66.7 0.24 9.4 н.д. н.д. н.д. н.д. н.д. н.д.

(140) 38.77 33.9 147.5 0.64 19.6

Рыбинское Rybinskoe 1988 (112) 15 40 13 66 136 744 M 4.6 16 89 н.д. н.д. н.д. н.д. н.д. н.д.

1992 34.9 22.7 119.5 1.9 13.4 н.д. н.д. 1000 н.д. н.д.

(52)*

2015 16.1 10.4 36.7 0.1 7.6 1267.9 31.8 929.1 6.1 73.0 0.1

(14) 25.9 16.6 61.3 0.2 13.3 7036.1 49.8 1694.9 9.4 145.9 0.2

Горьковское Gorkovskoe 1980 (87) 49 87 43 92 136 273 26 7 38 68 н.д. н.д. н.д. н.д. н.д. н.д.

1992 48.6 31.4 140.1 3.2 42.5 н.д. н.д. 800 н.д. н.д.

(75)

2015 18.4 11.7 48.0 0.3 8.7 2635.7 39.1 829.7 7.3 64,3 01

(15) 52.1 29.0 105.0 0.8 22.2 10481.0 100.3 2105.7 16.5 125.8 0.2

Чебоксарское 1981 35 18 51 1.6 17 н.д. н.д. н.д. н.д. н.д. н.д.

Cheboksarskoe (63) 144 61 119 4 42

2015 13.2 7.4 28.2 0.2 5.8 3607.6 28.8 801.1 5.5 49.6 0.1

(9) 63.0 24.7 90.3 0.6 19.1 16358.2 115.7 3120.9 18.3 156.4 0.2

Куйбышевское 1988 70 31 97 3.1 31 н.д. н.д. н.д. н.д. н.д. н.д.

Kuybishevskoe (78) 81 39 115 5.5 45

2015 35.7 15.4 41.2 0.2 10.3 1781.0 59.1 1008.3 10.0 94.8 0.2

(13) 73.4 35.1 97.0 0.7 27.9 9271.1 117.2 3030.5 19.7 184.8 0.3

Саратовское Saratovskoe 1985 (50) 7 15 9C 3 28 47 79 110 18 3 23 32 н.д. н.д. н.д. н.д. н.д. н.д.

2015 7.7 5.8 16.8 0.1 4.8 4681.1 21.6 649.9 4.7 40.1 0.1

(6) 30.4 11.6 32.7 0.2 9.5 10173.1 43.6 1424.8 8.2 61.2 0.1

Нормативы TEC, США1 22.7 31.6 121.0 0.99 35.8 н.д. 43.4 н.д. 100 н.д. н.д.

Standards TEC, USA1

Нормативы Бельгии 11.0 8.0 67.0 0.38 14.0 н.д. 17.0 н.д. - н.д. н.д.

Belgium standards

Региональный норматив 35 35 140 0.8 85 - 100 - - - -

для водных объектов

г.Санкт-Петербург 3

Regional standard for water

bodies of St.-Petersburg

town

Фоновые концентрации в 15.3 31.5 27.0 0.1 15.0 - 25.5 437.0 6.4 - -

ДО бассейна Верхней Волги4

Background concentration

of contaminants in sedi-

ments of the basin of the Upper Volga4

Фоновые концентрации, США5 Background concentration, USA5 12.051.0 10.053.0 33.0140.0 0.10.5 9.035.0 20.0100.0 700.0

Примечание: в скобках указана выборка по годам исследования, числитель - среднее значение, знаменатель -максимальное значение, н.д. - нет данных. Жирным шрифтом выделены показатели, превышающие хотя бы один норматив, принятый в разных странах.

1-MacDonald et al., 2000, 2-Deckere et al., 2000, 3-Нормы и критерии оценки загрязненности донных отложений в водных объектах Санкт-Петербурга. Региональный норматив. 1996 (Normativy i kriterii ocenki..., 1996); 4-Тихомирова, Марков, 2009 (Tichomirova, Markov, 2009); 5-Chapman et al., 1998.

Личинки хирономид наиболее адекватно отражают состояние цельного грунта и успешно применяются при оценке его токсичности как в эстуарных, так и в пресных экосистемах. Выбор хирономид определен их приуроченностью к донному местообитанию, способностью активно зарываться в ил и потреблять осадочные частицы вместе с пищей.

Токсичность нативных донных отложений. При биотестировании ДО Иваньковского водохранилища гибель хирономид, превышающая допустимый методикой 20% уровень, установлена для станций озеро Видо-гощь, выше р. Шоша, Свердлово, устье р. Созь и Уходово. ДО, отобранные на станциях Го-родня, оз. Видогощь, выше р. Шоша, Свердло-во, Шошинский и Мошковичский заливы, влияли на линейные размеры личинок хироно-мид: угнетая или стимулируя их рост (табл. 6).

При биотестировании ДО Угличского водохранилища гибель более 20% и снижение линейных размеров тела личинок хирономид установлены практически для всех исследуемых станций. Несмотря на отсутствие гибели личинок, при экспонировании их на ДО, отобранных на ст. Белый городок, зафиксировано достоверное уменьшение их линейных размеров. Наибольшим токсическим эффектом обладали ДО ст. Грехов ручей, где отмечена самая высокая гибель 62% и достоверное снижение линейных размеров тела.

Для ДО Рыбинского водохранилища гибель более 20% личинок обнаружена для всех исследуемых станций за исключением станции

Каменники. Достоверное снижение линейных размеров тела личинок зафиксировано на станциях: Мышкин, Крутец, Еремейцево, Все-хсвятское, Милюшино, Волково, Треугольник и Каменники.

Гибель личинок хирономид при биотестировании нативных ДО, отобранных на станциях Толга и Чкаловск Горьковского водохранилища, не отмечена. ДО остальных станций вызывали смертность личинок от 22 до 100% (ст. Пучеж). Статистически достоверное угнетение линейных размеров тест-объекта по сравнению с контролем зафиксировано для станций: Толга, ниже г. Кострома, Волгоре-ченск, Юрьевец и Чкаловск.

Хроническим токсическим действием обладали ДО, отобранные на станции Василь-сурск Чебоксарского водохранилища и станциях, расположенных от Козьмодемьянска вниз по течению до приплотинного участка водохранилища: отмечена 25-60% гибель личинок и достоверное снижение их линейных размеров тела.

При биотестировании ДО Куйбышевского водохранилища гибель более 20% личинок хирономид зафиксирована практически для всех исследуемых станций, за исключением ниже Звенигово, ниже Свияжска и р. Кама против Атабаево. Угнетающее действие ДО на рост личинок установлено практически для всех станций, за исключением Тольятти, где обнаружен недостоверный стимулирующий эффект данного показателя по сравнению с контролем.

Таблица 2. Минимальные и максимальные концентрации металлов (мкг/г сухой массы) в ДО водохранилищ Волги в 2015 г. и рекомендованные уровни содержания некоторых ТМ в ДО (ЕРА, США)

Table 2. Minimum and maximum metal concentrations (^g/g dry weight) in sediment of the Volga reservoirs in 2015 year and recommended levels of heavy metals concentrations in sediments (EPA, USA)

Mеталл Уровень загрязнения ДО Концентрации металла в ДО, мкг/г сухой массы

Metals Sediments contamination level Metal concentrations in sediments, ^g/g dry weight

[MacDonald et al., 2GGG]

незагрязненные относительно загрязненные сильно загряз- Иваньковское Угличское* Рыбинское Горьковское Gorkovskoe Чебоксарское Куйбышевское Саратовское

unpolluted relatively polluted ненные strong polluted Ivankovskoe Uglichskoe Rybinskoe Cheboksarskoe Kuybishevskoe Saratovskoe

Cr < 5 25-75 > 75 4.G-68.G5 68.2 1.56-49.77 2.57-1GG.34 1.36-115.72 2.03-117.18 4.68-43.61

Cd < 1 1- 5 > 6 0.02-0.77 G.64 G.GG3-G.212 G.G1-G.77 G.GG7-G.57 0.01-0.69 0.02-0.21

Cu < 5 25-50 >50 1.57-63.55 14.G2 G.7G-16.57 1.G9-29.G2 0.62-24.68 0.52-35.09 1.37-11.59

Pb < 40 40-60 > 60 2.38-16.48 196 0.69-13.26 0.84-22.25 G.56-19.G8 0.68-27.89 1.47-9.49

Zn < 90 90 >200 7.42-285.35 147.5 2.27-61.29 4.39-1G5.G4 2.56-90.28 3.07-96.98 4.59-32.66

Примечание. "*" - максимальные концентрации металлов в ДО Угличского водохранилища в 2014 г. [Гапеева, Законнов, 2016 (Gapeeva, Zakonnov, 2016)]

Таблица 3. Средние (числитель) и максимальные (знаменатель) концентрации ТМ (мкг/л) в ВВДО каскада водохранилищ р. Волга в 2015 г.

Table 3. Average (numerator) and maximum (denominator) concentrations of heavy metals (^g/ l) in the elutriate of sediments of the Volga river reservoirs in 2015 year.

