Биология внутренних вод, 2020, № 3, стр. 211-221
Источники органического вещества в донных отложениях эстуариев малых рек бассейна Татарского пролива
Л. А. Гаретова a, *, Н. К. Фишер a, М. А. Климин a
a Институт водных и экологических проблем, Дальневосточное отделение
Российской академии наук
Хабаровск, Россия
* E-mail: micro@ivep.as.khb.ru
Поступила в редакцию 04.10.2019
После доработки 10.11.2019
Принята к публикации 12.11.2019
Аннотация
В донных осадках внутренних эстуариев малых рек Мучке и Токи исследовали распределение органического вещества, углеводородов, фитопигментов и эколого-трофических групп бактериобентоса. Показано влияние морфолого-гидрологических характеристик эстуариев на формирование количественного и качественного состава органического вещества в донных отложениях. Исследование молекулярного и группового состава н-алканов в донных отложениях позволило выделить основные генетические типы органического вещества, тесно связанные со спецификой гидродинамики вод и осадконакопления в малых приливных эстуариях.
ВВЕДЕНИЕ
В последнее время малые эстуарии все больше привлекают внимание исследователей (Callaway et al., 2014; Jickells et al., 2014; Pye, Blott, 2014). Предполагается, что даже небольшое вмешательство может оказывать существенное влияние на эстуарии, имеющие относительно малые площади. Функционирование малых эстуариев в условиях стабильного антропогенного пресса создает угрозу проявления кумулятивных эффектов различных загрязнителей за счет сочетания мелководности и зоны смешения морских и пресных вод.
В юго-западный район Татарского пролива впадает множество средних и малых рек, стекающих с восточного склона Сихотэ-Алиня. Современный облик устьевых областей многих из них начал формироваться в 40-е годы прошлого века в период строительства железной дороги Комсомольск-на-Амуре–Совгавань. Железнодорожная магистраль, опоясывая побережье, затронула устья многих малых рек (Мучке, Токи, Большая и Малая Дюанка и др.). Прокладка мостов через устья рек сопровождалась сужением внешних участков эстуариев, что привело к образованию полузамкнутых лагун или приустьевых озер. Следствие таких морфологических изменений – наблюдаемое в настоящее время обмеление эстуариев малых рек, которое влечет за собой утрату нерестовых угодий для дальневосточных лососей и других объектов ихтиофауны и гидробионтов. В последние годы антропогенный пресс на малые эстуарные системы Татарского пролива значительно увеличился в связи со строительством угольных и нефтеналивных терминалов. Поэтому изучение биогеохимических процессов, происходящих в системе река–море, и мониторинг состояния прибрежных экосистем Татарского пролива имеет большое научное и прикладное значение.
Для получения информации о закономерностях распределения, состава, генезиса, трансформации и круговорота органических веществ в региональных и глобальных масштабах признанным важнейшим инструментом служит исследование молекулярного состава н-алканов. Используя свойства устойчивости н-алканов в процессах седиментогенеза и раннего диагенеза, можно по характерным хроматографическим пикам, групповому составу, содержанию и соотношению молекулярных компонентов указать преобладающий тип ОВ (Артемьев, 1993; Беляев, 2015; Немировская, 2004; Пересыпкин, Романкевич, 2010; Петров, 1974; Hockun et al., 2016; Nishimura, Baker, 1986; Peters, Moldowan, 1994; Renee et al., 2016).
Цель работы – выявить основные закономерности содержания, распределения и состава ОВ в ДО эстуариев малых рек Мучке и Токи бассейна Татарского пролива.
МАТЕРИАЛ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ
Малые реки Токи и Мучке протяженностью до 40 км берут начало на восточном макросклоне Северного Сихотэ-Алиня и впадают в Татарский пролив в районе пос. Ванино (рис. 1). Устьевая область р. Токи включает в себя одноименное озеро, сообщающееся с бухтой короткой (до 30 м) протокой шириной 12 м. Площадь оз. Токи 0.23 км2, в отлив зона осушки достигает 20%. Озеро Мучке расположено в 1.1 км выше места впадения р. Мучке в одноименную бухту и имеет площадь водного зеркала 0.59 км2. В районе исследования приливы имеют неправильный полусуточный характер, их высота 0.3–1.0 м. Исследуемые водные объекты испытывают антропогенную нагрузку: русла пересекаются автомобильным и железнодорожным мостами, на водосборе р. Токи расположен полигон хранения твердых отходов пос. Ванино, на южном берегу оз. Мучке находится нефтехранилище, а в бухте Мучке действует морской угольный терминал.
Схема расположения гидролого-гидрохимических и гидробиологических станций для изучения эстуариев представлена на рис. 1. Съемку проводили 23 и 24 июля 2014 г. в период совпадения речной межени и высокого прилива на трех станциях каждого из эстуариев. Пробы поверхностных слоев (0–5 см) ДО отбирали по отливу трубчатым стратометром. На каждой станции фиксировали глубину, соленость, температуру и рН придонной воды при помощи кондуктометра WQC-24 (DKK-TOA Corporation, Япония). Фотосинтетические пигменты определяли согласно стандарту (ГОСТ 17.1.4.02-90…) в вариации применительно к определению растительных пигментов в донных отложениях (Сигарева, 2012). Концентрацию пигментов определяли на спектрофотометре модели UVmini-1240 производства фирмы Shimadzu (Япония).
