авторефераты диссертаций БЕСПЛАТНАЯ БИБЛИОТЕКА РОССИИ

КОНФЕРЕНЦИИ, КНИГИ, ПОСОБИЯ, НАУЧНЫЕ ИЗДАНИЯ

<< ГЛАВНАЯ
АГРОИНЖЕНЕРИЯ
АСТРОНОМИЯ
БЕЗОПАСНОСТЬ
БИОЛОГИЯ
ЗЕМЛЯ
ИНФОРМАТИКА
ИСКУССТВОВЕДЕНИЕ
ИСТОРИЯ
КУЛЬТУРОЛОГИЯ
МАШИНОСТРОЕНИЕ
МЕДИЦИНА
МЕТАЛЛУРГИЯ
МЕХАНИКА
ПЕДАГОГИКА
ПОЛИТИКА
ПРИБОРОСТРОЕНИЕ
ПРОДОВОЛЬСТВИЕ
ПСИХОЛОГИЯ
РАДИОТЕХНИКА
СЕЛЬСКОЕ ХОЗЯЙСТВО
СОЦИОЛОГИЯ
СТРОИТЕЛЬСТВО
ТЕХНИЧЕСКИЕ НАУКИ
ТРАНСПОРТ
ФАРМАЦЕВТИКА
ФИЗИКА
ФИЗИОЛОГИЯ
ФИЛОЛОГИЯ
ФИЛОСОФИЯ
ХИМИЯ
ЭКОНОМИКА
ЭЛЕКТРОТЕХНИКА
ЭНЕРГЕТИКА
ЮРИСПРУДЕНЦИЯ
ЯЗЫКОЗНАНИЕ
РАЗНОЕ
КОНТАКТЫ


Pages:     | 1 |   ...   | 10 | 11 || 13 | 14 |   ...   | 20 |

«ОРГАНИЧЕСКОЕ ВЕЩЕСТВО И БИОГЕННЫЕ ЭЛЕМЕНТЫ ВО ВНУТРЕННИХ ВОДОЕМАХ И МОРСКИХ ВОДАХ Материалы V Всероссийского симпозиума с международным участием ...»

-- [ Страница 12 ] --

Визуальные характеристики колонки (0–5 см коричневый ил;

5–10 см серый ил с черными вкрапле ниями;

с 10 см – серый ил) являются типичными для этого водоема. Содержание органического по вертикали отложений уменьшается с 11 % в поверхностной взвеси до 7 % на глубине 20 см. Распре деление редкочувствительных элементов (максимумы Mn (0,23 %), Eh (560 мВ) и минимум рН (6,54 %) в слое 2–3 см, а также максимум Fe (7,3 %) и минимум Eh (30 Мв) в рудном прослое на глубине 7–8 см) указыва ет на положение барьерной зоны в слое 3–8 см. Про фили распределения фосфора, железа и марганца в по ровых водах генетически связаны с распределением этих элементов в твердой фазе осадка и, следовательно, отражают перераспределение элементов на кислородном барьере за счет миграции их восстановленных форм.

Распределение азота в поровых водах также связано с трансформацией органического вещества в осадке. Вер тикальное распределение растительных пигментов пред ставлено на рис. Минимум содержания пигментов в слое донных отложений находится на глубине 3–5 см в «жи вом» слое, где, по-видимому, они активно потребляются организмами. В то же время феопигменты хорошо сохра няются в восстановленном слое осадка, максимум их со- Распределение растительных пигментов в держания зафиксирован на глубине 6–8 см. Подобный донных отложениях Петрозаводской губы Онежского озера вид распределения растительных пигментов наблюдался и на других станциях залива.

В заключении необходимо отметить, что процессы трансформации органического вещества в донных отложениях зависят от ряда биотических и абиотических факторов. Они неразрывно связа ны с процессами преобразования органического вещества в водной массе озера и играют важную роль в поддержании вещественного и энергетического баланса экосистемы. Особенностью процес сов трансформации органического вещества в донных отложениях озер Карелии на ранней стадии первичного диагенеза является доминирование процессов, связанных с потреблением кислорода в окислительных условиях и окислительно-восстановительных реакций железа и марганца в восстано вительных условиях донных осадков.

Литература Белкина Н.А. Загрязнение нефтепродуктами донных отложений Петрозаводской губы Онежского озера // Водные ресурсы. 2006. Т. 33, № 2. С. 181–187.

Белкина Н.А. Методы отбора и химического анализа проб донных отложений // Состояние водных объ ектов Республики Карелия. По результатам мониторинга 1998–2006 гг. Петрозаводск, 2007. С. 12.