Водохранилище (n)

Концентрации металлов, мкг/л Сoncentrations of heavy metals, ^g/ l

Reservoirs (n) Mg Al Cr Mn Co Ni Cu Zn Sb Pb W sumREE

Иваньковское (11) 19.06 1.63 0.012 1.65 0.002 0.004 0.22 0.28 0.0004 0.01 0.0001 0.03

Ivankovskoe 25.14 4.70 0.025 2.89 0.007 0.011 0.38 0.73 0.0008 0.031 0.0002 0.09

Угличское (8) 19.93 1.80 0.012 2.68 0.003 0.005 0.18 0.20 0.0005 0.006 0.0003 0.03

Uglichskoe 23.04 5.71 0.033 6.50 0.011 0.014 0.26 0.67 0.009 0.02 0.0006 0.13

Рыбинское (14) 18.62 0.76 0.005 2.32 0.001 0.001 0.16 0.13 0.0005 0.003 0.0002 0.01

Rybinskoe 24.78 4.62 0.012 9.14 0.003 0.006 0.29 0.32 0.0009 0.009 0.0011 0.04

Горьковское(14) 21.92 0.31 0.008 1.86 0.001 0.000 0.18 0.14 0.0003 0.003 0.0002 0.00

Gorkovskoe 25.22 1.32 0.017 3.61 0.002 0.000 0.38 0.27 0.0005 0.005 0.0003 0.01

Чебоксарское(8) 20.18 0.47 0.004 3.52 0.002 0.001 0.13 0.20 0.0004 0.004 0.0016 0.01

Cheboksarskoe 25.13 1.17 0.013 5.28 0.004 0.004 0.22 0.52 0.0006 0.007 0.0048 0.01

Куйбышевское (12) 19.34 0.03 0.004 2.70 0.001 0.001 0.10 0.13 0.0005 0.002 0.0007 0.00

Kuybishevskoe 27.87 0.16 0.008 6.50 0.002 0.002 0.18 0.35 0.0012 0.003 0.0017 0.00

Саратовское (5) 17.80 0.05 0.004 2.14 0.001 0.002 0.10 0.05 0.0006 0.001 0.0007 0.00

Saratovskoe 19.59 0.20 0.005 5.17 0.002 0.004 0.11 0.09 0.0011 0.003 0.0013 0.00

Примечание: (n) - число проб.

Таблица 4. Средние (числитель) и максимальные (знаменатель) концентрации металлов (мкг/л) в воде водохранилищ Волги в 2015 г. Table 4. Average (numerator) and maximum (denominator) metal concentrations Qig/l) in water of Volga reservoirs in 2015 year

Водохранилище (n) Концентрации металлов, мкг/л

Concentrations of metals, ^g/l

Li Na Mg Si K Ca V Cr Co Ni Cu Zn Rb Sr Mo Sb Ba W

Иваньковское (11) 0.72 2492 6802 1364 997 34311 0.18 1.97 0.02 0.05 12.51 5.98 0.61 73.51 0.23 0.04 24.64 0.03

Ivankovskoe 0.96 3040 8263 2422 1208 36965 0.49 2.98 0.08 0.45 25.92 13.86 0.65 89.19 0.31 0.05 28.39 0.05

Угличское (9) 1.42 3037 7170 1405 1137 34654 0.27 1.6 0.03 0.03 12.35 6.29 0.6 73.26 0.21 0.04 20.87 0.03

Uglichskoe 1.92 3976 8193 2477 1395 38785 0.35 2.43 0.04 0.16 16.74 8.61 0.67 93.16 0.25 0.04 23.02 0.05

Рыбинское (14) 1.64 2228 4591 838 501 14954 0.3 0.84 нпо 0.15 30.2 17.85 0.81 107.66 0.3 0.06 25.15 0.01

Rybinskoe 1.93 2638 6711 2208 1035 31611 0.73 2.09 0.02 0.79 50.4 28.63 1.09 138.78 0.46 0.08 40.8 0.02

Горьковское(13) 2.04 2828 4417 392 416 11786 0.44 0.48 0.13 26.29 19.0 0.97 138.31 0.37 0.06 27.86 0.01

Gorkovskoe 2.21 3117 4609 756 452 12070 0.73 1.79 0.36 38.31 34.22 1.15 148.81 0.48 0.09 30.44 0.02

Чебоксарское(9) 4.41 5265 4827 983 590 16202 0.91 0.54 0.03 0.64 21.15 12.42 0.99 501.16 0.76 0.09 25.13 0.05

Cheboksarskoe 8.8 10329 7851 1419 780 29730 1.09 1.95 0.16 1.72 27.38 20.69 1.63 1158.66 1.22 0.14 29.01 0.16

Куйбышевское (12) 3.69 5439 3827 1681 568 14276 1.61 0.93 0.55 18.25 12.3 0.49 479.47 0.78 0.08 24.1 0.03

Kuybishevskoe 4.62 6926 4327 2016 612 15207 2.16 1.37 1.04 24.38 17.46 0.9 542.06 0.9 0.09 26.06 0.04

Саратовское (11) 2.98 7507 3520 2017 625 14086 1.73 0.55 0.51 16.78 11.08 0.39 462.13 0.69 0.07 25.85 0.02

Saratovskoe 3.1 8173 3693 2121 654 14395 1.86 1.15 0.99 25.57 31.81 0.46 489.39 0.77 0.09 26.98 0.02

ПДКр/х, мкг/л*

Maximum permissible 80 120000 40000 н.д. 50000 180000 1 70 10 10 1 10 100 400 1 н.д. 740 0.8

concentrations, ^g/l

ПДК в воде водных

объектов, мкг/л 1 nnn 1000

Maximum permissible 30 200000 50000 n 0 н.д. н.д. 100 500 100 20 1000 1000 н.д. 7000 250 5 700 50

concentrations in water

of water bodies, ^g/l

среднее содержание р.

Волга, мкг/л (верхнее

и среднее течение) 1.94 3470 6600 860 760 33400 1.1 0.74 0.22 2.07 3.7 4.03 1.38 169 0.46 0.05 28.43 < 0.02

The average content of

p. Volga, м^ l (upper

and middle course) *

Примечание: (п) - число проб, НПО - ниже предела обнаружения, жирным шрифтом выделены показатели, превышающие ПДКр/х

Приказ Росрыболовства от 18.01.2010 № 20 "Об утверждении нормативов качества воды, водных объектов рыбохозяйственного значения, в том числе нормативов предельно допустимых концентраций вредных веществ в водах водных объектов рыбохозяйственного значения". Предельно допустимые концентрации (ПДК) химических веществ в воде водных объектов хозяйственно-питьевого и культурно-бытового водопользования. ГН 2.1.5.1315-03" от 30 апреля 2003. Моисеенко и др., 2006 (Мо1Беепко е! а1., 2006)

Таблица 5. Критерии оценки степени загрязнения воды тяжелыми металлами (мкг/л) пресноводных водоемов, принятые в Норвегии (Norwegian Pollution Control Authority)

Table 5. Criteria for assessing of water pollution of freshwater reservoirs by heavy metals (^g/l), adopted in Norway (Norwegian Pollution Control Authority)

Металл Metals

Норвежские критерии [Norwegian Environment Agency, 2016. http://www.environment.nol Norwegian criteria

фоновое background умеренное moderate заметное notable сильное strong очень сильное very strong

Cu < 0.6 0.6-1.5 1.5-3.0 3-6 > 6

Zn < 5 5-20 20-50 50-100 >100

Cd < 0.04 0.04-0.1 0.1-0.2 0.2-0.4 > 0.4

Pb < 0.5 0.5-1.2 1.2-2.5 2.5-5 > 5

As < 0.5 0.5-2.5 2.5-5 5-10 > 10

При биотестировании ДО Саратовского водохранилища гибель более 20% обнаружена практически на всех исследуемых станциях, за исключением станций разлив у Приволжья и выше Хвалынска. Снижение линейных показателей личинок хирономид зафиксировано на станциях ниже Сызрани, о. Тушинский, разлив у Приволжья и Балаково.

Полученные результаты биотестирования трудно соотнести с силой воздействия какого-либо конкретного фактора. Данный вопрос возможно разрешить методами математического анализа, в частности, корреляционного. Результаты анализа корреляционной зависимости дают основания утверждать, что концентрации загрязняющих веществ в ДО в большей степени влияют на изменение размеров тела личинок хирономид, чем на их выживаемость (табл. 7).

Положительные корреляционные связи гибели личинок с некоторыми химическими элементами прослеживаются при биотестировании ДО Рыбинского, Горьковского и Саратовского водохранилищ. Для Рыбинского и Куйбышевского водохранилища обнаружены отрицательные корреляционные связи между линейными размерами личинок хирономид и концентрациями Т1. В Чебоксарском водохранилище корреляционных связей между содержанием химических элементов и биологическими параметрами личинок не наблюдали. Отмечены достоверные корреляции изменения длины личинок хирономид в зависимости от содержания растительных пигментов, которое можно рассматривать как остаточное количество новообразованного органического вещества в ДО. Т.е. росту личинок хирономид в ги-пертрофном Иваньковском водохранилище

способствует присутствие каротиноидов в ДО, в эвтрофном Горьковском - присутствие фео-пигментов, в мезотрофном Чебоксарском присутствие каротиноидов замедляет рост личинок. В экспериментальных работах на личинках хирономид Chironomus riparius установлено, что наличие токсикантов в ДО в невысоких концентрациях не оказывало прямого негативного воздействия на личинок. А их темпы роста в большей степени зависели от количества пищи [De Haas et al., 2002; De Haas et al., 2005]. Кроме того, присутствие в тестируемой пробе органического вещества может снижать токсичность тяжёлых металлов для гидробионтов.

Токсичность водной вытяжки донных отложений. Токсичность донных отложений можно косвенно оценить по токсическому воздействию их водных вытяжек на те же тест-организмы, которые были использованы для биотестирования воды водного объекта. При биотестировании ВВДО Иваньковского водохранилища зарегистрирована хроническая токсичность на ст. Шошинский залив, выраженная в снижении плодовитости цериодафний, на ст. Свердлово, устье р. Созь, Корчева - в ее повышении (табл.6).

При биотестировании ВВДО всех станций Угличского водохранилища плодовитость рачков как по среднему числу пометов, так и по количеству молоди на одну самку была достоверно ниже контрольных значений.

ВВДО на станциях Мышкин, Крутец, Еремейцево, Коприно, Наволок, Милюшино, Волково, Треугольник и Молога Рыбинского водохранилища, обладали хроническим токсическим действием по показателям плодовитости цериодафний.