Микробиологические посевы проводили в полевой лаборатории не позднее 1 ч после отбора проб, согласно общепринятым в водной микробиологии методам (Кузнецов, Дубинина, 1989). Численность эвтрофной группы СБ определяли на РПА. На РПА, разбавленном в 10 раз, определяли численность ГБ, потребляющих умеренные концентрации ОВ. Численность НОБ выявляли на среде Раймонда с нефтью, численность ФРБ ‒ на среде РПА:10 с внесением фенола в концентрации 1 г/л. Результаты подсчета выражали в численности КОЕ микроорганизмов в 1 г сырого грунта.
Содержание Сорг определяли методом мокрого сжигания с фотометрическим окончанием в воздушно-сухой навеске. Определение массовой доли УВ в ДО выполняли по методике (ПНД Ф, 2005). УВ выделяли экстракцией четыреххлористым углеродом и очищали от сопутствующих полярных соединений на колонке с оксидом алюминия второй степени активности по Брокману. Измерения проводили на концентратомере КН-2 (“Сибэкоприбор”, Россия). Элюаты четыреххлористого углерода, оставшиеся от количественного анализа УВ, использовали для хроматографического анализа н-алканов, который осуществляли на газовом хроматографе НР6890 серии 2 с пламенно-ионизационным детектором, капиллярная колонка Ultra 125 м × 0.32 мм × 0.25 мкм в режиме от 60 до 280°С (Фомин, 2000). Хроматограммы обрабатывали с помощью программы НР3365, версия А03.01 HeWlett Packard 1992 г.
Химические анализы проводили в Центре коллективного пользования “Межрегиональный центр экологического мониторинга гидроузлов” при Институте водных и экологических проблем Дальневосточного отделения РАН.
РЕЗУЛЬТАТЫ ИССЛЕДОВАНИЯ
Органический углерод и углеводороды. Пространственное распределение Сорг было крайне неравномерным и в зависимости от типа ДО колебалось в оз. Мучке от 0.47 до 3.70%, в оз. Токи от 0.08 до 7.29% (табл. 1). Максимальное содержание Сорг выявлено в илах на середине оз. Токи (ст. Т2), минимальное – в мелких песках на выходе из этого озера (ст. Т3). В ДО верхней части эстуария р. Мучке (ст. М1) с зарослями зостеры содержание Сорг существенно превышало таковое аналогичного участка оз. Токи (ст. Т1).
Таблица 1.
Станция | Осадок | Расстояние от моря, км |
Глубина, м |
Придонная вода | Сорг, % | УВ, мг/дм3 | ||
---|---|---|---|---|---|---|---|---|
S, епс | T, °C | pH | ||||||
М1 | Песчанистый ил | 2.1 | 0.40 | 0.00 | 16.0 | 6.62 | 3.53 | 0.55 |
М2 | Илистый песок | 1.5 | 0.45 | 2.97 | 22.6 | 7.37 | 3.70 | 1.47 |
М3 | Песчанистый ил | 1.1 | 0.70 | 4.55 | 22.3 | 7.58 | 0.47 | 0.12 |
Т1 | Илистый песок | 0.45 | 1.20 | 0.47 | 18.3 | 6.57 | 0.55 | 0.07 |
Т2 | Черный ил с запахом H2S | 0.25 | 0.52 | 10.58 | 20.3 | 7.07 | 7.29 | 0.23 |
Т3 | Серый мелкий песок | 0.03 | 0.30 | 15.34 | 20.2 | 7.35 | 0.08 | 0.01 |
Содержание УВ колебалось от концентраций на грани чувствительности прибора в песках проточного участка оз. Токи (ст. Т3) до аномально высокого уровня 1.47 мг/г в илистых песках оз. Мучке (ст. М2) вблизи нефтебазы (табл. 1). Доля УВ в содержании Сорг в последнем случае была ~4%, что характерно для нефтезагрязненных осадков (Немировская, 2004). В оз. Токи максимальное количество УВ выявлено в илах центральной части (ст. Т2) с самой высокой концентрацией Сорг (табл. 1).
Фитопигменты. Общее содержание фитопигментов в ДО оз. Мучке варьировало от 42.60 до 311.00 мкг/г и в среднем было 172.29 мкг/г (табл. 2). Максимальное количество пигментов, наблюдаемое в южной части озера (ст. М2), снижалось к верхней части эстуария (ст. М1) почти в 2, а к нижней его части – в >7 раз.
Таблица 2.
Станция | Содержание пигментов, мкг/г | Хл а/∑кар. | |||
---|---|---|---|---|---|
Хл а | Хл b | Хл с | ∑кар. | ||
М1 | 90.74 | 5.46 | 0.73 | 66.34 | 1.37 |
М2 | 168.63 | 9.65 | 0.78 | 131.94 | 1.28 |
М3 | 24.18 | 2.53 | 0.63 | 15.26 | 1.58 |
Т1 | 18.96 | 1.26 | 0.74 | 13.96 | 1.36 |
Т2 | 58.99 | 5.34 | 1.11 | 65.48 | 0.90 |
Т3 | 0.94 | 0.67 | 2.02 | 1.90 | 0.49 |
В оз. Токи общее содержание пигментов изменялось от 5.53 до 130.92 мкг/г, их среднее содержание 57.12 мкг/г было в 3 раза ниже, чем в ДО оз. Мучке. Максимальная концентрация пигментов выявлена в сероводородных илах ст. Т2. В ДО верхней части эстуария (ст. Т1) их содержание было меньше в 3.7 раза, а в песках проточного участка (ст. Т3) зафиксированы следовые их количества.