Белкина Н.А. Оценка антропогенного воздействия на озерную экосистему по донным отложениям // Гидро экологические проблемы Карелии и использование водных ресурсов. Петрозаводск, 2003. С. 119–124.

Белкина Н.А. Ретроспективная оценка донных отложений Кондопожской губы Онежского озера // Водные ресурсы. 2005. Т. 32, № 6. С. 689–699.

Белкина Н.А. Роль донных отложений в процессах трансформации органического вещества и биогенных элементов в озерных экосистемах // Водные проблемы Севера и пути их решения. Труды Карельского НЦ РАН. 2011. № 4. С. 35–42.

Белкина Н.А., Васильева Е.П. Оценка загрязненности донных отложений Северной части Ладожского озера // Водные ресурсы. 1999. Т. 26, № 1. С. 112–114.

Васильева Е.П., Давыдова Н.Н., Белкина Н.А. Особенности формирования донных отложений // Онеж ское озеро, экологические проблемы. Петрозаводск, 1999. С. 109–145.

Емельянов Е.М. Барьерные зоны в океане. Калининград, 1998. 415 с.

Мизандронцев И.Б. Химические процессы в донных отложениях водоемов. Новосибирск: Наука, 1990. 176 с.

Розанов А.Г. Окислительно-восстановительная стратификация воды Черного моря // Океанология. 1995.

Т. 35, № 4. С. 544–549.

ОСОБЕННОСТИ ГРУППОВОГО СОСТАВА ОРГАНИЧЕСКОГО ВЕЩЕСТВА РЕЧНЫХ ОТЛОЖЕНИЙ В УСЛОВИЯХ ТЕХНОГЕНЕЗА Е.П. Янин Институт геохимии и аналитической химии им. В.И. Вернадского РАН, Москва e-mail: yanin@geokhi.ru Групповой состав органического вещества (ОВ) речных отложений, особенно в условиях тех ногенеза, изучен слабо. Можно предположить, что соотношение основных групп ОВ, свойственное речным отложениям в зонах техногенного загрязнения, может быть иным, нежели в природных (фо новых) условиях. На это впервые указал В.И. Вернадский [1960], отметивший, что одним из наибо лее резких геохимических изменений, вносимых деятельностью человека в природные воды, явля ется изменение состава их органической компоненты, проявляющееся не только в увеличении обще го содержания ОВ, но и в преобразовании его качественной структуры. Задача настоящего исследо вания – установить групповой состав ОВ русловых отложений малой реки и особенности его транс формации в зоне влияния промышленного города.

Исследования были выполнены на р. Пахре в окрестностях г. Подольска – крупного про мышленного центра Московской области. Режим и водность Пахры, которая относится к восточно европейскому типу рек с преимущественно снеговым питанием, типичны для малых рек Централь ной России. В последние десятилетия в водном питании Пахры важную роль играют отводимые в нее промышленно-бытовые сточные воды, являющиеся источником поставки в реку специфическо го осадочного материала, что обусловило формирование в ее русле нового типа русловых отложе ний – техногенных илов [Янин, 2002]. Основной сброс в р. Пахру сточных вод, образующихся в пре делах Подольска, осуществляется с городских очистных сооружений (ГОС) по руч. Черному. Отбор проб русловых отложений (слой 0–20 см) осуществлялся на следующих опорных участках р. Пах ры: I – при входе в г. Подольск, II – центр города, III–VII – соответственно 2, 2,2, 2,4, 9 и 15 км ниже устья руч. Черного, VIII – верховья реки (местный фон). Пробы отложений высушивались на воздухе (в тени), материал каждой пробы тщательно перемешивался и просеивался через сито (1 мм). Компонен ты петрохимического состава отложений исследовались по стандартным методикам, Cu, Zn, Ag, Cd, Pb – атомно-абсорбционным методом, содержание органического углерода (Сорг) – методом И.В. Тю рина. Для последовательного извлечения из отложений основных групп ОВ использовалась следую щая схема фазового анализа: 1) Спиртобензольная смесь (1:1 по объему C2H5OH и C6H6, экстракция в аппарате Сокслета в течение 20 ч при комнатной температуре). Считается, что данная вытяжка из влекает из отложений главным образом липиды (жиры, воски, смолы) [Кононова, 1963]. 2) Раствор пирофосфата натрия (0,1 М Na2P2O7 x 10 H2O с добавлением 0,1 n NaOH, экстракция в течение 12 ч, рН ~ 13;

обработка навески проводилась 3–6 раз до полного осветления раствора). Данная вытяжка извлекает из отложений в основном гумусовые кислоты, связанные с кальцием и с несиликатными формами железа и алюминия [Кононова,1961]. Разделение гуминовых (ГК) и фульвокислот (ФК) осу ществлялось по методике [Пономарева, 1968]. Количество органического углерода в нерастворимом остатке (Соов, характеризует остаточное ОВ, включающее глиногумусный гумин, лигнин и в услови ях загрязнения техногенную органику) рассчитывалось вычитанием суммы органического углерода в спиртобензольной (Слип) и в пирофосфатной (Сгк + Сфк) вытяжках из общего содержания органиче ского углерода (Сорг) в пробе.