Таблица 6. Показатели биотестирования различных сред водохранилищ Волги, август 2015

Table 6. Indicators of biotesting in different media of the Volga river reservoirs, august 2015 year

№ Станция Вода ВВДО ДО

Station Water Elutriate Whole sediment

Гибель Гибель Среднее Среднее Гибель Гибель Среднее Среднее Гибель Линейные

%, 48 ч %, число количество %, 48 ч %, число количество %, 14 сут размеры, мм

Mortal- 8 сут пометов на молоди на Mortal- 8 сут пометов на молоди на Mortality, %, Length, mm

ity, %, Mortal- 1 самку, экз 1 самку, экз ity, %, Mortal- 1 самку, экз 1 самку, экз 14 days

48 h ity, %, Mean Mean number 48 h ity, %, Mean Mean number of

8 days number of of young per 8 days number of young per fe-

broods per female broods per male

female female

Иваньковское водохранилище

Ivankovskoe

1 Лисицы 0 0 2.3 30.0±2.95 0 0 3.0 34.1±1.87 15 8.7±0.30

2 Городня 0 10 2.1 23.1±2.84 - - - - 0 6.7±0.17*

3 оз. Видогощь 0 0 3.0 20.5±2.42 0 0 3.0 35.5±1.11** 30 7.2±0.27*

4 Выше р. Шоша 0 10 2.9 21.3±2.1 0 0 3.0 30.3±1.01 38 5.6±0.17*

5 Шошинский залив 0 0 2.0 30.9±2.31** 0 0 3.0 24.1±1.16* 22 6.2±0.21*

6 Свердлово 0 0 2.8 17.3±1.75* 0 0 3.0 47.1±1.03** 25 7.1±0.3*

7 Устье р. Созь 0 0 3.0 20.9±1.19 0 0 3.0 41.9±2.19** 53 8.6±0,35

8 Мошковичский залив 0 0 2.2 32.0±2.52** 0 0 3.3 35.8±1.62** 0 10.0±0.16**

9 Корчева 0 0 3.0 18.4±1.56* 0 10 2.5 37.2±3.17** 12 8.2±0.23

10 Уходово 0 0 2.7 22.0±1.73 0 0 3.3 27.9±0.99 42 9.7±0.43**

11 Липня 0 0 2.7 23.5±1.67 0 0 3.0 29.4±1.08 5 9.5±0.07**

Контроль 0 10 3.0 24.9±1.99 0 0 3.2 29.5±0.54 0 8.3±0.17

Угличское водохранилище

Uglichskoe

12 Устье р. Дубна 0 10 2.7 25.7±2.45 0 0 1.9 22.3±1.68* 27 6.2±0.33*

13 Кимры 0 0 2.2 32.6±1.98** 0 0 2.0 22.8±1.69* 38 5.5±0.25*

14 Белый городок 0 0 2.9 23.2±1.73 0 0 1.8 15.9±1.99* 0 7.6±0.19*

15 Устье р. Медведица 0 0 2.9 19.6±1.52 0 10 1.8 21.33±1.73* 53 6.6±0.42*

16 Устье р. Нерль 0 0 2.8 19.6±1.4 0 20 2.4 25.63±1.08* 57 6.7±0.26*

17 Устье р. Кашинка 0 0 2.5 29.1±2.66 0 0 2.0 19.4±1.64* 58 6.0±0.24*

18 Калязин 0 0 3.0 22.2±1.59 0 0 2.0 21±1.16* 20 5.3±0.24*

19 Ниже.с. Прилуки 0 0 2.8 19.33±2.0 0 0 2.0 11.3±1.25* 32 7.2±0.37

20 Устье Грехова ручья 0 10 2.3 24.0±3.92 0 0 2.0 12.4±0.48* 62 6.7±0.32*

Контроль 0 10 3.0 24.9±1.99 0 0 3.3 33.5±1.0 0 8.3±0.17

Рыбинское водохранилище Rybinskoe

21 Мышкин 0 0 2.2 24.2±2.91 0 0 1.4 7.5±3.4* 37 7.6±0.23*

22 Крутец 0 0 2.4 31.2±2.46** 0 0 2.0 23.8±0.89* 47 6.3±0.25*

23 Еремейцево 0 0 2.4 26.5±1.7 0 0 2.0 28.1±1.05* 57 7.04±0.37*

24 Коприно 0 0 3.0 39.7±3.61** 0 0 2.4 19.5±1.59* 63.5 13.0±0.38

25 Брейтово 0 0 2.9 41.3±3.34** 0 0 2.9 30.8±0.84 44.4 8.7±0.3

26 Средний Двор 0 0 2.3 13.9±1.89* 0 0 3.0 29.7±0.98 73.0 10.5±0.3**

27 Измайлово 0 0 3.0 37.9±2.82** 0 0 3.0 38.9±1.97** 26.9 9.4±0.36

28 Наволок 0 0 3.0 33.1±2.7** 0 0 2.9 24.2±1.48* 41.3 12.7±0.17

29 Всехсвятское 10 10 3.1 37.67±5.75** 10 10 3.0 40.3±2.58** 25.4 8.2±0.27*

30 Милюшино 0 0 3.1 38.2±4.22** 0 0 2.2 19.2±1.58* 92.1 5.0±0.32*

31 Волково 0 0 2.9 39.0±3.29** 0 0 2.5 23.9±2.15* 68.3 6.5±0.23*

32 Треугольник 0 0 3.6 44.6±1.31** 0 0 3.0 26.6±0.9* 58.7 6.5±0.25*

33 Молога 0 0 3.0 36.5±1.8** 0 0 2.6 17.9±1.1* 71.4 13.2±0.34

34 Каменники 0 0 3.0 37.9±1.16** 0 0 3.0 29.8±0.53 20.6 7.2±0.17*

Контроль 0 0 3.0 21.7±1.77 0 0.5 3.0 32.5±1.03 0 9.1±0.12

Горьковское водохранилище Gorkovskoe

35 Рыбинск 0 0 2.5 13.3±2.16* 0 0 2.6 26.9±2.98** 25.4 9.9±0.39

36 Толга 0 10 2.2 7.6±1.97* 0 0 2.6 15.9±2.0 12.7 9.0±0.23*

37 Туношна 0 0 3.2 24.2±2.93 0 0 2.7 20.7±1.95** 30.2 9.8±0.32

38 Красный Профинтерн 0 10 2.3 17.5±3.51* 0 0 2.9 25.2±1.79** 23.8 10.4±0.33

39 р. Сизема 0 0 3.2 22.8±2.67 - - - - - -

40 Костромское расширение, русло 0 0 3.2 22.8±3.09 0 0 2.5 23.9±2.45** 23.8 9.5±0.28

41 Костромское расширение, левый берег - - - - 0 0 2.9 21.0±3.06** 49.2 9.9±0.3

42 Ниже г. Кострома 0 0 3.0 23.9±2.49 0 0 2.8 26.0±2.13** 22.2 8.3±0.22*

43 Волгореченск 0 0 2.8 32.11±2.36** 0 0 2.6 24.78±1.61** 17.5 8.1±0.23*

44 Ниже г. Плес 0 0 3.8 37.5±2.28** 0 0 2.3 25.0±1.73** 65.1 10.5±0.44

45 Наволоки - - - - 0 0 2.3 21.2±1.65** 46.0 10.3±0.32

46 Ниже г. Кинешма 0 0 3.9 29.5±2.25 0 0 2.2 19.2±1.36 69.8 9.32±0.47

47 Юрьевец 0 0 4.0 29.7±2.49 0 10 2.3 18.7±2,12 84.1 7.9±0.38*

48 Пучеж 0 0 3.9 35.2±2.42** 0 10 1.1 5.0±0.79* 100 -

49 Чкаловск 0 0 3.6 22.6±2,02 10 10 2.7 15.7±1.67 9.5 8.8±0.13*

Контроль 0 0 3.3 23.4±2.98 0 0 2.3 14.2±1.21 0 10.0±0.06

Чебоксарское водохранилище Cheboksarskoe

50 Ниже Городца 0 0 3.9 35.0±2.6 - - - - - -

51 Устье р. Ока 0 20 2.9 31.25±4.7* - - - - - -

52 Ниже г. Кстово 0 0 3.9 36.8±1.9 0 0 2.2 26.3±2.43* 15.9 9.6±0.18

53 Лысково-Макарьев 0 0 4.0 43.9±2.1 0 0 2.4 23.8±0.99* 11.1 10.2±0.1

54 Барьмино - - - - 0 0 2.0 20.6±1.83* 20.6 10.7±0.15**

55 Васильсурск 10 10 3.2 46.1±2.6 0 0 2.0 16.2±1.49* 15.9 7.5±0.3*

56 р. Ветлуга 0 10 3.3 49.2±5.4 0 0 2.8 22.3±2.21* 60.3 9.9±0.42

57 Козьмодемьянск 0 40 2.6 32.9±5.8* 0 0 2.3 20.3±2.22* 25.4 6.5±0.24*

58 Ильинка 10 20 3.4 41.6±4.6 - - - - 38.1 7.8±0.49*

59 В/бьеф Чеб. ГЭС 0 0 3.3 49.8±3.6 0 10 2.5 21.9±2.74* 28.6 9.2±0.2*

60 В/бьеф ЧебГЭС (ил) - - - - 0 0 2.9 28.0±2.53 14.3 8.6±0.2*

Контроль 0 10 3.2 45.1±3.7 0 0 3.0 34.0±2.81 0 10.0±0.06

Куйбышевское водохранилище Kuybishevskoe

61 Новочебоксарск 0 0 2.8 28.1±2.81* 0 60 1.7 6.9±1.18* - -

62 Ниже Звенигово 0 10 3.0 15.4±2.27* 0 0 3.0 27.3±1.55* 20.6 7.4±0.23*

63 Ниже Свияжска 10 10 1.9 14.9±1.87* 0 0 2.9 31.0±2.13 0 8.1±0.12*

64 Шеланга 10 10 1.7 21.6±2.77* 10 20 1.1 2.9±0.48* 38.1 6.8±0.18*

65 Выше п. Камское устье 0 0 2.4 24.0±5.66* 0 0 3.0 34.2±1.24 38.1 8.4±0.15*

66 Устье р. Кама - - - - 0 10 2.6 29.9±2.45 49.2 6.6±0.27*

67 р. Кама против Ата-баево 30 30 2.0 27.9±3.65* 0 0 2.6 23.8±2.22* 11.1 6.6±0.18*