Состав фотосинтетических пигментов в ДО изменялся в зависимости от типа осадков и гидродинамической активности. На ст. Т2 преобладание каротиноидов (Хл a/∑кар = 0.9) свидетельствовало о замедлении развития фитобентосного сообщества, вероятно, вследствие токсичного воздействия сероводорода, присутствующего в илах центральной части оз. Токи. Содержание Хл a в илистых осадках исследованных эстуариев достигало ~170 мкг/г (в среднем 72.3 мкг/г), его доля от суммы хлорофиллов – 88.4–94.2%. Исключением были пески проточного участка оз. Токи (ст. Т3), где снижение доли Хл a до 25.9% сопровождалось снижением его содержания в ДО до минимума – 0.94 мкг/г.
Бактериобентосные сообщества. На станциях оз. Мучке численность ГБ варьировала в пределах одного порядка при максимальном содержании в илистых осадках ст. М2. В ДО оз. Токи численность ГБ колебалась незначительно и не превышала 3.5 × 105 КОЕ/г, что в ~3 раза ниже среднего показателя (9.3 × 105 КОЕ/г) в ДО оз. Мучке (табл. 3).
Таблица 3.
Станция | Численность бактерий, КОЕ/г | ГБ/СБ | |||
---|---|---|---|---|---|
СБ (×104) | ГБ (×105) | НОБ (×104) | ФРБ (×103) | ||
М1 | 1.1 | 2.9 | 5.3 | 1.0 | 2.4 |
М2 | 8.0 | 13.8 | 9.0 | 3.5 | 17.3 |
М3 | 10.8 | 11.1 | 3.5 | 3.5 | 10.3 |
Т1 | 10.7 | 3.2 | 4.9 | 7.5 | 3.0 |
Т2 | 9.6 | 3.0 | 5.1 | 3.0 | 3.1 |
Т3 | 3.7 | 3.5 | 6.6 | 5.0 | 9.5 |
Показатели численности эвтрофной группы СБ в ДО эстуариев существенно не различались, за исключением грунтов пресноводного участка оз. Мучке (ст. М1), где численность СБ была на порядок ниже, чем в ДО мезогалинной зоны эстуария.
В оз. Мучке отношение ГБ/СБ >10 указывало на преобладание поздних этапов деструкции ОВ. В оз. Токи это отношение было <10, что свидетельствует о седиментации свежего, слабо разложенного ОВ, которое приводит к увеличению численности копиотрофов в бактериобентосном сообществе.
В сообществе бактериобентоса оз. Токи средняя численность бактерий, адаптированных к высоким концентрациям фенолов, почти в 2 раза превышала таковую в ДО оз. Мучке, что указывает на постоянное присутствие в ДО оз. Токи соединений фенольной природы. Их источниками здесь могут служить продукты микробиологической деструкции биомассы морских красных и бурых водорослей (Пересыпкин и др., 2004).
Максимальная численность НОБ зарегистрирована в осадках оз. Мучке, загрязненных нефтепродуктами (ст. М2) при их максимальной доле (6.5%) в составе сообщества ГБ. В ДО оз. Токи с умеренным содержанием УВ доля НОБ в сообществе бактериобентоса была 15.3–18.8%.
Молекулярный состав н-алканов в донных осадках. Анализ распределения н-алканов выявил различия в составе ОВ осадков исследованных эстуариев (рис. 2). Была предпринята попытка количественной оценки вклада различных биотических компонентов в состав ОВ малых эстуариев. Тип ОВ характеризовали по вкладу н-алканов – маркеров соответствующих продуцентов (Беляев, 2015; Немировская, 2004; Пересыпкин, Романкевич, 2010; Петров, 1974; Boulobassi, Saliot, 1993; Hockun et al., 2016; Nishimura, Baker, 1986; NRC, 2003; Peters, Moldowan, 1994; Renee et al., 2016) (табл. 4).
Таблица 4.
Показатель | Станция | ||||
---|---|---|---|---|---|
М1 | М2 | М3 | Т1 | Т2 | |
Сорг, % | 3.53 | 3.70 | 0.47 | 0.55 | 7.29 |
Содержание УВ, мг/г | 0.55 | 1.47 | 0.12 | 0.07 | 0.23 |
Диапазон идентифицированных гомологов | С12–С29 | С12–С30 | С12–С22 | С14–С27 | С17–С35 |
∑С11–С22/∑С23–С35 | 2.14 | 3.25 | – | 4.33 | 0.15 |
CPI | 0.96 | 1.18 | 0.61 | 1.40 | 2.48 |
Пристан/фитан (i-C19/i-C20) | 1.05 | 0.65 | – | 0.53 | 0.38 |
i-C19/n-C17 | 0.33 | 0.73 | – | 0.28 | 0.40 |
i-C20/n-C18 | 0.80 | 1.87 | – | 0.90 | 0.81 |
∑С15, С16, С17, % | 34.03 | 28.39 | 49.91 | 46.41 | 1.99 |
∑С12–С16, % (жидкие н-алканы) | 31.67 | 17.32 | 57.67 | 25.87 | – |
∑С15, С17, С19, % (микроводоросли) | 17.07 | 24.39 | 38.11 | 34.80 | 5.80 |
∑С21, С23, С25, % (макрофиты) | 3.40 | 3.00 | – | 8.26 | 13.46 |
∑С16, С20–С24, % (бактериальные н-алканы) | 16.96 | 15.63 | 16.02 | 2.00 | 11.00 |
∑С27, С29, С31, % (наземная растительность) | 18.00 | 6.48 | – | 8.07 | 34.24 |
Наиболее близкими по составу н-алканов были осадки станций М1, М2, Т1, характеризующиеся доминированием низкомолекулярных гомологов – ∑С11–С22/∑С23–С35 = 2.14–4.33. Вследствие низкого содержания УВ в песчанистых осадках ст. М3 высокомолекулярные гомологи в составе н-алканов не выявлены (табл. 4, рис. 2). В песках ст. Т3 содержание УВ было ниже чувствительности прибора, поэтому анализ н-алканов не проводили.
Величина СPI характеризует зрелость ОВ и может быть использована для разделения незрелого и/или непреобразованного ОВ (с повышенной нечетностью УВ) и зрелого ОВ или нефтей с выравненным содержанием четных и нечетных гомологов (Peters, Moldowan, 1994). Судя по величине CPI, ОВ большинства исследованных осадков представлено малопреобразованным незрелым ОВ.
Отношение изо-алканов (i) – пристана к фитану – отражает условия формирования ОВ. Некоторое преобладание пристана над фитаном (i-C19/i-C20 = 1.05) отмечено в осадках верховья эстуария р. Мучке (ст. М1), что характерно для ОВ с большим вкладом наземной растительности, сформированного в окислительных условиях (Беляев, 2015; Данюшевская и др., 1990; Peters, Moldowan, 1994). В остальных случаях величина данного отношения <1 характеризует преобладание восстановительных условий формирования ОВ, исходным материалом которого служили морские организмы (Конторович и др., 2006; Boulobassi, Saliot, 1993; Peters, Moldowan, 1994). В основном содержание н-алканов (n) было выше, чем изопреноидов – (i-C19/n-C17 = 0.28–0.73; i-C20/n-C18 = 0.8–1.87), что указывает на постоянное поступление свежих УВ (Boulobassi, Saliot, 1993).
Самое высокое содержание н-алканов, маркирующих активно протекающие процессы трансформации УВ – содержание С16 и соседних с ним гомологов ∑С15, С17 (Немировская, Сивков, 2012; Ladygina, 2006; Wang, Fingas, 2003), было выявлено в осадках проточных станций М3 и Т1 (49.91 и 46.41% соответственно).
Содержание жидких гомологов варьировало от 17.3 до 57.7% суммы н-алканов. Их присутствие в осадках ст. М1 в сочетании с близким содержанием нечетных и четных гомологов (CPI = 0.96) характеризует присутствие УВ нефтяного генезиса. Их источником служит регулярный сток с автомобильного моста через р. Мучке. Среди выявленных в осадках ст. М3 короткоцепочечных гомологов С12–С22, жидкие н-алканы составляли большую часть (57.67% суммы), из них на С12 (додекан), обычно входящего в состав горюче-смазочных материалов, приходился 31%. В осадках ст. М3 жидкие н-алканы могут иметь смешанный генезис – поступать поверхностным стоком в нетрансформированном виде, а также являться промежуточными продуктами микробиологической деструкции высокомолекулярных УВ в осадках. В пользу последнего свидетельствует высокое содержание маркеров микробиологической трансформации УВ – ∑С15, С16, С17 = 49.91% суммы.
Вклад маркеров микроводорослей был от 5.8 до 38.1% при максимальной их доле в составе низкомолекулярных н-алканов на ст. М3, и минимальной – на ст. Т2 (табл. 4).
В формировании УВ в осадках эстуария р. Мучке вклад морских водорослей невелик – ≤3.4%, что обусловлено удаленностью внутреннего эстуария от взморья. В эстуарии р. Токи, непосредственно связанном с морем, доля маркеров макрофитов ∑С21, С23, С25 в составе ОВ увеличивалась, особенно в его центральной части (ст. Т2). При этом их роль в составе ОВ ограничивается тем, что морской растительный материал легко подвергается микробиологическому разложению.
Бактериальная продукция включает в себя вещества, продуцируемые непосредственно клеткой, а также продукты микробиологической деструкции высокомолекулярных соединений в ДО. Ее доля в составе УВ исследованных осадков варьировала от 2 до 17% суммы н-алканов. В осадках эстуария р. Мучке вклад бактериальной продукции был выше, чем в эстуарии р. Токи (табл. 4).
Вклад терригенного органического материала в формирование ОВ исследованных осадков определяется наличием максимумов при С27, С29, С31 в длинноцепочечной области спектров н-алканов (рис. 2), характерных для остатков восков высших растений и обнаруженных в ДО всех станций за исключением ст. М3. Их суммарная доля (∑С27, С29, С31) в составе н-алканов варьировала от 6.5 до 34.2%, при максимальной ее величине в осадках ст. Т2.
Особое место занимал состав УВ центральной части эстуария р. Токи (ст. Т2). Здесь в отличие от других осадков в составе н-алканов преобладали длинноцепочечные гомологи – С11–С22/∑С23–С35 = 0.15. Среди них маркеры ОВ терригенного генезиса ∑С27, С29, С31 составляли 34.24%, что значительно выше, чем в составе н-алканов других станций. В высокомолекулярной области спектра выявлена относительно высокая (20.76%) доля н-С34 (тетратриаконтан), отсутствующего в составе н-алканов ДО других станций. Величина CPI = 2.48 характеризует слабую степень преобразованности ОВ, что обусловлено постоянным поступлением свежего терригенного ОВ с речным и поверхностным стоками и его консервацией в восстановленных илах. На это же указывает низкая доля маркеров биотрансформации – ∑С15, С16, С17 равна ~2%.
ОБСУЖДЕНИЕ РЕЗУЛЬТАТОВ
Различия в условиях солености внутренних эстуариев рек Мучке и Токи определяются степенью их удаленности от морской акватории, влияющей на водообмен с морем, а также величиной площади водного зеркала, очертаниями береговой линии. На момент совпадения речной межени и высокого прилива в июле 2014 г. внутренний эстуарий р. Мучке характеризовался олигогалинной зоной с градиентом солености 0–4.55 епс. Величина градиента солености в эстуарии р. Токи была 0–15.34 епс (олиго- и мезогалинная зоны), что обусловлено интенсивным водообменом внутреннего эстуария р. Токи с морем, малой его площадью, а также его сжатостью по разрезу “река–море”.
Наиболее общая закономерность распределения Сорг в ДО исследованных эстуариев – резкое снижение его содержания в грунтах нижних проточных участков по сравнению с заиленными осадками их слабопроточных участков. Сравнение полученных результатов с данными по содержанию Сорг в осадках эстуариев рек Амурского залива (Приморский край) показало, что в песчаных грунтах участков с высокой динамикой вод содержание Сорг находится на близком уровне – 0.66%. Это объясняется периодическим взмучиванием осадков и вымыванием ОВ из верхнего слоя в море (Марьяш и др., 2010). Локальное накопление большого количества ОВ (Сорг = 7.3%) в центральной части оз. Токи, по-видимому, обусловлено тем, что процесс поступления ОВ преобладает над процессами его деструкции, что характерно для восстановительных условий в ДО, способствующих сохранению в них исходного ОВ.
Важный источник ОВ в ДО малых эстуариев – взвешенное вещество, поступающее с речным стоком и оседающее в гравитационной зоне маргинального фильтра (Лисицын, 2008). Ранее нами показано (Гаретова и др., 2016), что содержание взвеси в воде рек Мучке и Токи составляло 24.9 и 13.3 мг/л соответственно, при этом на долю Сорг в составе взвеси р. Мучке достигало 82.7%, в р. Токи – 69.2%.
Распределение УВ по площади дна исследованных эстуариев было неравномерным и имело определенное сходство с распределением ОВ, поскольку максимальные концентрации УВ были выявлены на станциях с максимальным для каждого водного объекта содержанием Сорг. Однако содержание УВ в осадках и их доля в Сорг, характеризующие уровень загрязнения, существенно различались.
Фоновые концентрации УВ обычно не превышают 10 мкг/г в песчанистых и до 100 мкг/г в илистых осадках (Галимов и др., 2006; Tolosa et al., 2004), при этом их доля обычно ≤1% от Сорг (Немировская, 2004). В ДО исследованных эстуариев, кроме проточных участков оз. Токи (ст. Т1 и Т3), превышение фонового уровня УВ было от 1.2 до 14 раз. Осадки оз. Мучке подвержены антропогенному нефтяному загрязнению: превышение фонового уровня содержания УВ в 5.5 и 1.2 раз выявлено в песчанистых илах станций М1 и М3, а их доля в составе Сорг составляла 2.4 и 1.8% соответственно. Наиболее загрязнены нефтепродуктами осадки на участке непосредственного стока с территории нефтебазы (ст. М2), где содержание УВ превышало фоновый уровень в 14 раз, а доля УВ в Сорг была на уровне 4%. Содержание УВ в органогенных осадках центральной части оз. Токи также превышало фоновый уровень для данного типа осадков (в 2.3 раза), но в отличие от осадков оз. Мучке доля УВ в Сорг здесь была 0.31%, что указывает на их биогенный генезис.
Фотосинтетические пигменты в ДО служат маркерами ОВ, синтезированного фитопланктоном, фитобентосом, высшей водной растительностью, пурпурными и зелеными бактериями. Характер распределения Сорг и фитопигментов в ДО исследованных эстуариев указывает на их единый источник происхождения (рис. 3). Среднее содержание фитопигментов в ДО оз. Мучке в 3 раза выше, чем в оз. Токи, в бóльшей степени подверженному влиянию приливо-отливных течений. В верхних слоях ДО слабопроточных участков озер сложились благоприятные условия для сохранения ОВ и осадочного хлорофилла из-за обеднения ДО кислородом, поэтому содержание Хл а в осадках эстуариев рек Мучке и Токи достигало высоких значений (до 170 мкг/г). Эти показатели значительно выше, чем в осадках Амурского залива (Японское море), где его содержание не превышало 19 мкг/г (Марьяш и др., 2010; Поляков и др., 2012). Литературные данные по вкладу микрофитобентоса в органическое вещество ДО противоречивы. Так, в осадках эстуариев Японского моря доля углерода микрофитобентоса в ДО была незначительна (1–2% общего Сорг осадка) (Марьяш и др., 2010; Поляков и др., 2012). Вместе с тем, анализ данных для разнотипных водных объектов показал, что в мелководных зонах вклад микрофитобентоса в органическое вещество ДО максимален (Сигарева, 2006).
Определенный вклад в пигментный фонд и формирование ОВ в осадках исследованных водных объектов вносит фитопланктон. В частности, пресноводные виды фитопланктона оказываются в соленой воде, что вызывает лизис клеток и их осаждение на дно (Dagg et al., 2008). Наши исследования (Гаретова и др., 2016) показали, что содержание Хл а в воде оз. Мучке было 1.2–4.3 мкг/л, в оз. Токи – 2.2–15.2 мкг/л. При этом максимальные его концентрации в воде соответствовали участкам депонирования Сорг и фитопигментов в ДО (ст. М2 и Т2).
В ДО бактерии одновременно участвуют в процессах образования, деструкции и трансформации ОВ. В условиях флюктуирующих факторов водной среды эстуариев, в частности солености, речной бактериопланктон может отмирать и оседать на дно. По нашим данным (Гаретова и др., 2016), численность ГБ в воде оз. Мучке была 1.0–9.6 тыс. КОЕ/мл, в оз. Токи – 7.7–24.0 тыс. КОЕ/мл, что на 2–3 порядка ниже, чем в ДО. Продукция бактериобентоса может варьировать от 10 до 60% суммарной продукции бактериобентоса и бактериопланктона, а его доля в суммарной продукции редуцентов увеличивается с уменьшением глубины водного объекта (Бульон, 2012). Важное отличие бактериобентосного сообщества оз. Токи – увеличение доли НОБ в составе гетеротрофов до 15.3–18.8%, что выше условной границы 10%, характеризующей способность сообщества к утилизации УВ (Патин, 2001). На фоне умеренного содержания УВ и низкой его доли в составе Сорг (до 0.31%) это может быть обусловлено присутствием в илистых осадках оз. Токи преимущественно биогенных УВ.
Анализ распределения н-алканов показал, что состав ОВ в осадках исследованных эстуариев определяется характером исходного органического материала – биомассы микро- и макроводорослей, терригенных растительных остатков, бактерий, а также наличием УВ нефтяного генезиса. Однако вклад различных компонентов в состав ОВ в первую очередь определяется гидролого-морфологическими особенностями эстуариев.
В осадках удаленного от моря эстуария р. Мучке ОВ по типу – смешанное, т.е. автохтонно-аллохтонное с участием нефтяных УВ. Автохтонная составляющая представлена ОВ планктоногенного и бактериального генезиса. Заметное влияние терригенного ОВ отмечено только в осадках верховья и прибрежной части эстуария р. Мучке. Обращает на себя внимание высокая доля жидких гомологов в составе н-алканов осадков оз. Мучке. Будучи жидкостями, н-алканы С10–С16 быстрее подвергаются микробиологическому окислению по сравнению с твердыми н-алканами. Обычно присутствие жидких н-алканов в составе УВ предполагает поступление свежего нефтяного загрязнения. При хроническом загрязнении нефтепродуктами в ДО накапливаются тяжелые фракции нефтяных УВ. Вероятно, жидкие н-алканы в ДО оз. Мучке служат промежуточными продуктами микробиологического окисления высокомолекулярных нефтяных УВ. В ДО участка непосредственного поступления нефтепродуктов (ст. М2) сформирована зона с преобладанием анаэробных условий, поэтому микробиологическое окисление высокомолекулярных УВ здесь затруднено, о чем свидетельствует снижение доли жидких н-алканов и маркеров напряженности микробиологических процессов ∑С15, С16, С17.
Другая особенность ДО застойной зоны эстуария р. Мучке (ст. М2) – высокое содержание изо-алканов (фитана (15.95%), пристана (10.44%)). Известно, что эти углеводороды образуются при разложении фитола – основного компонента хлорофилла (Петров, 1974). По-видимому, высокое содержание указанных изо-алканов обусловлено высоким уровнем первичной продукции в прибрежной части эстуария р. Мучке, что подтверждается максимальным (168.63 мкг/г) содержанием Хл а. Известно, что невысокие концентрации УВ способны стимулировать развитие микроводорослей (Немировская, 2004; Немировская, Сивков, 2012; Патин, 2001). Выявленное в осадках ст. М2 преобладание фитана над н-С18 наблюдалось также в нефтезагрязненных органогенных осадках пресноводных озер (Кульков и др., 2017).
Особенность эстуария р. Токи, характеризующегося интенсивным водообменом с морем, – накопление большого количества ОВ в осадках центральной части за счет морского растительного материала (остатки макрофитов и морских трав), регулярно поступающего с приливами и штормами. За счет малых глубин и приливо-отливных течений в оз. Токи осадки подвергаются перемыву и аэрации. В результате диагенез происходит одновременно в восстановительных и окислительных условиях. В зависимости от гидродинамических особенностей в оз. Токи выявлены две локальные зоны с ОВ различного генезиса.
В формировании ОВ проточного участка в верхней части эстуария р. Токи заметную роль играют микроводоросли (34.8% суммы н-алканов). Вероятно, здесь при увеличении солености происходит гибель и осаждение пресноводного фитопланктона, что согласуется с представлениями о зоне лавинной седиментации маргинальных фильтров (Лисицын, 2008). Доля маркеров наземной растительности в балансе УВ составляет ~8%, что равноценно вкладу морских макрофитов на данном участке эстуария. Такая картина не характерна для эстуариев крупных рек, где в ДО верховьев эстуариев преобладает ОВ терригенного генезиса (Кравчишина, 2007; Лисицын, 2008; Пересыпкин, Романкевич, 2010). В случае с малым эстуарием р. Токи, влияние морского ОВ на состав осадков его верховья обусловлено преобладанием морских течений по сравнению с речным стоком. За счет этого морской растительный материал достигает верховья эстуария, где происходит его захоронение и дальнейшая трансформация.
В ДО застойной зоны центральной части эстуария р. Токи формируется ОВ, в котором доминируют высокомолекулярные соединения – ∑С23–С35 = = 84%. Среди них компоненты, входящие в состав восков и смол высшей растительности, составляют 34.24% суммы н-алканов. Преобладающий в осадках анаэробиоз препятствует микробиологической трансформации исходного ОВ, что способствует его накоплению и консервации. Об этом свидетельствует низкое содержание н-алканов средней молекулярной массы ∑С20–С24, маркирующих вклад продуктов биодеградации в общую сумму УВ (Шульга и др., 2010), а также отсутствие жидких н-алканов, обнаруживаемых в осадках других станций.