В пределах фонового участка русло р. Пахры сложено неплохо отсортированными песками [Янин, 2002]. В зоне влияния г. Подольска, где в аллювиальном седиментогенезе участвуют значи тельные массы техногенного осадочного материала, поступающего со сточными водами и поверх ностным стоком с освоенных территорий, в русле реки развиты плохо отсортированные песчани стые, мелкоалевритовые и крупноалевритовые техногенные илы, которые отличаются от фонового аллювия своеобразным петрохимическим составом и высокими концентрациями тяжелых металлов (табл. 1).

Таблица Химический состав русловых отложений р. Пахры Участки опробования Компоненты VIII I II III IV V VI VII Основные, % SiO2 79,39 73,64 65,54 69,47 67,97 68,04 71,52 75, TiO2 0,41 0,39 0,57 0,34 0,42 0,40 0,31 0, Al2O3 4,34 6,72 6,84 6,97 6,81 6,20 5,39 4, Fe2O3+FeO 2,01 2,34 3,28 2,99 3,01 3,21 2,98 2, MnO 0,06 0,06 0,08 0,05 0,09 0,08 0,06 0, MgO 0,98 0,89 1,40 0,61 0,82 0,42 0,86 0, CaO 4,10 4,58 6,23 4,79 5,05 5,44 4,88 4, Na2O 0,77 0,61 0,74 0,61 0,74 0,72 0,55 0, K2O 1,62 1,37 1,74 1,32 1,61 1,97 1,49 1, P2O5 0,22 0,28 0,30 0,41 0,68 0,69 0,55 0, H2O– 0,64 0,77 1,03 0,67 1,09 1,12 0,93 0, H2O+ 1,57 2,37 3,70 3,58 3,69 3,98 3,24 1, CO2 3,17 3,22 5,58 3,81 3,64 3,11 3,38 3, ППП* 1,31 3,41 3,58 3,89 4,93 4,98 3,97 3, Сумма 100,59 100,65 100,61 99,51 100,55 100,36 100,11 99, Микроэлементы, мг/кг Cu 29 42 70 500 500 600 300 Zn 50 60 75 300 300 300 200 Ag 0,05 0,08 0,09 3,11 5,12 4,09 3,12 1, Cd 0,1 0,2 0,3 4,6 5,8 6,2 2,1 1, Pb 23 40 70 300 400 400 300 П р и м е ч а н и е. * Потери при прокаливании.

Фоновый аллювий характеризуется невысоким содержанием ОВ (Сорг = 0,65 %), в составе кото рого преобладают гумусовые кислоты (81,8 % от Сорг);

доля остаточного ОВ невелика (15,4 %), а ли пидов – ничтожна (1,5 %). Характерным является повышенное (по сравнению с подвижными ФК) со держание ГК, что указывает на очень высокую степень гумификации ОВ фоновых отложений (табл.

2). Техногенные илы отличаются от фонового аллювия существенно более высоким (в 2–4 раза) со держанием общего количества ОВ и принципиально иным соотношением (балансом) его основных групп (табл. 2). Наиболее резко в илах возрастают удельные концентрации остаточного ОВ (в 3– раз) и особенно липидов (в 6–59 раз) (табл. 3). В свою очередь, относительная доля липидов возраста ет в илах до 10–20 % (против 1,5 % в аллювии), остаточного ОВ – до 27,3–48,6 % (против 15,4 %). Од новременно в илах наблюдается уменьшение относительной доли (при незначительном росте удель ного содержания) гумусовых кислот (с 81,8 % в аллювии до 29,6–57,1 % в илах). По мере удаления от г. Подольска в илах отмечается уменьшение общего содержания ОВ (в результате снижения глав ным образом количества труднорастворимой органики и ГК) и увеличение удельного содержания и относительной доли ФК. Это определяет изменение типа гумуса и степени гумификации ОВ русло вых отложений. Так, если фоновый аллювий, как отмечалось выше, характеризуется очень высокой степенью гумификации ОВ (как следствие его окислительного преобразования), что типично для рек и водоемов гумидной зоны, то техногенные илы, особенно в зоне их максимального распространения (участки III–V), отличаются менее выраженной степенью гумификации ОВ, что указывает на преоб ладание в условиях техногенеза восстановительных процессов (табл. 4).