68 Затон им. Куйбышева - - - - 0 0 2.8 21.3±1.86* 39.7 6.3±0.21*

69 Выше п. Тетюши 0 0 2.8 29.2±1.87* 0 0 2.9 17.6±2.95* 42.9 7.5±0.34*

70 Против с. Кременки 10 10 3.0 33.67±1.3 0 0 3.0 29.2±1.79 28.6 7.7±0.19*

71 Ниже Новоульянов- 0 0 3.5 40.8±2.54 0 0 2.9 17.2±1.74* 47.6 6.2±0.17*

72 ска Против р. Б. Черешан 0 0 4.0 37.4±2.45 10 10 2.7 28.2±1.44 44.4 9.4±0.26*

73 Против р. Уса 0 0 4.0 43.3±2.04 - - - - - -

74 Тольятти 0 0 4.0 50.7±1.86* - - - - 76.2 11.5±0.62

Контроль 0 0 3.8 38.1±2.58 0 0 3.0 33.2±0.99 0 10.0±0.06

Саратовское водохранилище Saratovskoe

75 Н/б Самарской ГЭС 0 0 3.0 22.8±1.24 - - - - - -

76 Выше Ширяево 0 0 3.0 19.3±1.37* - - - - - -

77 Ермаково (ниже г. Самары) 0 0 2.7 19.0±1.87* - - - - - -

78 Выше г. Сызрани 0 0 2.9 24.2±2.44 - - - - - -

79 Ниже Сызрани 10 10 2.7 31.0±1.84 0 0 2.9 24.3±1.99* 36.5 8.1±0.18*

80 о. Тушинский (1749 км) 0 0 2.9 33.9±2.02** - - - - 44.4 8.6±0.33*

81 Ниже с. Лбище, ниже устья р. Чапаевка (1780 км) 0 0 2.9 29.8±3.52

82 Нижнепечерское (1825 км) 0 0 3.0 38.3±2.01** 0 0 2.5 25.9±2.16* 57.1 10.0±0.23

83 Разлив у Приволжья 0 0 2.9 22.3±1.23 0 0 2.2 27.2±1.14* 7.9 6.6±0.17*

84 Выше Хвалынска 0 0 2.7 26.8±1.51 0 0 2.8 27.5±1.33* 20.6 11.6±0.22**

85 В/б Саратовской ГЭС (Балаково) 0 0 3.0 30.0±1.37 0 0 2.9 25.2±3.33* 30.2 9.2±0.27*

контроль 0 0 3.0 27.4±1.9 0 0 3.0 34.0±2.81 0 10.0±0.06

Примечание: "*" - значения, достоверно ниже контрольных, ** - значения, достоверно выше контрольных при уровне значимости р=0.05.

Таблица 7. Корреляционные связи между содержанием химических элементов и биологическими параметрами Chironomus riparius при биотестировании ДО

Table 7. Correlations between the concentrations of chemical elements and biological parameters of Chironomus ripa-rius during biotesting whole sediments

Водохранилище Коэффициент корреляции по Спир- Уравнения регрессии

Reservoirs мену, p<0.5 Coefficient of correlation by Spearman, p <0.5 Regression equations

Иваньковское длина, мм - Е480/1.7Е665к* (0.6364) длина, мм=-0.753+7.537Е480/1.7Е665к, r=0,689

Ivankovskoe

Рыбинское длина, % - Mo (-0.644), Tl длина, %=121.20-183.5Mo, r= -0.608

Rybinskoe (-0.613) длина, %=117.77-216.8Tl, r=-0.5598

смертность - Cr (-0.538) смертность=64.227-0.38730-, r=-0.3067

Горьковское смертность - Mn (0.594), Co (0.546), Zn

Gorkovskoe (0.559), смертность=15.78+0.03Mn, r=0.716

длина, мм - феопигменты**, % смертность=16.21+3.25Co, r=0.680

(0.6685) смертность=16.78+0.48Zn, r=0.629 длина, мм=2.778+0.8168феопигменты, r=0.604

Чебоксарское длина, мм - Е480/1.7Е665к (-0.9429) длина, мм=12.039-2.7781Е480/1.7Е665к> r=-0.934

Cheboksarskoe

Куйбышевское длина, мм - Mn (0.636), Co длина, мм =9.06-0.148Co, r=-0.509

Kuybishevskoe (-0.643) длина, мм =9.10-0.038Zn, r=-0.542

Zn (0.601), sum REE (-0,510), Tl длина, мм =8.97-8.998Tl, r=-0.599

(-0.643), Pb (-0.678) длина, мм =9.07-0,154Pb, r=-0,561

Саратовское смертность: Cr (-0.829), Mn смертность =59.46-5.688Co, r=-0.877

Saratovskoe (-0.943), Co (-0.829), Cu (-0.829), Zn смертность =53.63-3.588Cu, r=-0,888

(-0.829), Sr (-0.829), Mo смертность =55.07-1.323Zn, r=-0.892

(-0.886), Cd (-0.942), La (-0.943), sum смертность =51.196-0.524Sr, r=-0.885

REE (-0.943), Tl (-0.829), Pb Cмертность=56.62-147.5Mo, r=-0.893,

(-0.943) смертность =77.41-1.11sum REE, r=-0.966 смертность =51,83-344,5Tl, r=-0,899 смертность =56.17-4.881Pb, r=-0.916-

* - Е480/1.7Е665к показатель состояния пигментного комплекса - соотношение между концентрациями желтых и зеленых пигментов, ** - продукт распада хлорофилла а [Сигарева, Тимофеева, 2018 (Sigaгeva, Timofeeva, 2018)]

По среднему количеству молоди ВВДО практически все станций Горьковского водохранилища обладали хроническим токсическим действием по стимуляции данного показателя за исключением станции: Толга, ниже г. Кинешма, Юрьевец и Чкаловск.

По среднему числу пометов и количеству молоди при биотестировании ВВДО все станции Чебоксарского водохранилища обладали хроническим токсическим воздействием, за исключением верхнего бьефа Чебоксарской ГЭС в прибрежной его части.

По показателю выживаемость ВВДО на станции Ночебоксарск Куйбышевского водохранилища на момент завершения экспозиции вызывала 60% гибель тест-организмов. По репродуктивным показателям ВВДО 7 из 12 исследованных станций обладали хроническим токсическим действием.

По среднему количеству молоди при биотестировании ВВДО все станции Саратовского водохранилища обладали хроническим токсическим воздействием.

Следует отметить, что не всегда наблюдается корреляция между уровнем химического загрязнения и результатами биотестирования ВВДО, что может свидетельствовать как об отсутствии токсического эффекта некоторых веществ, так и о нерастворимости ряда токсических компонентов. Известно, что самую достоверную информацию о загрязнении несут легкоподвижные формы металлов, содержание которых повышается в результате антропогенного загрязнения. При экстрагировании ДО отстоянной водопроводной водой в водную фракцию переходит лишь малая часть содержащихся водорастворимых легкоподвижных форм ТМ.

Статистические корреляционные связи между содержанием химических элементов и биологическими параметрами C. dubia при биотестировании ВВДО, а также уравнения регрессии приведены в табл. 8. При биотестировании ВВДО Иваньковского и Горьковского водохранилища металлы влияли в основном на среднее количество молоди C. dubia, Рыбин-

ского, Куйбышевского и Саратовского - на среднее число помётов (табл. 8). Вместе с тем, в большинстве случаев водные вытяжки загрязненных ДО оказывали хроническое токсическое действие на C. dubia, что указывает на потенциальную возможность вторичного загрязнения водоема.

Одновременное проведение биотестирования на ВВДО и цельных грунтах позволяет оценить вклад в общую токсичность водорастворимых и нерастворимых соединений. Отсутствие острой и хронической токсичности ВВДО для цериодафний свидетельствует о том, что водорастворимые вещества присутствуют в ДО в количествах ниже уровней, способных оказать токсическое действие на водные организмы. Токсичность цельного грунта свидетельствует о наличии в ДО водонерас-творимых соединений в количествах, вызывающих токсические эффекты у бентосных организмов [Томилина и др., 2011 (Tomilina et al., 2011)].

Таблица 8. Корреляции между содержанием химических Ceriodapnia dubia при биотестировании ВВДО

Токсичность воды. Токсичность воды природных водоемов непостоянна и носит импульсный характер. Острое токсическое действие по показателю выживаемость во всех исследуемых пробах воды водохранилищ р. Волга отсутствовало (табл. 6). Среднее число пометов на 1 самку при биотестировании воды, отобранной на станциях Лисицы, Городня, Шошинский и Мошковичский заливы Иваньковского водохранилища было ниже контрольных значений. При этом вода, отобранная в Мошковичском и Шошинском заливах, стимулировала плодовитость рачков за счет увеличения количества молоди в помете: в среднем 14.5-15.5 особей на 1 помет соответственно, в контроле - 8.3. Вода ст. Свердлово и Корчева оказывала хроническое токсическое действие, подавляя плодовитость цериодафний на 30%.

элементов и биологическими параметрами

Table 8. The correlation between the concentrations of chemical elements and biological parameters of Ceriodaphnia dubia for biotesting sediment elutriate_

В одохранилище Reservoirs

Коэффициент корреляции

по Спирмену, p<0.5 Coefficient of correlation by

Spearman, _p <0.5_

Уравнения регрессии Regression equations

Иваньковское Ivankovskoe

Угличское

Uglichskoe

Рыбинское

Rybinskoe

Горьковское

Gorkovskoe

Чебоксарское Cheboksarskoe Куйбышевское Kuybishevskoe

Саратовское Saratovskoe

среднее количество молоди

- Cr (0.697), Co (0.673), Cu (0.673), La (0.673), Ce (0.673), Pb (0.673), sum REE (0.673)

смертность - Cd (0.756)

среднее число пометов -Mn (-0.595)

среднее количество молоди

- Mn (-0.662), Co(-0.756)

смертность - Cd (0.674), La (0.616), Ce (0.578), sum REE (0.578)

среднее число пометов - Co (-0.604)

среднее количество молоди -Mo (0.900)_

среднее кол-во молоди=26.462+632.73Сг, г=0.731 среднее кол-во молоди=29.546+1885.0Со, г=0.633 среднее кол-во молоди=19.215+64.987Си, г=0.835 среднее кол-во молоди=29.04+343.82Се, г=0.674 среднее кол-во молоди=29.363+152.74sumREE, г=0.660

среднее кол-во молоди=30.07+407.96РЬ, г=0.528 смертность = 1.429+11.1х104СЯ, г=-0,883 среднее число пометов=3.79-0.021Са, г=0.707

среднее количество молоди=2.812-0.187Мп, г=-0.544

среднее количество молоди=2.932-429.0Со, г=0.710

смертность=0.909+78754.0С4 г=0.674 смертность =0.536+10588.0Ьа, г=0.485 смертность =0.17+3684.2Се, г=0.572 смертность =0.407+1939.0sumREE, г=0.512 среднее число пометов = -0.945+2020.6Со, г=-0.335 среднее число молоди=24.74+175.49Мо, г=0.744

Для Угличского водохранилища значения среднего числа пометов на 1 самку при биотестировании проб воды станций Кимры и устье Грехова ручья было ниже контрольных

значений. Достоверного снижения числа молоди на 1 самку не зафиксировано ни на одной из станций. Отмечено достоверное увеличение количества новорожденных особей более чем

на 30% для ст. Кимры, что считали проявлением токсического эффекта.

Значения среднего числа пометов на 1 самку в пробах воды станций Волжского участка Рыбинского водохранилища и станции Средний Двор были ниже контрольных на 35%. Вода практически всех станций обладала хроническим токсическим действием, оказывая стимулирующий эффект на среднее число молоди в помете, за исключением Волжского участка (станции Мышкин и Еремейцево).

По репродуктивным показателям рачков вода, отобранная на станциях Горьковского водохранилища Рыбинск, Толга, Красный Профинтерн, оказывала хроническое токсическое действие, подавляя их размножение на 25-70%, на станциях Волгореченск, ниже г. Плес и Пучеж - стимулируя на 50-60% (табл. 6).

Биотестирование воды, отобранной на станциях устье р. Ока и Козьмодемьянск Чебоксарского водохранилища выявило ее хроническую токсичность, выраженную в гибели рачков выше допустимого методикой 20% уровня за 8 суток экспозиции (только для ст. Козьмодемьянск) и достоверном уменьшении количества молоди, отрожденной 1 самкой за этот период.

В Куйбышевском водохранилище вода, отобранная на станции р. Кама, напротив Атабаево оказывала хроническое токсическое действие по показателю «выживаемость». По показателю «плодовитость» хроническое токсическое действие выявлено на станциях от верхнего участка до станции Тетюши, а также на приплотинном участке. Установлено хроническое токсическое действие воды, выраженное в подавлении размножения рачков на 30% на станциях выше Ширяево, Ермако-во и стимулировании его на 33-40% на станциях о. Тушинский и Нижнепечерское Саратовского водохранилища.

Установлены корреляционные связи между содержанием химических элементов в воде и биологическими параметрами C. dubia (табл. 9).

При биотестировании воды отмечено влияние металлов на выживаемость цериодаф-ний, среднее число пометов и количество молоди на 1 самку (табл. 9). Результаты корреляционного анализа дают основания утверждать, что марганец, кобальт, медь во всех случаях отрицательно коррелируют с репродуктивными показателями тест-объектов, т.е. при повышении количества данных веществ в пробах воды плодовитость угнетается. Молибден при

повышении концентрации, наоборот, способен вызывать стимулирующий эффект. Цинк и стронций оказывали как угнетающий, так и стимулирующий эффекты. На гибель рачков влияли свинец, медь, стронций и цинк.

Природные воды являются весьма специфической средой, в которой состояние загрязняющих веществ и проявление их химических свойств и биологической активности существенно отличается от простых экспериментальных растворов. Нормальная жизнедеятельность гидробионтов, а, следовательно, и уровень их устойчивости к различным токсическим веществам, а также степень токсичности различных веществ в значительной степени определяются абиотическими факторами водной среды: минерализация, жесткость, рН, соотношение ионов, содержание кислорода, температура и т.д. [Брагинский и др., 1989 (Бгаегаку й а1., 1989)].

Биотестирование проходит в лабораторных «идеальных» условиях, которые не соответствуют природным условиям существования популяций, результаты оцениваются относительно лабораторной популяции организмов. Одним из главных критериев благополучия, с точки зрения популяции, является соотношение между рождаемостью и смертностью. Популяционный смысл критерия выживаемости состоит в том, что любая популяция неоднородна в отношении чувствительности к токсиканту, в ней есть особи резистентные и толерантные, и токсикант в плане дальнейшей судьбы популяции действует как фактор отбора [Филенко, 2011 (Шепко, 2011)].

При тестировании по критериям выживаемости тест-объектов контрольные повтор-ности, по сути, служат для того, чтобы можно было удостовериться в правильности поставленного опыта. Плодовитость же оценивается относительно контрольной группы. Исследования на лабораторной культуре в разные сезоны года дают основание утверждать, что такой показатель, как плодовитость, находится в зависимости от времени года и степени токсичности воды, выживаемость же от времени года не зависит, а имеет прямую связь с качеством воды [Александрова, 2013 (A1eksandrova, 2013)].

Стимуляцию плодовитости тест-организмов, по сравнению с ее угнетением, можно рассматривать как менее опасную фазу интоксикации. В частности, итог воздействия токсиканта на организм зависит от одновременно протекающих процессов - компенсаторного и деструктивного. При воздействии

токсических веществ в малых концентрациях, что характерно для поверхностных вод, деструктивные процессы могут быть не только полностью компенсированы, но функция может временно перейти в состояние повышенной активности [Филенко, Исакова, 1983 (Шепко, Ьа^а, 1983); Филенко, 2011 (Бйепко, 2011)]. Избыточное реагирование организма на воздействие может сопровождаться стимуляцией его функций и, в большинстве случаев, стимуляция свидетельствует о переходе биологических систем из одного состояния в другое [Лазарева, 1985 (Lazareva, 1985); Филенко и др., 1985 (Шепко е! а1., 1985)].

При длительном токсическом воздействии этот переход сводится к преобладанию деструктивных процессов над компенсаторными, что может приводить к нарушению биохимических и физиологических процессов. В свою очередь, это может отразиться как на репродуктивных функциях организма, так и его выживаемости [Филенко, Исакова, 1983 (Шепко, Isakova, 1983)].

Рассматривая значения доли станций, на которых была зарегистрирована хроническая токсичность, следует отметить, что токсичность донных отложений для всех водохранилищ выше, чем для природной воды (табл. 10).

Таблица 9. Корреляции между содержанием химических элементов и биологическими параметрами Ceriodaphnia dubia при биотестировании воды водохранилищ р. Волги

Table 9. The correlation between the concentrations of chemical elements and biological parameters of Ceriodaphnia dubia for biotesting of water reservoirs of the Volga river

Водохранилище Коэффициент корреляции по Спир- Уравнения регрессии

Reservoirs мену, p<0.5 Regression equations

Coefficient of correlation by Spearman,

p <0.5

Иваньковское - -

Ivankovskoe

Угличское смертность - Pb (-0.73) -

Uglichskoe

Рыбинское среднее число пометов - Mn (-0.621), среднее число пометов= 2.969-0.288Mn, r=-0.655

Rybinskoe Co (-0.637), Mo (0.790) cреднее количество молоди = 36.12-4.17Mn, r=-0.451

среднее количество молоди - Co (- cреднее количество молоди = 36.13-455.7Co, r=-0.438

0.57), Mn (-0.573), Zn (0.678) cреднее количество молоди = 24.57+ 0.551Zn, r=0.549

Горьковское среднее число пометов - Cu (-0.570) Sr среднее число пометов = 2.42+0.030Cu, r=0.313

Gorkovskoe (0.769), Mo (0.758) среднее число пометов = -7.807+0.0796Sr, r=0.771

среднее количество молоди - Sr cреднее количество молоди = -117.7+1.029Sr, r=0.731

(0.663)

Чебоксарское смертность - Sr (0.764) смертность = 1.34+0.0195Sr, r=0.404

Cheboksarskoe среднее количество молоди - Sr среднее количество молоди = 45.74-0.010Sr, r=-0.402

(- 0.698)

Куйбышевское смертность - Cu (-0.601), Zn (-0.726) смертность = 1.34+0.0195Sr, r=0.404

Kuybishevskoe среднее число пометов - Sr (-0.608) смертность = 24.82-1.544Zn, r=-0.756

среднее количество молоди - Zn среднее количество молоди =10.638+1.622Zn,

(0.629), Sr (-0.692) r=0.646

среднее количество молоди=132.58-0.213Sr, r=-

0.710

Саратовское - -

Saratovskoe

Причем доля станций с выявленной токсичностью цельного грунта выше, чем с токсичностью ВВДО, за исключением Саратовского водохранилища.

Наибольшее число станций, на которых зарегистрирована хроническая токсичность воды, отмечено для Рыбинского водохранилища. В район исследований не вошли стан-

ции, находящиеся в зоне влияния Чероповец-кого промышленного узла. На всех станциях отмечена стимуляция плодовитости ветвисто-усых рачков (табл. 6).

Объективно оценить уровень токсического загрязнения водных экосистем в условиях антропогенной нагрузки можно только при комплексном сочетании химического и биоло-

гического методов исследования. Первый -позволяет идентифицировать и количественно определить элементы загрязнения водной среды, второй - степень общей опасности среды и суммарный эффект воздействия загрязняющих веществ на функционирование гидробионтов.

Результаты биотестирования и химико-аналитические данные указывают, что для водохранилищ р. Волги в исследуемый период зафиксировано в той или иной степени загрязнение воды и донных отложений. Необходимо отметить, что каждый из подходов к оценке качества среды обладает недостатками. Использование химического анализа не позволяет учесть синергические и антагонистические взаимодействия между загрязняющими веществами и оценить опасность загрязнения для гидробионтов. Лабораторные эксперименты с использованием одного или нескольких тест-объектов делают проблематичной экстраполяцию полученных результатов на природные водоемы.

Таблица 10. Доля станций (%) с хронической токсичностью воды, ВВДО и ДО для тест-объектов

Table 10. Proportion of stations (%) with chronic toxicity of water, sediment elutriate and whole sediments for test-objects

При оценке экологического благополучия водоемов возникает множество трудностей, связанных с их многокомпонентностью, сложностью взаимодействия отдельных элементов, разнообразием протекающих процессов, значительной изменчивостью состава воды и донных отложений под влиянием естественных факторов и антропогенных нагрузок и т. д. Одновременное использование при оценке качества водной среды химического анализа, биоиндикации и биотестирования позволяет получить наиболее полную и объективную информацию об уровне загрязнения водного объекта.

Результаты биотестирования указывают на повышенное загрязнение цельного грунта Рыбинского, Угличского и Куйбышевского водохранилищ, доля станций с выявленной хронической токсичностью для личинок хиро-номид составила 92.9-100% (табл. 10).

Водохранилища Доля станций, %

Reservoirs Proportion of stations (%)

Вода ВВДО ДО

Water Elutriate Whole sediment

Иваньковское 36.4 36.4 72.7

Ivankovskoe

Угличское 11.1 100 100

Uglichskoe

Рыбинское 85.7 64.3 92.9

Rybinskoe

Горьковское 40 66.7 73.3

Gorkovskoe

Чебоксарское 18.2 63.6 63.6

Cheboksarskoe

Куйбышевское 57.1 70 100

Kuybishevskoe

Саратовское 36.4 100 83.3

Saratovskoe

Проведенная комплексная оценка эколо-го-токсикологического состояния воды и донных отложений Волжских водохранилищ с использованием методов биотестирования и химического анализа показала, что загрязнение воды и донных отложений носит локальный характер. Уменьшение содержания общих форм металлов в ДО свидетельствует о постепенном очищении реки Волги за последние 2030 лет. Несмотря на это, токсическая нагрузка на экосистемы водохранилищ Волги, в целом, сохраняется. Токсичность воды и донных от-

ложений исследованных водоемов неоднородна: наиболее высока вблизи городов и промышленных центров. По мере удаления от источника загрязнения степень загрязнения зависит не только от количества поступающих в воду и аккумулирующихся в донных отложениях веществ, но и от гидрологических условий водоема. Данные биотестирования о токсичности воды и донных отложений, полученные одновременно, позволяют оценить состояние водной экосистемы в целом.

Авторы выражают благодарность В.В. Законнову за предоставленные коллекции образцов донных отложений, О.Л. Цельмович за их химический анализ, В.В. Соловьевой за отбор проб воды.

Работа выполнена в рамках государственного задания «Физиолого-биохимические и иммунологические реакции гидробионтов под действием биотических и абиотических факторов окружающей среды» № г/р АААА-А18-118012690123 и при частичной поддержке Программы РАН «Биоразнообразие природных систем. Биологические ресурсы России: оценка состояния и фундаментальные основы мониторинга».

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ Александрова В.В. Биотестирование как современный метод оценки токсичности природных и сточных вод.

Нижневартовск: Изд-во Нижневарт. гос. ун-та, 2013. 119 с. Бакаева Е.Н., Никаноров А.М., Игнатова Н.А. Место биотестирования донных отложений в мониторинге поверхностных вод суши // Вестн. Юж. науч. центра. 2009. Т.5. № 2. С.86-92. Баканов А.И., Гапеева М.В., Гребенюк Л.П. и др. Оценка качества донных отложений Верхней Волги в пределах Ярославской области // Биология внутр. вод. 2000. № 4. С. 163-174. Болгов М.В. Кочарян А.Г., Лебедева И.П., Шашков С.Н. Качество природных вод в каскаде Волжских водохранилищ // Аридные экосистемы. 2008. Т. 14. № 35-36. С. 68-81. Брагинский Л.П. Некоторые принципы классификации пресноводных экосистем по уровням токсической загрязненности // Гидробиол. журн. 1985. Т. 21. № 6. С. 65-74. Брагинский Л.П., Комаровский Ф.Я., Щербанъ Э.П. и др. Эколого-токсикологическая ситуация в водной среде

// Гидробиол. ж. 1989. Т. 25. № 6. С. 91-101. Гапеева М.В., Законнов В.В. Геохимическая характеристика экосистемы Угличского водохранилища // Гидролого-гидрохимические исследования водоемов бассейна Волги. Труды Инст. биологии внутренних вод РАН. Вып. 75 (78). Ярославль: Филигрань, 2016. С. 41-47. Гуревич В.И. Современный седиментогенез и геоэкология Западно-Арктического шельфа Евразии. М.: Научный мир, 2002.135 с.

Дебольский В.К., Григорьева И.Л., Комиссаров А.Б. Изменение химического состава воды в Волге от истока к устью в летнюю межень 2009 года // Охрана окружающей среды и природопользование. 2011. № 3. С.68-73. Дебольский В.К., Григорьева И.Л., Комиссаров А.Б. и др. Современная гидрохимическая характеристика водохранилищ Волжского каскада в период летней межени // Матер. конф. «Экология, вода и климат в бассейнах великих рек в XXI веке. Нижний Новгород, 18-21 мая 2010 г. Нижегородский государственный архитектурно-строительный университет, 2011. С. 61-64. Константинов А.С. Биология хирономид и их разведение // Тр. Саратов. Отд. Всесоюз. НИИ озер. и реч. рыб.

хоз-ва. Саратов, 1958. Т. 5. 362 с. Лазарева Л.П. Изменения биологических параметров при хроническом воздействии низких концентраций меди

и никеля на Daphnia magna Straus // Гидробиол. журн. 1985. Т. 21.Вып. 5. С. 53—56. Латыпова В.З., Селивановская С.Ю., Степанова Н.Ю., Винокурова Р.И. Региональное нормирование антропогенных нагрузок на природные среды. Казань: Изд-во Фэн, 2002. 345 с. Левин Ю.Ю. Динамика современного состояния воды Чебоксарского водохранилища на территории Нижегородской области // Успехи современного естествознания. 2014. № 9. С. 94-100. Марченко Т. А., Извекова Т. В., Гущин А. А. и др. Качество воды в притоках р. Волга в акватории Горьковского водохранилища // Известия высших учебных заведений. Серия: химия и химическая технология. 2016. Т. 59. № 5. С. 89-94.

Методика определения токсичности воды и водных вытяжек из почв, осадков сточных вод, отходов по смертности и изменению плодовитости цериодафний. Федеральный реестр (ФР). ФР.1.39.2007.03221. М.: АКВА-РОС, 2007. 56 с.

Минеева Н.М. Водохранилища как среда обитания гидробионтов // Современные проблемы водохранилищ и их

водосборов. Труды межд. научно-практ. конф. Т. II. 2007, Пермь. С. 254-259. Моисеенко Т.И., Кудрявцева Л.П., Гашкина Н.А. Рассеянные элементы в поверхностных водах суши. М.: Наука, 2006. 61 с.

Никаноров А.Т., Жулидов А.В., Покаржевский А.Д. Биомониторинг тяжёлых металлов в пресноводных

экосистемах. Л. Наука, 1985. 312 с. Нормативы и критерии оценки загрязнения донных отложений в водных объектах Санкт-Петербурга. Региональный норматив. СПб., 1996. 20 с. Олькова А.С. Особенности и проблемы биотестирования водных сред по аттестованным методикам // Вода,

химия и экология. 2014. №10. С. 87-94. Определитель зоопланктона и зообентоса пресных вод Европейской России. Т.1. Зоопланктон. М.: Товарищество научных изданий КМК, 2010. 495 с.

Предельно допустимые концентрации (ПДК) химических веществ в воде водных объектов хозяйственно-питьевого и культурно-бытового водопользования. ГН 2.1.5.1315-03" от 30 апреля 2003

Приказ Росрыболовства от 18.01.2010 № 20 "Об утверждении нормативов качества воды, водных объектов ры-бохозяйственного значения, в том числе нормативов предельно допустимых концентраций вредных веществ в водах водных объектов рыбохозяйственного значения" (Зарегистрировано в Минюсте РФ 09.02.2010 N 16326).

Светашова Е.С. Ионы тяжелых металлов в экосистемах волжских водохранилищ // Эколого-биологические проблемы вод и биоресурсов: пути решения. Сб. научн. трудов. Всеросс. конф.Ульяновск, 12-14 ноября 2007 г. Ульяновск, 2007. С. 263-270.

Сигарева Л.Е., Тимофеева Н.А. Cодержание растительных пигментов в донных отложениях водохранилищ Волги // Труды ИБВВ РАН. 2018 (настоящий сборник)

Степанова Н.Ю. Нормирование содержания тяжелых металлов в донных отложениях // Антропогенное влияние на водные организмы и экосистемы: материалы V Всероссийской конференции по водной экотоксико -логии, посвященной памяти Б.А. Флерова (Борок, 28 октября - 1 ноября 2014 г.). Ярославль: Филигрань, 2014 Т. 2. С. 170-172.

Степанова Н.Ю., Говоркова Л.К., Анохина О.К., Латыпова В.З. Оценка уровня загрязнения донных отложений Куйбышевского водохранилища в местах повышенного антропогенного пресс методом триады // Актуальные проблемы водной токсикологии. Борок. 2004а. С. 224-247.

Степанова Н.Ю., Латыпова В.З., Яковлев В.А. Экология Куйбышевского водохранилища: донные отложения, бентос и бентосоядные рыбы. Казань: Изд-во Академии наук РТ, 2004б. 228 с.

Тихомиров О.А., Марков Н.В. Накопление тяжелых металлов в донных отложениях аквальных комплексов водохранилища сезонного регулирования стока // Ученые записки Казанского государственного университета. Серия Естественные науки. Книга 3. 2009. Т. 151. С. 143-153.

Томилина И.И., Гребенюк Л.П., Чуйко Г.М. Токсикологическая и тератогенная оценка донных отложений Рыбинского водохранилища // Биология внутренних вод. 2011. № 3. С. 78-87.

Филенко О.Ф. Динамика эффекта загрязняющих веществ в экотоксикологии // Токсикологический вестник. 2001. № 2. С. 2-6.

Филенко О.Ф., Дмитриева А.Г., Исакова Е.Ф. и др. Механизмы реагирования водных организмов на воздействие токсичных веществ //Антропогенные влияния на водные экосистемы. М.: Т-во научных изданий КМК, 2005. С. 70-93.

Филенко О.Ф., Исакова Е.Ф. Компенсаторные изменения в ответе дафний на летальные воздействия // Реакции гидробионтов на загрязнения. М.: Наука, 1983. С. 135-139.

Флеров Б.А., Томилина И.И., Кливленд Л. И др. Комплексная оценка состояния донных отложений Рыбинского водохранилища // Биология внутренних вод. № 2. 2000. С. 148-155.

Щербань Э. П., Арсан О. М., Шаповал Т. Н., Цветкова А. М., Пищолка Ю. К., Кукля И. Г. Методика получения водных вытяжек из донных отложений для их биотестирования // Гидробиологический журнал. 1994. Т. 30. № 4. С. 100-104.

Chapman P.M. Sediment quality criteria from the sediment quality triad: an example // Env. Tox. Chem. 1986. № 5. P. 957-964.

Chapman P., Wang F., Janssen C. et al. Ecotoxicology of metals in aquatic sediments: binding and release, bioavailability, risk assessment, and remediation // Canadian J. Fish. and Aquat. Sci. 1998. Vol. 55. № 10. Р. 2221-2243.

Deckere E., De Cooman W., Florus M. et al. Characterizing the sediments of Flemish Watercourses: a Manual produced by TRIAD. Brussel: AMINAL-Department Water, 2000. 110 p.

Deckere E., De Cooman W., Leloup V. et al. Development of sediment quality guidelines for freshwater ecosystems // J. Soils Sediments. 2011. Vol. 11. P.504-517

De Haas E.M., Reuvers B., Moermond C.T.A. et al. Responses of benthic invertebrates to combined toxicant and food input in floodplain lake sediments // Environmental Toxicology and Chemistry. 2002. Vol. 21. P. 2165-2171.

De Haas E.M., van Haaren R., Kraak M.H.S. et al. Analyzing the causes for the persistence of chironomids in polluted sediments // Archiv for Hydrobiologie. 2005. Vol. 162. P. 211-228.

Hakanson L. An ecological risk index for aquatic pollution control - a sedimentological approach // Water Res. 1980. Vol. 14. P. 975-1001.

Ingersoll C.G., Nelson M.K. Testing sediment toxicity with Hyalella azteca (Amphipoda) and Chironomus riparius (Diptera) // Aquat. Toxicol. and Risk Assessment. Philadelphia: Amer. Soc. Test. and Mater, 1990. Vol. 13. P. 93109.

Lither G. Quality criteria for lakes and watercourses. Background report. Metals. Stockholm, 1989. Swedish EPA Rep.: 3628.

MacDonald D.D., Ingersoll C.G., Berger T.O. Development and evaluation of consensus-based sediment quality quidelines for freshwater ecosystems // Archives of Environmental Contamination and Toxicology. 2000. Vol. 39. P. 10-31.

Sokal R.R., Rohlf F.J. Biometry: the principles and practice of statistics in biological research. N.Y.: W.H. Freeman and Comp., 1995. 887 p.

Taylor H.E. Inductively Coupled Plasma-Mass Spectrometry. Practices and Techniques. San Diego: Academic Press, 2001. 294 p.

REFERENCES

Aleksandrova V.V. 2013. Biotestirovanie kak sovremennyj metod ocenki toksichnosti prirodnyh i stochnyh vod. [Biotesting as a modern method of evaluation of toxicity of natural waters and sewage]. Nizhnevartovsk: Izd-vo Nizhnevart. gos. un-ta. 119 s. [In Russian] Bakaeva E.N., Nikanorov A.M., Ignatova N.A. 2009. Mesto biotestirovaniya donnyh otlozhenij v monitoringe poverhnostnyh vod sushi. [The place of biotest researches of bottom sediments in monitoring of waters bodies] // Vestn. Yuzh. nauch. centra. T.5. № 2. S. 86-92. [In Russian] Bakanov A.I., Gapeeva M.V., Grebenyuk L.P. et al. 2000. Ocenka kachestva donnyh otlozhenij Verhnej Volgi v predelah Yaroslavskoj oblasti [Quality assessment of bottom sediments in the Upper Volga in the limits of the Yaroslavl region] // Biologiya vnutr. vod. № 4. S. 163-174. [In Russian] Bolgov M.V. Kocharyan A.G., Lebedeva I.P., Shashkov S.N. 2008. Kachestvo prirodnyh vod v kaskade Volzh-skih vodohranilishch [The natural water quality in the cascade of Volga reservoirs] // Aridnye ehkosistemy. T. 14. № 3536. S. 68-81. [In Russian]

Braginskij L.P. Nekotorye principy klassifikacii presnovodnyh ehkosistem po urovnyam toksicheskoj zagryaznennosti [Some principles of classification of freshwater ecosystems to toxic levels of pollution] // Gidrobiol. zhurn. 1985. T. 21. № 6. S. 65-74. [In Russian] Braginskij L.P., Komarovskij F.Ya., Shcherban" Eh.P. et al. 1989. Ehkologo-toksikologicheskaya situaciya v vodnoj srede [Ecological and toxicological situation in the aquatic environment] // Gidrobiol. zhurn. T. 25. № 6. S. 91-101. [In Russian]

Chapman P.M. 1986. Sediment quality criteria from the sediment quality triad: an example // Env. Tox. Chem. № 5. P. 957-964.

Chapman P., Wang F., Janssen C. et al. 1998. Ecotoxicology of metals in aquatic sediments: binding and release, bioavailability, risk assessment, and remediation // Canadian J. Fish. and Aquat. Sc. Vol. 55. № 10. P. 2221-2243. Debol'skij V.K., Grigor'eva I.L., Komissarov A.B. Izmenenie himicheskogo sostava vody v Volge ot istoka k ust'yu v letnyuyu mezhen' 2009 goda [Changes in the chemical composition of water in the Volga river from its source to the estuary during the summer low-water period of 2009]. // Ohrana okruzhayushchej sredy i prirodopol'zovanie. 2011. № 3. S. 68-73. [In Russian]

Debol'skij V.K., Grigor'eva I.L., Komissarov A.B. et al. 2011. Sovremennaya gidrohimicheskaya harakte-ristika vodohranilishch Volzhskogo kaskada v period letnej mezheni [Modern hydrochemical characteristic of reservoirs of the Volga cascade in the period of summer low water] // Mater. konf. «EHkologiya, voda i klimat v bassejnah velikih rek v XXI veke. Nizhnij Novgorod, 18-21 maya 2010 g. Nizhe-gorodskij gosudarstvennyj arhitekturno-stroitel'nyj universitet. S. 61-64. [In Russian] Deckere E., Cooman W., Florus M. et al. 2000. Characterizing the sediments of Flemish Watercourses: a Manual produced by TRIAD. Brussel: AMINAL-Department Water. 110 p. Deckere E., De Cooman W., Leloup V. et al. 2011. Development of sediment quality guidelines for freshwater ecosystems // J. Soils Sediments. Vol. 11. P.504-517 De Haas E.M., Reuvers B., Moermond C.T.A. et al. 2002. Responses of benthic invertebrates to combined toxicant and

food input in floodplain lake sediments // Environmental Toxicology and Chemistry. Vol. 21. P. 2165-2171. De Haas E.M., van Haaren R., Kraak M.H.S. et al. 2005. Analyzing the causes for the persistence of chironomids in

polluted sediments // Archiv for Hydrobiologie. Vol. 162. P. 211-228. Filenko O.F. 2001. Dinamika ehffekta zagryaznyayushchih veshchestv v ehkotoksikologii [The dynamics of the effect

of pollutants in ecotoxicology] // Toksik. vestnik. № 2. S. 2-6. [In Russian] Filenko O.F., Dmitrieva A.G., Isakova E.F. et al. 2005. Mekhanizmy reagirovaniya vodnyh organiz-mov na vozdejstvie toksichnyh veshchestv [Mechanisms of response of aquatic organisms to exposure to toxic substances] //Antropogennye vliyaniya na vodnye ehkosistemy. M.: T-vo nauchnyh izdanij KMK, S. 70-93. [In Russian] Filenko O.F., Isakova E.F. 1983. Kompensatornye izmeneniya v otvete dafnij na letal'nye vozdejstviya // Reakcii gidrobiontov na zagryazneniya. [Compensatory changes in the response of Daphnia to lethal effects]. M.: Nauka. S. 135-139. [In Russian]

Flerov B.A., Tomilina I.I., Clevelend L. et al. 2000. Kompleksnaya ocenka sostoyaniya donnyh otlozhenij Rybinskogo vodohranilishcha [Complex assessment of bottom sediments in the Rybinsk reservoir] // Biologiya vnutrennih vod. № 2. S. 148-155. [In Russian] Gapeeva M.V., Zakonnov V.V. 2016. Geohimicheskaya harakteristika ehkosistemy Uglichskogo vodohranilishcha [Geochemical characteristics of the ecosystem in the Uglich reservoir] // Gidrologo-gidrohimicheskie issledovaniya vodoemov bassejna Volgi. Trudy Inst. biologii vnutrennih vod RAN. Vyp. 75 (78). Yaroslavl': Filigran'. S. 41 -47. [In Russian]

Gurevich V.I. 2002. Sovremennyj sedimentogenez i geoehkologiya Zapadno-Arkticheskogo shel'fa Evrazii. [Modern sedimentation and geoecology of Western Arctic shelf of Eurasia]. M.: Nauchnyj mir. 135 s. [In Russian]

Hakanson L. 1980. An ecological risk index for aquatic pollution control - a sedimentological approach // Water Res. Vol. 14. P. 975-1001.

Ingersoll C.G., Nelson M.K. 1990. Testing sediment toxicity with Hyalella azteca (Amphipoda) and Chironomus riparius (Diptera) // Aquat. Toxicol. and Risk Assessment. Philadelphia: Amer. Soc. Test. and Mater. Vol. 13. P. 93109.

Konstantinov A.S. 1958. Biologiya hironomid i ih razvedenie [Biology of chironomids and their breeding ]. // Tr. Saratov. Otd. Vsesoyuz. NII ozer. i rech. ryb. hoz-va. Saratov. T. 5. 362 s. [In Russian] Lazareva L.P. 1985. Izmeneniya biologicheskih parametrov pri hronicheskom vozdejstvii nizkih koncentracij medi i nikelya na Daphnia magna Straus [Changes of biological parameters in chronic exposure to low concentrations of copper and nickel on Daphnia magna Straus] // Gidrobiol. zhurn. T. 21. Vyp. 5. S. 53-56. [In Russian] Latypova V.Z., Selivanovskaya S.Yu., Stepanova N.Yu., Vinokurova R.I. 2002. Regional'noe normirovanie antropo-gennyh nagruzok na prirodnye sredy. [Regional regulation of anthropogenic loads on the natural environment]. Kazan': Izd-vo Fehn. 345 s. [In Russian] Levin Yu.Yu. 2014. Dinamika sovremennogo sostoyaniya vody Cheboksarskogo vodohranilishcha na territorii Nizhegorodskoj oblasti [The dynamics of the current state of water in the Cheboksary reservoir on the territory of Nizhny Novgorod region] // Uspekhi sovremennogo estestvoznaniya. № 9. S. 94-100. [In Russian] Lither G. 1989. Quality criteria for lakes and watercourses. Background report. Metals. Stockholm, Swedish EPA Rep.: 3628.

MacDonald D.D., Ingersoll C.G., Berger T.O. 2000. Development and evaluation of consensus-based sediment quality quidelines for freshwater ecosystems // Archives of Environmental Contamination and Toxicology. Vol. 39. P. 1031.

Marchenko T. A., Izvekova T. V., Gushchin A. A. et al. 2016. Kachestvo vody v pritokah r. Volga v akvatorii Gor'kovskogo vodohranilishcha [Water quality in the tributaries of the river Volga in the waters of the Gorky reservoir] // Izvestiya vysshih uchebnyh zave-denij. Seriya: himiya i himicheskaya tekhnologiya. T. 59. № 5. S. 89-94. [In Russian]

Metodika opredeleniya toksichnosti vody i vodnyh vytyazhek iz pochv, osadkov stochnyh vod, othodov po smertnosti i izmeneniyu plodovitosti ceriodafnij. [Method of determination of water toxicity and aqueous extracts from soils, sewage sludge, waste by the death and fertility change of Ceriodaphnia]. 2007. Federal'nyj reestr (FR). FR.1.39.2007.03221. M.: AKVAROS, 56 s. [In Russian] Mineeva N.M. 2007. Vodohranilishcha kak sreda obitaniya gidrobiontov [The reservoirs as a habitat of aquatic organisms] // Sovremennye problemy vodohranilishch i ih vodosborov. Trudy mezhd. nauchno-prakt. konf. T. II. Perm'. S. 254-259. [In Russian]

Moiseenko T.I., Kudryavceva L.P., Gashkina N.A. 2006. Rasseyannye ehlementy v poverhnostnyh vodah sushi. [Trace

elements in surface waters of the land]. M.: Nauka, 61 s. [In Russian] Nikanorov A.T., Zhulidov A.V., Pokarzhevskij A.D. 1985.Biomonitoring tyazhyolyh metallov v presnovodnyh

ehkosistemah. [Biomonitoring of heavy metals in freshwater ecosystems]. L. Nauka. 312 s. [In Russian] Normativy i kriterii ocenki zagryazneniya donnyh otlozhenij v vodnyh ob"ektah Sankt-Peterburga. Regional'nyj normativ. 1996. [Standards and criteria for the evaluation of pollution of bottom sediments in water bodies of St. Petersburg. Regional standard]. SPb. 20 s. [In Russian] Ol'kova A.S. 2014. Osobennosti i problemy biotetstirovaniya vodnyh sred po attestovannym metodikam [Features and problems of biotesting of aquatic environments by a certified methods] // Voda, himiya i ehkologiya. № 10. S. 8794. [In Russian]

Opredelitel' zooplanktona i zoobentosa presnyh vod Evropejskoj Rossii. T.1. Zooplankton. 2010. [The determinant of zooplankton and zoobenthos of freshwater European Russia. Vol. 1. The zooplankton.] M.: Tovarishchestvo nauchnyh izdanij KMK. 495 s. [In Russian] Predel'no dopustimye koncentracii (PDK) himicheskih veshchestv v vode vodnyh ob"ektov hozyajstvenno-pit'evogo i kul'turno-bytovogo vodopol'zovaniya. 2003. [The maximum permissible concentration (MPC) of chemical substances in water of water objects of drinking and cultural-domestic water use].GN 2.1.5.1315-03" ot 30 aprelya 2003. [In Russian]

Prikaz Rosrybolovstva ot 18.01.2010 № 20 "Ob utverzhdenii normativov kachestva vody, vodnyh ob"ektov rybohozyajstvennogo znacheniya, v tom chisle normativov predel'no dopustimyh koncentracij vrednyh veshchestv v vodah vodnyh ob"ektov rybohozyajstvennogo znacheniya" [The order of Rosrybolovstva from 18.01.2010 № 20 "On approval of standards of water quality, water bodies of fishery importance, including the standards of maximum permissible concentrations of harmful substances in waters of water objects of fishery"]. (Zaregistrirovano v Minyuste RF 09.02.2010 N 16326) [In Russian] Shcherban' Eh. P., Arsan O. M., Shapoval T. N. et al. 1994. Metodika polucheniya vodnyh vytyazhek iz donnyh otlozhenij dlya ih biotestirovaniya [The method of obtaining water extracts of bottom sediments for bioassay] //Gidrobiologicheskij zhurnal. T. 30. № 4. S. 100-104. [In Russian] Sigareva L.E., Timofeeva N.A. 2018. Coderzhanie rastitel'nyh pigmentov v donnyh otlozheniyah vodohranilishch Volgi [The contents of plant pigments in bottom sediments of the reservoirs Volgi] // Trudy IBVV RAN. [In Russian]

Sokal R.R., Rohlf F.J. 1995. Biometry: the principles and practice of statistics in biological research. N.Y.: W.H. Freeman and Comp. 887 p.

Stepanova N.Yu. 2014. Normirovaniye soderzhaniya tyazhelykh metallov v donnykh otlozheniyakh [Rationing of heavy metals in sediments] // Antropogennoye vliyaniye na vodnye organizmy i ekosistemy: materialy V Vseros-syskoy konferentsii po vodnoy ekotoksikologii, posvyashchennoy pamyati B.A. Flerova (Borok, 28 oktyabrya - 1 noyabrya 2014 g.) [Anthropogenic impact on aquatic organisms and ecosystems: Proceedings of V All-Russian conference on aquatic ecotoxicology, dedicated to the memory BA Flerov (Borok, 28.10 - 01.11 2014)]. Yaroslavl: Filigran, Vol. 2. P. 170-172. [In Russian] Stepanova N.Yu., Govorkova L.K., Anohina O.K., Latypova V.Z. 2004a Ocenka urovnya zagryazneniya donnyh otlozhenij Kujbyshevskogo vodohranilishcha v mestah povyshennogo antropogennogo press metodom triady [Assessment of the level of pollution of bottom sediments of the Kuibyshev reservoir in the places of high anthropogenic pressure by the method of the triad ] // Aktual'nye problemy vodnoj toksikologii. Borok. S. 224-247. [In Russian] Stepanova N.Yu., Latypova V.Z., Yakovlev V.A. 2004b. Ehkologiya Kujbyshevskogo vodohranilishcha: donnye otlozheniya, bentos i bentosoyadnye ryby. [Ecology of the Kuibyshev reservoir: sediments, benthos and predatory epibenthic fishes]. Kazan': Izd-vo Akademii nauk RT. 228 s. [In Russian] Svetashova E.S. 2007. Iony tyazhelyh metallov v ehkosistemah volzhskih vodohranilishch [Ions of heavy metals in ecosystems of the Volga reservoirs] // Ehkologo-biologicheskie problemy vod i bioresursov: puti resheniya. Sb. nauchn. trudov. Vseross. konf.Ul'yanovsk, 12-14 noyabrya 2007 g. Ul'yanovsk. S. 263-270. [In Russian] Taylor H.E. 2001. Inductively Coupled Plasma-Mass Spectrometry. Practices and Techniques. San Diego: Academic Press, 294 p.

Tihomirov O.A., Markov N.V. 2009. Nakoplenie tyazhelyh metallov v donnyh otlozheniyah akval'nyh kompleksov vodohranilishcha sezonnogo regulirovaniya stoka [Accumulation of heavy metals in sediments of aquatic systems reservoir seasonal regulation of flow] // Uchenye zapiski Kazanskogo gosudarstvennogo universiteta. Seriya Estestvennye nauki. Kniga 3. T. 151. S. 143-153. [In Russian] Tomilina I.I., Grebenyuk L.P., Chujko G.M. 2011. Toksikologicheskaya i teratogennaya ocenka donnyh otlozhenij Rybinskogo vodohranilishcha [Toxicological and teratogenic assessment of bottom sediments of the Rybinsk reservoir] // Biologiya vnutrennih vod. № 3. S. 78-87. [In Russian]

ASSESSMENT OF WATER QUALITY AND BOTTOM SEDIMENTS OF THE VOLGA RIVER RESERVOIRS BASED ON TOXICITY AND CHEMICAL COMPOSITION

I. I. Tomilina, M. V. Gapeeva, R. A. Lozhkina

Papanin Institute for Biology ofInland Waters Russian Academy of Sciences, Borok, Nekouzskii raion, Yaroslavl oblast, 152742 Russia, e-mail: [email protected]

Assessment of water quality and bottom sediments in the reservoirs of the Volga River using bioassay methods was given. Contents of heavy metals and rare earth elements in water and bottom sediments were determined. Analysis of the relationship between toxicity parameters and indicators of chemical composition was made.

Keywords: Volga river, water, sediments, bioassay, toxicity, heavy metals, rare earth elements