Наблюдаемое в отдельных случаях доминирование индивидуальных четных и нечетных н-алканов как в низкомолекулярной, так и высокомолекулярной областях спектров, а также высокое относительное содержание изо-алканов фитана и пристана может быть результатом бактериальной деятельности. Среди гетеротрофных бактерий родов Pseudomonas и Arthrobacter, широко распространенных в водных экосистемах, обнаружена способность к синтезу н-алканов с длиной углеродной цепи до С35 (Николаев и др., 2001; Пошибаева, 2015; Ladygina et al., 2006). Имеются данные, что пристан и фитан синтезируют многие бактерии и археи, при этом в биомассе архей содержание фитана намного больше, чем в растениях (Чудецкий, 1998, 2002). С учетом этого можно предположить, что вклад бактериальной биомассы и продуктов микробиологической деструкции в состав ОВ осадков значительно выше, чем оцениваемый с использованием традиционных маркеров ОВ бактериального генезиса.
ЗАКЛЮЧЕНИЕ
Содержание Сорг, УВ, фитопигментов и бактерий зависит от типа осадков. Более высокие показатели содержания данных компонентов выявлены в илистых отложениях исследованных эстуариев. Изменчивость значений концентраций УВ (0.55–1.47 мг/г) по площади дна эстуариев и в составе ОВ (0.31–4.0% от Сорг) обусловлена гидродинамикой малых эстуариев, которая отражается на окислительно-восстановительных условиях в поверхностном слое осадков. Вследствие накопления и избирательного сохранения парафиновых УВ при биотрансформации различных компонентов ОВ создаются высокие фоновые значения УВ в донных осадках. На примере эстуария р. Токи с интенсивным водообменном с морем показано, что высокая скорость осадконакопления способствует образованию локальных депоцентров ОВ, где поступление и накопление органического материала различного генезиса опережает его диагенетическую переработку. Установлено, что для нефтезагрязненных осадков оз. Мучке характерно не только высокое содержание УВ, их доли от Сорг, высокая численность НОБ, но и наличие в составе н-алканов жидких гомологов, значительной доли изо-алканов и их преобладание над соответствующими н-алканами. Использование анализа молекулярного состава УВ в дополнение к традиционным аналитическому и гидробиологическому подходам позволяет расширить представление о процессах формирования состава ОВ в ДО малых эстуариев и дать объективную оценку наличия техногенного загрязнения районов с высоким уровнем продуцирования ОВ.
По составу н-алканов в ДО исследованного района Татарского пролива выявлено несколько генетических типов ОВ, тесно связанных со спецификой осадконакопления, гидродинамикой вод, морфологическими особенностями эстуариев и антропогенным воздействием. ОВ первого типа – гидробионтно-терригенное – приурочено к осадкам устьевых участков рек и олигогалинной зоны эстуариев (ст. М1, М3, Т1). ОВ второго типа – гидробионтно-антропогенное с преобладанием УВ нефтяного генезиса – наблюдается в песчанистых илах застойной части эстуария р. Мучке (ст. М2). ОВ третьего типа – терригенно-гидробионтное, сформировано в анаэробных условиях центральной части эстуария р. Токи (ст. Т2). В поверхностном слое осадков активно идут окислительно-восстановительные процессы трансформации УВ. Об этом свидетельствуют высокое содержание НОБ в бактериобентосном сообществе, а также высокая доля н-алканов – маркеров процессов биотрансформации.
Список литературы
Артемьев В.Е. 1993. Геохимия органического вещества в системе река–море. Москва: Наука.
Беляев Н.А. 2015. Органическое вещество и углеводородные маркеры Белого моря. Автореф. дис. … канд. г.-м. наук. Москва: Ин-т океанологии.
Бульон В.В. 2012. Продукция органического вещества и ее трансформация в озерных экосистемах // Органическое вещество и биогенные элементы во внутренних водоемах и морских водах: Матер. V Всерос. симп. с международным участием. Петрозаводск: Карельский научный центр РАН. С. 356.
Галимов Э.М., Кодина Л.А., Степанец О.В. 2006. Биогеохимия и проблемы радиоактивного загрязнения морей России (на примере Карского моря) // Фундаментальные исследования океанов и морей. Т. 2. Москва: Наука. С. 440.
Гаретова Л.А., Левшина С.И., Фишер Н.К. и др. 2016. Распределение органического вещества, фитопигментов и гетеротрофных бактерий вдоль градиента солености в эстуариях малых рек бассейна Татарского пролива // Известия ТИНРО. Т. 184. С. 219.
ГОСТ 17.1.4.02-90. 1990. Вода. Методика спектрофотометрического определения хлорофилла а. ИПК. Москва: Изд-во стандартов.
Данюшевская А.И., Петрова В.И., Яшин Д.С. 1990. Органическое вещество донных отложений полярных зон Мирового океана. Москва: Недра.
Конторович А.Э., Кашинцев В.А., Москвин В.И. 2006. Терпаны нефтей озера Байкал // Нефтехимия. Т. 46. № 4. С. 1.
Кравчишина М.Д. 2007. Вещественный состав водной взвеси Белого моря: Автореф. дис. … геол.-минерал. наук. Москва: Ин-т океанологии.
Кузнецов С.И., Дубинина Г.А. 1989. Методы изучения водных микроорганизмов. Москва: Наука.
Кульков М.Г., Заров Е.А., Филиппов И.В. 2017. Выявление критериев нефтезагрязненности органогенных донных отложений методом хромато-масс-спектрометрии // Водные ресурсы. Т. 44. № 2. С. 191.
Лисицын А.П. 2008. Маргинальные фильтры и биофильтры Мирового океана // Океанология на старте XXI века. Москва: Наука. С. 159.
Марьяш А.А., Ходоренко Н.Д., Звалинский В.И. и др. 2010. Хлорофилл, гуминовые вещества и органический углерод в эстуарии реки Раздольная в период ледостава // Вестник ДВО РАН. № 6. С. 44.
Немировская И.А. 2004. Углеводороды в океане (снег–лед–вода–донные осадки). Москва: Научный мир.
Немировская И.А., Сивков В.В. 2012. Особенности распределения углеводородов в юго-восточной части Балтийского моря // Океанология. Т. 52. № 1. С. 40.
Николаев Ю.А., Паников Н.С., Лукин С.М. и др. 2001. Насыщенные С21-С33 углеводороды-авторегуляторы адгезии Pseudomonas fluorescens на стекле // Микробиология. Т. 70. № 2. С. 174.
Патин С.А. 2001. Нефть и экология континентального шельфа: Москва: Всерос. НИИ рыб. хоз-ва и океанографии.
Пересыпкин В.И., Романкевич Е.А. 2010. Биогеохимия лигнина в Мировом океане. Москва: ГЕОС.
Пересыпкин В.И., Романкевич Е.А., Александров А.В. 2004. Исследование состава органического вещества донных отложений Норвежского моря // Океанология. Т. 44. № 6. С. 854.
Петров А.А. 1974. Химия алканов. Москва: Наука.
ПНД Ф 16.1:2.2.22–98. 2005. Количественный химический анализ почв. Методика выполнения измерений массовой доли нефтепродуктов в минеральных, органогенных, органно-минеральных почвах и донных отложениях методом ИК-спектрометрии. Москва: Гос. комитет РФ по охране окружающей среды.
Поляков Д.М., Ходоренко Н.Д., Марьяш А.А. 2012. Некоторые аспекты накопления органического вещества субколлоидной фракцией донных осадков на барьере “река–море” (р. Раздольная–Амурский залив) // Вестник ДВО РАН. № 6. С. 89.
Пошибаева А.Р. 2015. Биомасса бактерий как источник углеводородов нефти: Автореф. дис. … канд. хим. наук. Москва.
Сигарева Л.Е. 2006. Формирование и трансформация фонда растительных пигментов в водоемах верхневолжского бассейна: Автореф. дис. … докт. биол. наук. Москва.
Сигарева Л.Е. 2012. Хлорофилл в донных отложениях Волжских водоемов. Москва: Товарищество научных изданий КМК.
Фомин Г.С. 2000. Вода. Контроль химической, бактериальной и радиационной безопасности по международным стандартам. Энциклопедический справочник. Москва: Протектор.
Чудецкий М.Ю. 1998. Бактерии в нефтяных залежах, хемофоссилии и геохимические типы нефтей // Углеводородные формации в геологической истории. Петрозаводск. С. 62.
Чудецкий М.Ю. 2002. Микробиальный генезис изопреноидных хемофоссилии ‒ ключ к расшифровке полигенности и вертикальной зональности нефтей // Дегазация Земли и генезис углеводородных флюидов и месторождений. Москва: ГЕОС. С. 152.
Шульга Н.А., Пересыпкин В.И., Ревельский И.А. 2010. Изучение н-алканов в образцах гидротермальных отложений Срединно-Атлантического хребта с помощью метода газовой хроматографии/масс-спектрометрии // Океанология. Т. 50. № 4. С. 515.
Boulobassi I., Saliot A. 1993. Inverstigation of anthropogenic and natural organic inputs in estuarine sediments using hydrocarbon markers (NAN, LAB, PAN) // Oceanol. Acta. V. 16. № 2. P. 145.
Callaway R., Grenfell S., Lonborg Ch. 2014. Small estuaries: Ecology, environmental drivers and management challenger // Estuar. Coast. Shelf. Sci. V. 150. P. 193.
Dagg M.J., Bianchi T., McKee B. et al. 2008. Fates of dissolved and particulate materials from the Mississippi river immediately after discharge into the northern Gulf of Mexico, USA, during a period of low wind stress // Cont. Shelf Res. V. 28. P. 1443.
Hockun K., Mollenhauer G., Ho S.L. et al. 2016. Using distributions and stable isotopes of n-alkanes to disentangle organic matter contributions to sediments of Laguna Potrok Aike, Argentina // Org. Geochem. V. 102. P. 110.
Jickells T.D., Andrews J.E., Parkes D.J. et al. 2014. Nutrient transport through estuaries: the importance of the estuarine geography // Estuar. Coast. Shelf Sci. V. 150. P. 215.
Ladygina N., Dedyukhina E.G., Vainshtein M.B. 2006. A review on microbial synthesis of hydrocarbons // Process Biochemistry. V. 41. № 5. P. 1001.
Nishimura M., Baker E.W. 1986. Possible origin of n-alkanes with a remarkable even-to-odd predominance in recent marine sediments // Geochimica et Cosmochimica Acta. V. 50. P. 299.
NRC. 2003. Oil in the Sea III: inputs, fates, and effects. Washington: D.C. NAS.
Peters K., Moldowan J. 1994. The biomarker guide. Interpreting Molecular Fossils in petroleum and ancient sediments. New Jersy: Prentice Hall.
Pye K., Blott S.J. 2014. The geomorphology of British estuaries: the effects of geological controls, antectdent conditions and human activities // Estuar. Coast. Shelf Sci. V. 150. P. 196.
Renee I.A., Khalil N.M., Roushdie M.I. 2016. Monitoring of pollution in sediments of the coasts in Egyptian Red Sea // Egyptian J. Petroleum. V. 25. № 1. P. 133.
Tolosa I., Mora S., Sheikholeslami M.R. et al. 2004. Aliphatic and aromatic hydrocarbons in coastal Caspian Sea sediments // Mar. Pollut. Bull. V. 48. P. 44.
Wang Z., Fingas M.F. 2003. Development of oil hydrocarbon fingerprinting and identification techniques // Mar. Poll. Bull. V. 47. P. 423.
Дополнительные материалы отсутствуют.
Инструменты
Биология внутренних вод