Таблица Групповой состав ОВ русловых отложений р. Пахры В % от Сорг Сорг, в % от Участок остаточ гумусовые кислоты отложений липиды ное ОВ сумма ФК ГК I 1,38 4,4 43,5 22,5 21,0 52, II 1,52 6,6 50,0 34,2 15,8 43, III 1,71 9,9 32,2 21,1 11,1 57, IV 2,46 13,4 36,2 16,3 19,9 50, V 2,60 22,6 29,6 13,1 16,5 47, VI 1,65 20,0 46,7 26,7 20,0 33, VII 1,26 15,9 57,1 33,3 23,8 27, Среднее (II–VII) 1,87 14,7 41,9 24,1 17,9 43, VIII (фон) 0,65 1,5 81,8 39,4 42,4 16, Таблица Интенсивность концентрирования ОВ в техногенных илах (в коэффи циентах концентрации относительно содержания в фоновом аллювии) Остаточное Ли- Гумусовые кислоты ОВ (Соов) Участок Сорг пиды (Слип) сумма (Сгв) ФК (Сфк) ГК (Сгк) 2,1 6 1,1 1,2 I 6, 2,3 10 1,4 2 0, II 6, 2,6 17 1,0 1,4 0, III 9, 3,7 33 1,6 1,5 1, IV 11, 3,9 59 1,4 1,3 1, V 11, 2,5 33 1,4 1,7 1, VI 5, 1,9 20 1,3 1,6 1, VII 3, 2,8 28 1,4 1,6 1, Среднее (II–VII) 7, Таблица Тип гумуса и степень гумификации ОВ русловых отложений р. Пахры Тип гумуса Степень гумификации Участок Сфк / Сгк по [Александрова, 1980] (Сгк / Сорг) х 100 % по [Орлов, Гришина, 1981] I 0,93 Фульватно-гуматный 43,5 Очень высокая II 0,46 Фульватный 50,0 Очень высокая III 0,53 Фульватный 32,2 Высокая IV 1,22 Гуматный 36,2 Высокая V 1,26 Гуматный 29,6 Средняя VI 0,75 Гуматно-фульватный 47,7 Очень высокая VII 0,71 Гуматно-фульватный 57,1 Очень высокая VIII (фон) 1,08 Фульватно-гуматный 81,8 Очень высокая В свою очередь, если фоновый аллювий характеризуется фульватно-гуматным типом гумуса, то техногенные илы в ближней к источнику загрязнения зоне характеризуются фульватным типом гумуса (участки II–III), ниже по течению – гуматным (IV–V) и затем гуматно-фульватным (VI–VII) типом гумуса, что, очевидно, является отражением существующей в русле пространственной диф ференциации условий и процессов осадконакопления. Не исключено, что в р. Пахре в пределах ближней зоны воздействия города, где в илах отношение СФК/СГ 1, а в составе поглощенных осно ваний преобладает кальций, получает определенное развитие гуматогенез [Глазовская, 1988], т. е. об разование и накопление в илах (как следствие гидравлического осаждения взвеси сточных вод) наиме нее подвижных, устойчивых органоминеральных производных гумусовых веществ – гуматов кальция.

Своеобразие состава ОВ илов и отличие последних от фонового аллювия наглядно подчерки ваются значениями геохимических коэффициентом (табл. 5). Показательно, в илах (в отличие от фо нового аллювия) концентрации органического углерода (Сорг) существенно превышают содержание карбонатного углерода (Скарб), что свидетельствует о их важной роли в локальном геохимическом ци кле органического углерода.

Таблица Пространственное изменение значений геохимических коэффи циентов в русловых отложениях р. Пахры Участок Скарб / Сорг Оксиды Fe / Сорг Al2O3 / Сорг СаО / Сорг I 0,6 1,7 4,9 3, II 1,0 2,2 4,5 4, III 0,9 1,8 4,1 2, IV 0,4 1,2 2,8 2, V 0,3 1,2 2,4 2, VI 0,6 1,8 3,3 3, VII 0,7 1,7 3,9 3, Среднее (II–VII) 0,7 1,7 3,5 2, VIII (фон) 1,3 3,1 6,7 6, Относительно невысокая концентрация Сорг (0,65 %) в фоновом аллювии обусловлена тем, что последний накапливается в обстановке активного гидродинамического режима, способствующего удалению из отложений органического детрита и пелитовых частиц и формированию так называемой литогенной фации русловых отложений, в составе которой доминируют песчаные фракции и кремне зем. Судя по всему, установленные содержание и структура группового состава ОВ фонового аллю вия типичны для природных условий малых равнинных рек. Например, в песках (даже заиленных) русловых отмелей рек центральных районов Русской равнины содержание Сорг изменяется в преде лах 0,11–0,34 % [Лазаренко, 1964]. Средняя концентрация Сорг в континентальных осадочных породах составляет 0,62 % [Вассоевич, 1973]. Качественный состав ОВ аллювия малых равнинных рек в при родных условиях определяется в основном поступлением аллохтонного материала с водосбора, на много меньшую роль играет автохтонное вещество. Главными источниками ОВ являются почвы во досборов (основной источник гумусовых кислот), в существенно меньшей степени – растительный опад и продукты жизнедеятельности гидробионтов (основные источники липидов). Известно, что в составе ОВ дерново-подзолистых почв (Сорг = 1,2–2 %), развитых в бассейне Пахры, преобладают гу мусовые кислоты (до 68–69 % от суммы ОВ) [Александрова, 1980], что, очевидно, и предопределяет их доминирование в фоновом аллювии. Даже в отложениях незагрязненных пресноводных водоемов, где в седиментогенезе участвуют значительные массы автохтонного биогенного вещества, доля гуму совых кислот (в составе которых обычно преобладают ГК) достигает 40–70 % от общей суммы ОВ [Никаноров, Страдомская, 2006]. В пахотном горизонте дерново-подзолистых почв удельные концен трации липидов составляют около 0,1 %, а в горизонте В – 0,06–0,07 % [Аммосова и др., 1973], что, в нашем случае, соотносится с их невысоким содержанием в фоновом аллювии. Основу остаточного ОВ, концентрация которого в речных отложениях обычно изменяется от сотых долей процента до не скольких процентов, составляют, очевидно, продукты деструкции лигнина и глиногумусный гумин.

Количество и структура группового состава ОВ техногенных илов также закономерны и, в пер вую очередь, обусловлены спецификой источников питания р. Пахры осадочным материалом в зоне влияния г. Подольска. Показано [Янин, 2002], что материальной основой техногенных илов являет ся осадочный материал, поступающий в водотоки с промышленно-бытовыми сточными водами, а ге охимическим аналогом этого материала и соответственно илов являются осадки сточных вод (ОСВ), образующиеся на очистных сооружениях в ходе очистки стоков. Обычно ОСВ содержат бензоль ные вещества (до 50–90 % от суммы ОВ), жиры (7–17 %), альфацеллюлозу (2–12 %), гемицеллю лозу (3–25 %), липиды, отличаются невысоким содержанием гумусовых кислот [Евилевич, Евиле вич, 1988;

Payet et al., 1999]. В бытовых стоках доля гумусовых кислот (от суммы растворенного ОВ) значительно меньше (30,1–41,3 %) [Manka et al., 1974], нежели в природных поверхностных водах (60–80 %) [Варшал и др., 1979]. Увеличение содержания группы стойких органических соединений типично для сбрасываемых с городских очистных сооружений сточных вод. В илах способны нака пливаться устойчивые высшие жирные кислоты (например, входящие в состав СПАВ), нефтепродук ты и гуматы Ca, Al, Mn и Fe. Таким образом, поступающий в реки со сточными водами и поверхност ным стоком с урбанизированных территорий осадочный материал характеризуется высокими содер жаниям липидов и трудногидролизуемого ОВ и пониженным количеством гумусовых кислот, что, в сущности, и определяет своеобразие группового состава органического вещества техногенных илов.

ОВ, концентрирующееся в техногенных илах, априори определяет их важнейшие физико химические свойства и играет важную роль в поведении многих тяжелых металлов. Высокое содер жание ОВ в илах обусловливает дополнительные расходы кислорода на его окисление, что способ ствует формированию в речном русле анаэробных (глеевых) условий, при которых усиливается ми грационная подвижность металлов и их способность к обмену между отложениями и водой. Липиды, являющиеся наиболее лабильной частью ОВ, могут способствовать формированию подвижных форм металлов, а повышенное содержание трудногидролизуемого ОВ – увеличению запасов их прочносвя занных форм. Все это обусловливает значимость техногенных илов как долговременного вторичного источника загрязнения водной массы и гидробионтов.

Литература Александрова Л.И. Органическое вещество почвы и процессы его трансформации. Л.: Наука, 1980. 288 с.

Аммосова Я.М., Орлов Д.С., Садовникова Л.К. Почвенные липоиды // Природа органического вещества современных и ископаемых осадков. М.: Наука, 1973. С. 91–101.

Варшал Г.М., Кощеева И.Я., Сироткина И.С. и др. Изучение органических веществ поверхностных вод и их взаимодействия с ионами металлов // Геохимия. 1979. № 4. С. 598–607.

Вассоевич Н.Б. Основные закономерности, характеризующие органическое вещество современных и ископаемых осадков // Природа органического вещества современных и ископаемых осадков. М.: Наука, 1973. С. 11–59.

Вернадский В.И. Избранные сочинения. Т. 4. Кн. 2. М.: Изд-во АН СССР, 1960. 651 с.

Глазовская М.А. Геохимия природных и техногенных ландшафтов СССР. М.: Высшая школа, 1988. 328 с.

Евилевич А.З., Евилевич М.А. Утилизация осадков сточных вод. Л.: Стройиздат, 1988. 248 с.

Кононова М.М. Органическое вещество почвы. М.: Изд-во АН СССР, 1963. 314 с.

Кононова М.М., Бельчикова Н.П. Ускоренные методы определения состава гумуса минеральных почв // Почвоведение. 1961. № 10. С. 75–87.

Лазаренко А.А. Литология аллювия равнинных рек гумидной зоны. М.: Наука, 1964. 236 с.

Никаноров А.М., Страдомская А.Г. Химический состав органических и минеральных веществ иловых донных отложений незагрязненных водных объектов // Водные ресурсы. 2006. № 1. С. 71–77.

Орлов Д.С., Гришина Л.А. Практикум по химии гумуса. М.: Изд-во МГУ, 1981. 272 с.

Пономарева В.В., Плотникова Т.А. Методика и некоторые результаты фракционирования гумуса черно земов // Почвоведение. 1968. № 11. С. 104–117.

Янин Е.П. Техногенные илы в реках Московской области (геохимические особенности и экологическая оценка). М.: ИМГРЭ, 2002. 95 с.

Янин Е.П. Техногенные речные илы в зоне влияния промышленного города (формирование, состав, гео химические особенности). М.: ИМГРЭ, 2002. 100 с.

Manka J., Rebhun M., Mandelbaum A., Bortinger A. Characterization of organics in secondary efuents // Environ. Sci. Technol. 1974. Vol. 8. Р. 1017–1020.

Payet C., Bryselbout C., Morel J.L., Lichtfouse E. Organic geochemistry of sewage sludge. I. Lipid fractionation by thin layer chromatography // Analysis. 1999. Vol. 27, N 5. P. 396–398.

МОРЯ. ЭСТУАРИИ РЕК. ЛАГУНЫ ОРГАНИЧЕСКОЕ ВЕЩЕСТВО БЕЛОГО МОРЯ А.И. Агатова, Н.М. Лапина, Н.И. Торгунова Всероссийский научно-исследовательский институт рыбного хозяйства и океанографии, Москва e-mail: biochem@vniro.ru Органическое вещество (ОВ) в море – это интегральный показатель, величина которого в основном зависит от трофности вод, от соотношения скоростей продукционно-деструкционных про цессов и от величины стока. Количественное и качественное изучение растворенного (РОВ) и взве шенного (ВОВ) органического вещества, изменчивость его концентраций, элементного и биохимиче ского состава во времени и пространстве, а также скоростей его преобразования необходимо для по нимания процессов, формирующих и поддерживающих функционирование и продуктивность мор ской экосистемы.

Репрезентативными показателями содержания РОВ и ВОВ являются соответственно концен трации растворенного и взвешенного органического углерода (Сорг), по их величинам можно оценить запасы ОВ и потенциальную величину биологической продуктивности морской экосистемы.

Белое море подвержено значительной антропогенной нагрузке в результате мощного материко вого стока за счет впадения большого количества рек. Такие многоводные реки, как Северная Двина, Онега и Кемь, оказывают определяющее влияние на биогидрохимический режим Двинского и Онеж ского заливов, соответственно. Тогда как интенсивный водообмен с Баренцевым морем влияет на биогидрохимический режим Горла, Бассейна и даже Кандалакшского залива. По концентрациям рас творенного и взвешенного Сорг, которые могут меняться в 1,5–2 раза в зависимости от сезона (весна, лето, осень, зима), определено содержание РОВ и ВОВ в различных экосистемах Белого моря. В зим ний период концентрации Сорг определены в снеге и во льду. Определен элементный (Nорг, Pорг) и био химический состав (белки, углеводы и липиды) ОВ.

Основные данные получены во время комплексных экспедиций в 1991–2003 гг.

Отбор проб воды для биогидрохимических анализов, получение взвешенного вещества, при готовление его гомогенатов, методы определения основных биохимических компонентов (углеводы, белок, липиды, нуклеиновые кислоты) в растворе и во взвеси подробно описаны в методических ре комендациях [Руководство…, 2003, 2004].

Концентрацию растворенного органического углерода Сорг (РОУ) определяли методом высоко температурного (680°) каталитического сожжения на ТОС-5000 фирмы «Shimudzu» (Япония). Кон центрации взвешенного Сорг (ВОУ) также определяли методом высокотемпературного (930°) катали тического сожжения на ТОС-5000 фирмы «Shimudzu». Коэффициент пересчета Сорг в ОВ принима ли равным 2.

Концентрации органического азота (Nорг) и органического фосфора (Рорг) рассчитывали по раз нице между значениями концентраций валовых и минеральных форм этих элементов, которые опре деляли по методам, описанным в [Руководство…, 2004].

Активность щелочной фосфатазы определяли с пара-нитрофенилфосфатом (п-НФФ) в каче стве субстрата. Концентрации п-нитрофенола, образовавшегося при отщеплении фосфатного ради кала от п-НФФ, измеряли спектрофотометрически (при длине волны 420 нм) [Агатова, 1985]. Значе ния удельной (Фуд) и общей активности (Фобщ) использовали для характеристики щелочной фосфата зы. Фуд показывает, какое количество фосфора, М, отщепляется за 1 час в расчете на 1 мг белка взве си. Фобщ определяет количество фосфора, М, минерализованного фракцией взвеси в 1 л исследуе мой воды за 1 час.

Протеолитическую активность определяли с азо-казеином в качестве субстрата и характеризо вали удельной (Пуд) и общей (Побщ) активностью. Пуд показывает, какое количество азо-казеина в мг расщепляется в час на 1 мг белка во взвеси, а Побщ показывает, какое количество азо-казеина в мг рас щепляется за час в 1 л исследуемой воды. Концентрацию красителя, высвобождающегося в результа те гидролиза, измеряли по интенсивности поглощения при 340 нм [Vazquez et al., 1998].

В основе метода определения активностей ферментов электрон-транспортной системы (ЭТС) лежит принцип передачи электронов от органических субстратов на производные хлорида фенилтетразолия. В результате восстановления этих производных образуются формазаны с максиму мом поглощения при длине волны 490 нм [Packard, Codispoti, 2007]. Значения удельной (ЭТСуд) и об щей активности (ЭТСобщ) использовали для характеристики активности ферментов ЭТС. ЭТСуд пока зывает количество О2 в мкл, поглощаемого за 1 час на 1 мг белка, а ЭТСобщ – количество О2 мкл, по требляемого за 1 час или количество ОВ в мкг, окисляемого за 1 час в 1 л исследуемой воды.

Измерения скоростей реакций, катализируемых соответствующими ферментами, проводили при температурах in situ.

Основным биохимическим компонентом РОВ являются углеводы, а ВОВ – белок. Однако их доля и в РОВ и в ВОВ может значительно изменяться в зависимости от интенсивности продукцион ных и деструкционных процессов, а также от состава ОВ, приносимого со стоком рек. В местах по вышенного загрязнения и РОВ и ВОВ обогащается липидами.

По сезонам меняется не только количество ОВ, но и соотношение биохимических компонен тов в нем. Летом увеличивается по всему столбу концентрации и раствореннных, и взвешенных угле водов – первичных продуктов фотосинтеза, а осенью их концентрация уменьшается. В фотическом слое взвешенные углеводы уменьшаются в 5 раз, а растворенные – в 2 раза.

Весной после ледостава в РОВ значительно увеличиваются концентрации азотсодержащих со единений, что приводит к низким по сравнению с летними и осенними С/N отношениям (6–8) и очень высоким С/Р отношениям (выше 1000). Отклонения величин С/N и С/Р от классических отношений по Редфильду показали, что весной в общий пул с паводковыми водами поступает до 50 % ОВ, кото рое за первый месяц лета практически полностью усваивается экосистемой моря.

В экосистеме Двинского залива концентрации РОВ и их распределение в основном определяются мощным стоком р. Северной Двины. Здесь самый большой предел колебаний значений концентраций растворенного Сорг (3,5–20 мг/л). Максимальные концентрации РОВ характерны для стокового тече ния, образующегося вдоль Зимнего берега под воздействием вод р. Северной Двины. Значения кон центраций ВОВ и их распределение в весенне-летний период зависят не только от стока, но и от ин тенсивности роста и развития фитопланктона. Несмотря на мощный материковый сток для залива ха рактерно низкое процентное отношение ВОВ к РОВ (2–7 %), т. е., пройдя через барьерную зону, сто ковое течение приносит в Двинский залив в основном растворенные формы ОВ.

И в экосистеме Онежского залива концентрации РОВ и ВОВ и их биохимический состав в основном определяются стоком рек Онеги и Кеми, воды которых несут ОВ по биохимическому со ставу отличное от вод р. Северной Двины. Однако эти реки приносят в 3–5 раз меньше ОВ, чем р. Се верная Двина.

В северной части Белого моря на концентрации и распределение РОВ и ВОВ определяющее влияние оказывает интенсивность водообмена с Баренцевым морем и до некоторой степени интен сивность первичного продуцирования ОВ. Горло обеспечивает основной водообмен между Белым и Баренцевым морями. В результате сильного приливного перемешивания, которое захватывает всю толщу вод, летние концентрации Сорг здесь колеблются довольно в узких пределах от 3,0 до 4,2 мг/л.

Максимальные концентрации характерны не только для фотического слоя, но встречаются и в при донных слоях. Зимой концентрации растворенного Сорг в фотическом слое уменьшаются в 1,5–2 раза.

В самых глубоководных экосистемах Кандалакшского залива и Бассейна концентрации РОВ и ВОВ и их биохимический состав в основном зависят как от проникновения сюда трансформиро ванных баренцевоморских вод, так и от интенсивности биологических процессов. Максимальные концентрации РОВ приурочены к зонам повышенной первичной продуктивности, которые форми руются во фронтальных разделах, а также в динамических образованиях циклонического типа в центре залива.

В глубоководной части залива концентрации Сорг могут меняться в 1,5–2 раза в зависимости от сезона. Так весной значения концентраций колебались в пределах 4,1–8,7 мг/л, летом – в пределах 2,3–6,9 мг/л и осенью в пределах 3,2–5,6 мг/л. Как правило, во все сезоны наблюдается подповерх ностный максимум Сорг, глубина залегания которого (10–20 м) зависит от глубины залегания основ ной массы фитопланктона, а величина – от интенсивности его продуцирования.

Оценены скорости трансформации ОВ в продукционно-деструкционном цикле Белого моря исходя из измеренных активностей окислительно-восстановительных ферментов электрон транспортной системы (ЭТС) и гидролитических ферментов (фосфатазы и протеазы). Установлено, что наиболее интенсивны процессы окисления ОВ в Кандалакшском заливе, а минимальные скоро сти окисления характерны для центральных частей Двинского и Онежского заливов. Выявлено, что самые высокие скорости минерализации фосфатов характерны для центральной части моря и устье вых частей Онежского и Кандалакшского заливов, а самые низкие – для Двинского залива. Во время интенсивного первичного продуцирования, когда запас неорганического фосфора уже практически выбран, наблюдаются высокие скорости регенерации фосфатов, на рециклинге которых может созда ваться до 50 % первичной продукции. Весной, когда зимний запас биогенных веществ в фотическом слое еще не израсходован, активность фосфатазы здесь в 3–5 раз ниже летней активности, и время оборота фосфора в этом слое составляет около 200 часов, а летом – на порядок ниже.

Микропланктон активно усваивает и перерабатывает аллохтонное ОВ. Популяции микро- и зо опланктона Белого моря обладают низкими энергиями активаций основных реакций метаболизма (3–6 ккал/М), что позволяет им поддерживать во все сезоны интенсивность обмена, сопоставимую с интенсивностью обмена обитателей теплых вод.

Значительные колебания скоростей окисления ОВ в Бассейне и Кандалакшском заливе обусло вили и значительные колебания величин вертикального потока углерода из фотического слоя. В глу боководных районах эти значения колебались в пределах 200–600 г Сорг (годм2), что полностью со впадает с нашими оценками вертикальных потоков углерода в водах Арктического бассейна.

Осенью интенсивность процессов потребления кислорода и гидролитического расщепления ОВ замедляется, что связано с уменьшением биомассы гетеротрофов, а не с изменением температу ры в толще воды.

На примере осадков глубоководной части Белого моря показано, что жидкий ил является основным накопителем ОВ, которое здесь интенсивно преобразуется, поэтому его биохимический состав кардинально отличается от биохимического состава РОВ и ВОВ в столбе воды и в придон ной воде. Средние концентрации Сорг в осадках, отобранных в разных районах, различаются очень мало и колеблются в пределах 3,5–4,0 мг/г натурально-влажного осадка. По биохимическому со ставу осажденного ОВ и по скоростям его преобразования различаются как грунты, полученные из разных районов, так и слои осадка разной мощности в пределах одного и того же образца грунта.

Основную долю ОВ в осадках составляют белки и углеводы, концентрации которых колеблются в пределах 1,58–3,82 мг/г натурально-влажного осадка и 2,39–4,04 мг/г натурально-влажного осадка, соответственно. