CC BY
315
Экология
Вестник ДВО РАН. 2007. № 4
Л.М.КОНДРАТЬЕВА, Н.К.ФИШЕР, О.Ю.СТУКОВА, Г.Ф.ЗОЛОТУХИНА
Загрязнение р. Амур полиароматическими углеводородами
Рассматриваются экологические аспекты загрязнения р. Амур полиароматическими углеводородами, которые относятся к важным факторам экологического риска. Обсуждается оценка загрязнения экосистемы р. Амур в устьевых зонах крупных притоков, полученная методом жидкостной хроматографии, и припойменных озер, полученная методом биоиндикации.
Pollution of the Amur River by polyaromatic hydrocarbons. L.M.KONDRATJEVA, N.K.FISHER, O.Yu.STU-KOVA, G.F.ZOLOTUHINA (Institute for Water and Ecological Problems FEBRAS, Khabarovsk).
Ecological aspects ofpollution of the Amur River by polyaromatic hydrocarbons, considered as important factors of ecological risk, are discussed in the paper. Estimation ofpollution of the Amur River ecosystem in mouth zones of large tributaries, obtained by the method of liquid chromatography, and also of bottomland lakes, received by the method of bioindication, is supplied.
Для Приамурья чрезвычайно актуален вопрос: по каким критериям оценивать степень риска загрязнения р. Амур и экологическую безопасность для населения. Источником опасности могут служить питьевая вода и рыба, выловленная из основного русла р. Амур [4, 7, 8]. Максимальный уровень загрязнения воды по различным гидрохимическим и микробиологическим показателям регистрируется в последние 10 лет в зоне влияния правобережного притока Амура - р. Сунгари [5, 9, 13, 14]. Критерии качества водной среды, которые должны соответствовать требованиям экологической безопасности (обеспечению сохранения природного качества, воспроизводству биологических ресурсов, безопасности для здоровья населения), для экосистемы р. Амур недостаточно проработаны. Для многих из вновь обнаруженных в воде веществ отсутствует государственная система нормирования, хотя имеется научное подтверждение их высокой токсичности при довольно низких концентрациях. Это касается прежде всего стойких органических веществ, которые содержатся в воде в виде микропримесей. Они чаще всего связаны со взвешенным веществом, труднорастворимы в воде, но легко аккумулируются организмами [10].
Загрязнение водных экосистем полиароматическими углеводородами (ПАУ) имеет большое значение в связи с их высокой токсичностью для организмов всех уровней организации, способностью аккумулироваться в гидробионтах, передаваться по трофическим цепям. Экологический риск загрязнения природных вод ПАУ также связан с трудностью их аналитического определения, так как многие из них содержатся в воде в виде микропримесей и их концентрации измеряются в нанограммах и пикограммах. ПАУ нельзя количественно определить при использовании традиционных методов оценки загрязнения водных экосистем органическими веществами (по БПК - биологическому потреблению кислорода и химическому потреблению кислорода). Например, критерий БПК рассчитан на потребление кислорода в течение 5 или 20 сут, тогда как период разложения многих ПАУ может составлять месяцы и годы.
КОНДРАТЬЕВА Любовь Михайловна - доктор биологических наук, ФИШЕР Наталья Константиновна, СТУКО-ВА Ольга Юрьевна, ЗОЛОТУХИНА Галина Федоровна (Институт водных и экологических проблем ДВО РАН, Хабаровск).
Определение этих классов органических соединений возможно только современными высокоточными методами исследования, в основном методом высокоэффективной жидкостной хроматографии с различными детекторами (флуоресцентный или ультрафиолетовый). В последнее время стал широко использоваться метод хроматомасс спектрометрии.
По предложению Всемирной организации здравоохранения (ВОЗ), для оценки экологического риска используются 16 приоритетных веществ, которые формируют основной фон загрязнения ПАУ [1, 11, 12]. К ним относятся нафталин, аценафталин, аценафтен, антрацен, флуорен, фенантрен, флуорантен, пирен, хризен, тетрафен, 3,4-бензфлуорантен, 11,12-бензфлуорантен, 3,4-бензпирен, 1,12-бензперилен, 2,3-о-фениленпирен, 1,2,5,6-ди-бензантрацен. Канцерогенность доказана лишь для отдельных представителей ПАУ, но известно, что все они накапливаются в организмах и характеризуются высокой токсичностью. Более того, установлено, что сочетание ПАУ с другими веществами могут усиливать токсичность водной среды (эффект синергизма) [10].
Проблемы загрязнения окружающей среды ПАУ (независимо от источников поступления) связаны с их канцерогенными свойствами, способностью накапливаться в органах и тканях организмов. Отдельные представители ПАУ вызывают заболевания эндокринной системы, нарушения репродуктивных функций, осложнения беременности, спонтанные аборты, младенческую смертность, патологии новорожденных (уродства и генетические изменения), умственную отсталость и аномалии в развитии детей. У подростков, постоянно испытывающих воздействие ПАУ, формируются болезни органов чувств, костно-мышечной системы, нарушения иммунного и гормонального статуса, а также другие функциональные расстройства.
Согласно рекомендации ВОЗ, общая концентрация 6 из 16 приоритетных ПАУ в питьевой воде не должна превышать 0,0002 мг/л [13]. Учитывая рост числа онкологических заболеваний, этот показатель устарел и будет пересматриваться. Рекомендации относительно суммарного содержания ПАУ в водных объектах рыбохозяйственного назначения отсутствуют в связи с вероятностью их накопления в различных органах и тканях гидро-бионтов. Последствия биоаккумуляции ПАУ в водных организмах, их передача по трофическим цепям практически не исследовались.
Источники поступления ПАУ в биосферу
В настоящее время ПАУ загрязняют все компоненты биосферы (атмосферу, водные экосистемы и почвы). В атмосферу они поступают с промышленными выбросами, выхлопными газами двигателей внутреннего сгорания, от предприятий электроэнергетики, во время лесных пожаров, в водные экосистемы - с атмосферными осадками, поверхностным стоком и сточными водами нефтеперерабатывающих предприятий. В результате атмосферного переноса ПАУ загрязняются почвы, растительность, подземные и поверхностные воды. Весной, в период таяния снега и льда на реках, с поверхностным стоком происходит залповое поступление ПАУ, аккумулированных за зимний период. Основная масса ПАУ образуется при сжигании различных видов топлива. Максимальное их количество образуется при сжигании угля, особенно в зимний период. В отдельных регионах России в атмосферу поступают десятки тонн ПАУ: в Уральском - 132,3 т/год, Восточно-Сибирском - 100,8 т/год, Западно-Сибирском - 86,4 т/год, Дальневосточном -44,6 т/год [10].
Индикаторами промышленного загрязнения являются пирен, флуорантен, 1,12-бензперилен, 3,4-бензфлуорантен и 2,3-о-фениленпирен. В составе выбросов двигателей внутреннего сгорания преобладает 1,12-бензперилен. Однако все эти углеводороды крайне редко анализируются в компонентах окружающей среды (вода, воздух, почва), а тем более в гидробионтах, хотя могут выступать в качестве факторов экологического риска и представлять угрозу для их воспроизводства.
Исследование загрязнения р. Амур ПАУ
Существует множество предпосылок загрязнения р. Амур стойкими органическими соединениями, в том числе хлорсодержащими пестицидами, бифенилами и поли-ароматическими углеводородами. Для обеспечения экологической безопасности крайне важно выбрать приоритетные показатели качества воды, которые будут отражать существующий риск для воспроизводства рыбных ресурсов и гарантии для предотвращения нанесения ущерба здоровью человека при выборе способов водоподготовки для централизованного водоснабжения городов Приамурья [7, 9].
Исследование загрязнения р. Амур ПАУ было начато в связи с оценкой эффективности подготовки питьевой воды на МУП «Водоканал» г. Хабаровск. При этом оценка загрязнения проводилась только на городском водозаборе, расположенном около правого берега. Эти исследования были связаны с предотвращением риска образования высокотоксичных диоксинов, которые получаются при хлорировании природных вод, содержащих стойкие высокомолекулярные органические вещества. Природоохранными службами и департаментом природных ресурсов по Дальневосточному региону эта группа стойких токсичных веществ в поверхностных водах р. Амур не контролировалась. Согласно выполненным анализам, в зимнее время в амурской воде обнаружены различные представители ПАУ (табл. 1). Причем в середине января суммарное содержание ПАУ увеличивалось в 3 раза, а содержание бенз(а)пирена - в 5 раз по сравнению с началом ледостава. Доминирующими компонентами оказались антрацен и пирен.
Таблица 1
Содержание стойких полиароматических углеводородов в воде р. Амур в районе городского водозабора в период ледостава
ПАУ, нг/л 22.11.2001 г. 20.01.2002 г.
Нафталин 0,05 0,4
Хризен 0,3 0,8
Фенантрен 0,2 0,8
Бензфлуорантен 0,2 0,9
Антрацен 0,4 1,8
Пирен 0,9 3,3
1,12-Бензперилен 0,8 0,9
Перилен 0,1 0,2
Бенз(а)пирен 0,1 0,5
ЕПАУ 3,05 9,8
Анализы выполнены в НИИ коммунального водоснабжения и очистки воды (Москва).
Определение содержания ПАУ в воде р. Амур ниже г. Хабаровск было проведено в 2002 г. во время выполнения междисциплинарного проекта «Экологический кризис на Амуре и состояние здоровья коренных малочисленных народов Севера» [8]. Было установлено, что в основном русле р. Амур ниже г. Хабаровск высококонденсированные ПАУ распространяются главным образом по фарватеру, т.е. поступают с выше расположенных участков р. Амур [6]. Анализ сезонного загрязнения р. Амур стойкими ПАУ, состоящими из 3-5 ароматических колец (фенантрен, бенз(а)пирен, пентафен и их гомологи), показал, что в летний период на отдельных участках реки ниже Хабаровска суммарное содержание ПАУ в воде было в 10 раз больше, чем зимой. Это свидетельствует об увеличении в летний период числа антропогенных источников загрязнения ПАУ Летом в загрязнении р. Амур стойкими органическими веществами важную роль играют участившиеся в последнее
время лесные пожары. В целом по направлению к низовью Амура содержание ПАУ увеличивается во всех пробах воды по поперечному и продольному профилям реки, что представляет реальную угрозу для жизнедеятельности гидробионтов и здоровья населения.
Более подробные исследования загрязнения р. Амур ПАУ были проведены в августе 2005 г. в устьевых зонах крупных притоков на участке от г. Благовещенск до г. Хабаровск во время комплексной экспедиции, организованной центром ХАБИТАТ при ООН по программе «Север-Север».
В пробах воды, отобранных на разных створах р. Амур, методом высокоэффективной жидкостной хроматографии (ВЭЖХ с УФ-детектором) были выявлены различные комбинации ПАУ. Достаточно высокие концентрации были характерны для фенантрена, антрацена, флуорантена, пирена, бенз(а)антрацена, хризена, бенз(Ь)флуорантена. В меньших количествах встречались первые гомологи из ряда ПАУ (нафталин, аценафтилен, аценафтен и флуорен). Наиболее существенно изменялся состав микропримесей ПАУ на трансграничных участках. Так, возле левого, российского, берега в зоне влияния г. Благовещенск в пробах воды доминировали антрацен (0,017 нг/л) и пирен (0,014 нг/л). На середине реки суммарная концентрация ПАУ была ниже пределов обнаружения, а возле правого, китайского, берега (г. Хэйхэ) присутствовали фенантрен (0,032 нг/л) и антрацен (0,021 нг/л).
Более высокие концентрации двух последних соединений обнаружены как в поверхностных (0,088 нг/л), так и в придонных (0,092 нг/л) водах устьевой зоны р. Бурея (рис. 1). В поверхностных водах р. Бурея (середина, 1 км выше устья) концентрация фенантрена была в 2,7 раза больше, чем возле правого, китайского, берега (г. Хэйхэ). Эти ПАУ могут поступать вместе со взвесями, содержащими каменноугольную пыль, а также с поверхностным стоком из почв, загрязненных углеводородами различного генезиса. Вероятно, фенантрен и антрацен поступают в р. Бурея с шахтными водами Ургальских угольных разрезов, а также весной с поверхностным стоком рек Чегдомын и Ургал после снеготаяния. В придонных водах в устье р. Бурея были обнаружены максимальные по отношению к остальным пробам концентрации фе-нантрена (0,092 нг/л) и пирена (0,028 нг/л). Последнего было в 2 раза больше, чем в водах устьевой зоны р. Зея.
Самые высокие концентрации антрацена также обнаружены в бурейской воде в поверхностном и придонном слое: 0,043 и 0,046 нг/л соответственно. Ниже г. Благовещенск на середине реки антрацен и фенантрен в воде отсутствовали, однако они были обнаружены возле правого, китайского, берега. Следует подчеркнуть, что антрацен встречался практически во всех пробах воды, отобранных на среднем Амуре. Это может быть связано с добычей угля в бассейне р. Бурея и его транспортировкой открытым способом, в том числе по р. Амур. Ниже по течению качественный состав ПАУ существенно изменялся в связи с выносом загрязненных вод со стоком р. Сунгари.
В зоне влияния р. Сунгари выявлено интенсивное поступление бенз(Ь)флуорантена (рис. 2), который наиболее часто встречается среди продуктов пиролиза нефти и угольной смолы. На контрольном створе выше устья р. Сунгари (пос. Амурзет) в пробах воды этот ПАУ не обнаружен. На вышерасположенных участках он находился в виде микропримесей. Выше г. Благовещенск, в устьевых зонах рек Зея и Бурея концентрация бенз(Ь)флуорантена в воде составляла около 0,002-0,006 нг/л. Наиболее существенные
Рис. 1. Содержание фенантрена и антрацена в поверхностных водах р. Амур (середина): 1) 2 км выше г. Благовещенск, 2) устье р. Зея, 3) 1 км выше устья р. Бурея, 4) устье р. Бурея, 5) пос. Амурзет, 6) 4 км ниже устья р. Сунгари, 7) пос. Верхнеспасское, 8) 5 км выше г. Хабаровск. Белые столбики - фенантрен, черные - антрацен
различия в загрязнении ПАУ установлены между пробами воды, отобранными в 4 км ниже устья р. Сунгари возле левого, российского, и правого, китайского, берега.
Довольно высокие концентрации бенз(Ь)флуорантена в воде отмечены возле г.
Хабаровск. Так, возле правого берега в 5 км выше г. Хабаровск концентрация этого ПАУ в поверхностных водах составляла 0,066 нг/л, а на середине реки - 0,03 нг/л. Это свидетельствует о том, что бенз(Ь)флуорантен распределяется вдоль правого берега на протяжении 270 км. Кроме того, с поверхностными водами до г. Хабаровск вдоль правого берега распространяется 6 из 16 приоритетных ПАУ, всего около 0,113 нг/л.
Самое высокое содержание суммы 7 ПАУ обнаружено в пробах амурской воды, отобранных в зоне влияния р. Сунгари. На середине реки в поверхностных водах их содержание составляло 0,151 нг/л, а возле правого, китайского, берега в поверхностных водах - 0,113 нг/л, в придонных - 0,094 нг/л.
Максимальная концентрация (0,176 нг/л) 5 приоритетных ПАУ (фенантрен, антрацен, пирен, хризен и бензфлуорантен) обнаружена в придонных водах в устьевой зоне р. Бурея. Среди ПАУ доминировал фенантрен.
Таким образом, впадающие в Амур реки выносят различные полиароматические углеводороды. Меньше всего ПАУ поступало из р. Зея (около 0,046 нг/л). Несколько больше - с реками Бурея (поверхностные воды 0,141 нг/л, придонные 0,176) и Сунгари (0,151 и 0,09 нг/л). В р. Бурея доминировали фенантрен и антрацен, для них были получены противоречивые результаты при тестировании на канцерогенность. Эти ПАУ не растворимы в воде, их плотность выше воды, поэтому они могут быстро оседать со взвесями в донные отложения. Со стоком р. Сунгари выносится бенз(Ь)флуорантен, который обладает высокой канцерогенной активностью.
К основным технологическим процессам, при которых выделяется бенз(Ь)флуоран-тен, относятся (по мере убывания концентраций): сгорание каменного угля, работа коксовых батарей, дизельных и бензиновых двигателей, сжигание масел и мазута. Известно, что на нефтеперерабатывающих заводах из фенантрена и флуорантена при перегонке нефти образуются их бензопроизводные. При наличии в водной среде моющих средств (детергентов) увеличивается растворимость некоторых ПАУ. Увеличение концентраций ПАУ в воде может происходить при загрязнении маслами от транспортных средств. В этом случае концентрация ПАУ больше в поверхностных слоях воды, чем в придонных.
Биоиндикация загрязнения водных объектов ПАУ
Одним из доступных методов экспрессной оценки вероятности загрязнения водной среды ПАУ является микробиологическая индикация. При хроническом загрязнении водных экосистем или единовременном поступлении углеводородов различного генезиса формируются специализированные микробные комплексы, осуществляющие поэтапную трансформацию ПАУ, помогающие очищению природных вод от стойких органических веществ. При медленном разложении ПАУ накапливаются вещества, изменяющие цветность водной среды. Они выступают маркерами активизации микробиологических процессов в ответ на присутствие токсикантов.
Рис. 2. Содержание бенз(Ь)флуорантена (БФ) и суммарное содержание 7 видов ПАУ в поверхностной воде р. Амур: 1) 2 км выше г. Благовещенск, 2) устье р. Зея, 3) 1 км выше устья р. Бурея, 4) устье р. Бурея, 5) пос. Амурзет, 6-8) 4 км ниже устья р. Сунгари (6 - левый берег, 7- середина, 8 - правый берег), 9, 10) 5 км выше г. Хабаровск (9 - середина, 10 - правый берег). Черные столбики - БФ, белые - сумма ПАУ
Новый метод биоиндикации загрязнения водных экосистем ПАУ разработан в лаборатории микробиологии природных экосистем ИВЭП ДВО РАН и апробирован на водных объектах Приамурья [2, 6]. При исследовании были использованы 34 образца природных вод из экосистем с различным уровнем эвтрофирования: основное русло р. Амур от Хабаровска до Николаевска-на-Амуре, Бурейское водохранилище в период заполнения, припойменные озера с различной антропогенной нагрузкой и Амурский лиман. Пробы воды и донных отложений отбирались традиционными в микробиологии методами, до начала экспериментов хранились при температуре +5 оС.
В модельных экспериментах в качестве инокулята использовали природные воды и суспензии илов, отобранных с разных глубин, а также отдельные микроорганизмы из различных водных экосистем. Об активности микробных комплексов судили по накоплению их биомассы (изменение оптической плотности при 490 нм) при культивировании на питательных средах, содержащих ПАУ как единственный источник углерода, и по изменению цветности водной среды при 600 нм. Измерения проводили на фотоэлектроколориметре КФК-56М. В водные микрокосмы вносили циклические углеводороды (нафталин и фенантрен) из расчета 100 мг/100 мл. Через 30 сут культивирования при 23-25 оС проводили определение цветности водной среды, которая более активно изменялась при участии микробных комплексов, адаптированных к хроническому загрязнению ПАУ.
Наблюдения за экспериментальными микробными комплексами показали, что чаще всего изменение цветности сопровождалось образованием 1,2-бензохинона [6]. Есть основание полагать, что этот токсичный компонент образуется в водных экосистемах за счет поступления и трансформации комплекса различных ароматических соединений, включая ПАУ.
В наших экспериментах интенсивное изменение цветности водной среды за счет образования 1,2-бензохинона наблюдалось при участии микробоценозов воды, отобранной в эвтрофированном оз. Мылка. Это озеро подвергается интенсивному антропогенному воздействию, так как находится вблизи Амурско-Комсомольского урбопромышленного комплекса. Наиболее адаптированными к загрязнению ПАУ оказались бентосные микроорганизмы из проб донных отложений, отобранных с глубины 20-25 см. Это может быть связано с накоплением ПАУ в толще донных отложений. Известно, что при загрязнении водных объектов нефтепродуктами, содержащими ПАУ, происходят их медленная трансформация и вторичное загрязнение воды фенолами [3].
Интенсивное изменение цветности водной среды в присутствии нафталина наблюдалось при участии микробных комплексов проб воды, отобранных из оз. Синдинское возле автомобильного моста и р. Амур возле железнодорожного моста (табл. 2). Это свидетельствует о загрязнении этих водных экосистем ПАУ и формировании у микробных комплексов адаптационного потенциала в виде ферментативной активности по отношению к стойким углеводородам.
Таблица 2
Ответные реакции микробных комплексов и фенолрезистентных бактерий водных объектов
на загрязнение ПАУ
Объект ОЧБ, КОЕ/мл х 103 ФРБ, КОЕ/мл Цветность, град Р1-Со
Р. Амур Р. Бурея Оз. Синдинское Оз. Мылка 20,5 / 400 85 / 2200 32 / 450 18,7 / 57,5 45 / 110 229 / 259 193 / 211 0 / 0 81 / 436 129 / 445 55 / 210 175 / более 500
Примечание. Численность бактерий: ОЧБ - общая, ФРБ - фенолрезистентных. Данные в числителе - контроль, в знаменателе - с добавлением нафталина (100 мг/100 мл).
Интенсификация образования цветных продуктов (бурого цвета) отмечена при дополнительном загрязнении озерной воды азотсодержащими органическими веществами (имитация поступления хозяйственно-бытовых или сельскохозяйственных стоков). Так, в модельном эксперименте с донными илами из оз. Мылка цветность водной среды в присутствии двух косубстратов - нафталина и пептона - была в 4 раза выше, чем при использовании в качестве источника углерода одного нафталина. Такой же уровень изменения цветности был характерен для вариантов опыта с илами, отобранными в оз. Синдинское в районе автомобильного моста.
Принимая во внимание численность фенолрезистентных бактерий, можно предположить, что механизмы трансформации нафталина при участии микробных комплексов (МК) разных водных объектов могут отличаться. Так, многочисленные планктонные МК р. Амур трансформировали нафталин до моноароматических соединений, а в зоне влияния транспортных средств (оз. Синдинское) ФРБ отсутствовали, поскольку образующиеся интермедиаты не влияют на селективный отбор устойчивых к фенолам микроорганизмов.
Проведенные исследования показали, что пойменные озера, расположенные в зоне влияния урбопромышленных комплексов (оз. Мылка) или автомобильных магистралей (оз. Синдинское), выступают в роли аккумуляторов стойких ПАУ При их трансформации могут накапливаться фенольные соединения, которые способны вызывать функциональные расстройства у гидробионтов различного уровня организации. В результате биогео-химических процессов, происходящих в илах при участии бентосных микробоценозов, осуществляется трансформация стойких ПАУ с образованием токсичных промежуточных продуктов, например 1,2-бензохинона, который влияет на изменение цветности воды и санитарно-гигиеническую обстановку в водных экосистемах.
По отношению к фенантрену было выявлено больше активных микробных комплексов. Они обнаружены главным образом в пробах воды, отобранных в основном русле р. Амур в зоне влияния крупных городов: Хабаровск, Амурск, Комсомольск-на-Амуре, Николаевск-на-Амуре. Максимальную активность на фенантрене показали МК из придонных слоев Бурейского водохранилища, особенно на том участке, где выжигали древесину и растительные остатки при очистке ложа водохранилища.
Специальные исследования показали, что стрессовые факторы в виде ионов тяжелых металлов (ртути) приводят не только к ингибированию роста на нафталине и фенантрене, но и к изменению механизмов их трансформации. Наиболее чувствительными оказались ферментные системы, ответственные за начальные этапы трансформации фенантрена. В присутствии ртути самоочищающий потенциал водных экосистем по отношению к фе-нантрену снижался в 5 раз. Экспериментально показано, что при одновременном загрязнении экосистем тяжелыми металлами и полиароматическими углеводородами степень экологического риска увеличивается за счет образования цветных токсичных промежуточных продуктов.
Высокую активность по отношению к ПАУ проявляли микробные комплексы Амурского лимана. Методом биоиндикации установлено, что высокий адаптационный потенциал к загрязнению ПАУ был характерен для МК амурских вод, переносимых по северному фарватеру в направлении Охотского моря. На мелководье Амурского лимана, где происходит седиментация взвешенных веществ, адсорбированные на них ПАУ активно трансформировались. Микробные комплексы Амурского лимана, развивающиеся в модельных экспериментах на нафталине и фенантрене, изменяли цветность вод до темнобурого оттенка и накапливали биомассу. Это говорит не только о трансформации ПАУ, но и об утилизации промежуточных продуктов. Среди цветных продуктов были обнаружены фенольные соединения типа пирокатехина и гидрохинона, которые могут быть утилизированы комплексными гидробиоценозами. Такая последовательность преобразования ПАУ способствует самоочищению природных вод.
Развитие МК на фенантрене, имеющем в своей структуре три бензольных кольца, отличалось, во-первых, тем, что развитие МК происходило намного медленнее, чем на нафталине. В течение 30 сут питательная среда оставалась прозрачной, но происходило изменение ее цветности. Во-вторых, биомасса начинала накапливаться только после образования цветных промежуточных продуктов желто-бурого цвета (табл. 3). Для МК потребовалось достаточно много времени, чтобы осуществить первый этап трансформации фенантрена с расщеплением одного из бензольных колец до образования утилизируемых цветных интермедиатов.
Таблица 3
Динамика изменения цветности водной среды и накопления биомассы модельных МК, выделенных из Амурского лимана на фенантрене
Станция Цветность, 400 нм Биомасса, 490 нм
30 сут 60 сут 135 сут 30 сут 135 сут
Пос. Оримиф 0,06 0,07 0,29 0,07 0,20
Мыс Тнейвах 0,03 0,04 0,33 0,04 0,24
Пос. Озерпах 0,04 0,055 0,39 0,04 0,26
Северный фарватер 0 0,02 0,29 0 0,26
Пос. Пронге 0,09 0,09 0,37 0,08 0,28
Южный фарватер 0,11 0,12 0,52 0,01 0,38
Мелководье, север 0,11 0,11 0,38 0,09 0,28
юг 0,09 0,1 0,36 0,1 0,27
восток 0,02 0,22 0,75 0,16 0,58
Наиболее активными по отношению к фенантрену оказались МК мелководий, где развивались макрофиты и происходила седиментация взвешенных веществ, поступающих с речным стоком. В данном случае ответные реакции МК, возможно, обусловлены загрязнением водной среды ПАУ различного строения и происхождения (природного и антропогенного). Известно, что нафталин, фенантрен и перилен довольно часто встречаются в устьевых зонах рек [16]. Некоторые представители ПАУ имеют пирогенное и биологическое происхождение, выделяются в водную среду при деструкции растительных остатков [17].
В южном фарватере Амурского лимана, где отмечалось активное судоходство, в воде были идентифицированы антрацен, флуорен и фенантрен. Источником загрязнения вы-ступют суда, транспортирующие уголь открытым способом. В зоне смешения морской и пресной воды эти соединения также присутствовали, несмотря на плохую растворимость в соленой воде. Дальнейшая их судьба связана с седиментацией на дно, биоаккумуляцией различными планктонными и бентосными организмами. На мелководьях вокруг о-ва Оримиф обнаружены фенантрен, бенз(а)пирен, дибензантрацен, бензпирелен и бенз-флуорантен. Все эти компоненты могут входить в состав взвешенных веществ, поступающих с речным стоком и оседающих на мелководье.
Низкомолекулярные ПАУ (нафталин и фенантрен) образуются при трансформации техногенных высокомолекулярных углеводородов нефтяного происхождения, а также при деструкции растительных остатков. В результате биодеградации ПАУ в водной среде могут проявляться промежуточные продукты: салициловая кислота, пирокатехин и фенол, которые постепенно утилизируются МК. Предполагается, что при незначительном загрязнении углеводородами происходит синтез ферментов, участвующих в деградации бензоата и фенола, при более длительном хроническом загрязнении доминируют ферменты,
расщепляющие салициловую кислоту.
Пирокатехин является самым распространенным интермедиатом, образующимся на завершающих этапах деградации ароматических соединений различной структуры [18].
Как показали наши исследования, фактически все микробные комплексы активно развивались на пирокатехине, а на салициловой кислоте - нет (рис. 3). Максимальные показатели роста на нафталине, пирокатехине и салициловой кислоте проявляли МК, подвергающиеся влиянию речного стока. Это отражает их высокий адаптационный потенциал, сформировавшийся в результате постоянного загрязнения р. Амур фенолами и ПАУ
Микробиологические исследова-
ния были подтверждены методом ВЭЖХ [6], в воде Амурского лимана идентифицирован бензфлуорантен, который обнаружен в р. Амур в пробах воды, отобранных ниже устья р. Сунгари. Этот углеводород фактически не разрушается в основном русле и выносится с речным стоком в лиман. В природных водах на северном фарватере обнаружены продукты трансформации высокомолекулярных ПАУ (нафталин, аценафталин, аценафтен).
Таким образом, загрязнение р. Амур стойкими полиароматическими углеводородами происходит под влиянием различных антропогенных факторов (формирование водохранилищ, загрязнение окружающей среды транспортом, сжигание всех видов топлива, поступление с поверхностным стоком углеводородов, лесные пожары). Особое место отводится трансграничному поступлению ПАУ со стоком р. Сунгари. Многие представители ПАУ распространяются со взвешенными веществами, оседают на дне, медленно разлагаются в донных отложениях. Продукты их трансформации мигрируют в водную среду, являясь источником постоянного загрязнения летучими ароматическими веществами.
Со стоком р. Амур в прибрежные морские акватории выносятся наиболее стойкие ПАУ, такие как бензфлуорантен и фенантрен, а также промежуточные продукты их разложения - нафталин и аценафталин. В результате биотрансформации в воду могут поступать растворимые промежуточные продукты деградации, изменяющие цветность воды и обладающие токсичными свойствами, например 1,2-бензохинон. Чтобы узнать, как снизить риск загрязнения полиароматическими углеводородами природных вод Приамурья, включая Амурский лиман, необходимо провести углубленные исследования качественного и количественного состава этих токсичных веществ. Для оценки возможного влияния ПАУ на состояние и воспроизводство морских биоресурсов необходимы исследования механизмов биоаккумуляции в различных органах и тканях гидробионтов, особенно с длительным жизненным циклом.
ЛИТЕРАТУРА
1. Безопасность России. Экологическая диагностика / под ред. чл.-корр. РАН В.В.Клюева. М.: Знание, Машиностроение, 2000. 496 с.
2. Кондратьева Л.М., Чухлебова Л.М., Рапопорт В.Л., Золотухина Г.Ф., Пешалов А.А., Путивская М.В. Биоиндикация загрязнения водных экосистем полиароматическими углеводородами // Регионы нового освоения:
Рис. 3. Особенности роста МК Амурского лимана на нафталине (Наф.) и продуктах трансформации ароматических углеводородов - салициловой кислоте (Сал.), пирокатехине (Пир.): 1 - пос. Оримиф, 2 - мыс Тнейвах, 3 - северный фарватер, 4 - пос. Пронге, 5 - южный фарватер, 6 - мелководье, север о-ва Оримиф, 7 - мелководье, юг о-ва Оримиф, 8 - мелководье, восток о-ва Оримиф
стратегия развития: материалы междунар. науч. конф. 15-17 сент. 2004 г., Хабаровск. Хабаровск: ИВЭП ДВО РАН, 2004. С. 98-101.
3. Кондратьева Л.М. Вторичное загрязнение водных экосистем // Вод. ресурсы. 2000. Т 27, № 2. С. 221-231.
4. Кондратьева Л.М. Качество воды и экологическая безопасность Приамурья // Переход Хабаровского края на модель устойчивого развития: Экология. Природопользование: [сб. работ Науч.-техн. совета при Крайкомэкологии]. Хабаровск, 2000. С. 4-12.
5. Кондратьева Л.М., Гаретова Л.А., Чухлебова Л.М. Микробиологическая оценка экологического риска трансграничного загрязнения р. Амур // Фундаментальные проблемы воды и водных ресурсов на рубеже третьего тысячелетия: материалы междунар. науч. конф. Томск: НТЛ, 2000. С. 332-335.
6. Кондратьева Л.М., Золотухина Г.Ф., Рапопорт В.Л. Подходы к оценке экологического риска загрязнения реки Амур полиароматическими углеводородами // Фундаментальные проблемы изучения и использования воды и водных ресурсов: материалы науч. конф., 20-24 сент. 2005, Иркутск. Иркутск: Ин-т географии СО РАН, 2005. С. 281-283.
7. Кондратьева Л.М. Приамурье: вопросы экологической безопасности // Использование и охрана природных ресурсов в России. Бюл. М-ва природ. ресурсов РФ. М., 2001. № 9. С. 99-103.
8. Кондратьева Л.М. Социально-экологический кризис на Амуре: перспективы оценки и управления // Междунар. симпоз. по проблемам сохранения окружающей среды в регионах северо-восточной Азии, 4-6 ноября 2003 г., Хабаровск: [сб. докл]. Хабаровск, 2003. С. 38-44.
9. Кондратьева Л.М. Трансграничное загрязнение и стабилизация экологической ситуации в Приамурье // Пробл. региональной экологии. 2000. № 6. С. 114-120.
10. Майстренко В.Н., Хамитов РЗ., Будников ГК. Эколого-аналитический мониторинг суперэкотоксикантов. М.: Химия, 1996. 319 с.
11. Охрана водных ресурсов и экосистем / Европейская экономическая комиссия. Нью-Йорк: ООН, 1993. 120 с.
12. Стойкие органические загрязнители, содержащиеся в окружающей среде, их влияние на здоровье населения // Экол. вестн. России. 2002. № 9. С. 12-19.
13. Хутолева М.В. Как организовать общественный экологический мониторинг. М.: Социально-экологический союз, 1997. 256 с.
14. Шестеркин В.П. О влиянии р. Сунгари на качество вод Амура // Переход Хабаровского края на модель устойчивого развития: экология. Природопользование: [сб. работ Науч.-техн. совета при Крайкомэкологии]. Хабаровск, 2000. С. 19-27.
15. Шестеркин В.П., Шестеркина Н.М. Роль реки Сунгари в формировании химического состава воды Среднего Амура в зимнюю межень // Биогеохимические и гидроэкологические оценки наземных и пресноводных экосистем. Владивосток: Дальнаука, 2003. Вып. 13. С. 106-120.
16. Doong R.A., Lin Y.T. Characterization and distribution of polycyclic aromatic hydrocarbon contaminations in surface sediment and water from Gao-ping River, Taiwan // Water Res. 2004. Vol. 38 (7). P 1733-1744.
17. Krauss M., Wilcke W., Martius C., Bandeira A.G., Garcia M.V, Amelung W. Atmospheric versus biological sources of polycyclic aromatic hydrocarbon (PANs) in a tropical rain forest environment // Environ. Pollut. 2005. May. Vol. 135 (1). P. 143-154.
18. Sei K., Inoue D., Wada K., Mori K., Ike M., Kohno T., Fujita M. Monitoring behavior of catabolic genes and change of microbial community structures in seawater microcosms during aromatic compound degradation // Water Res. 2004. Dec. Vol. 38 (20). P. 4405-4414.
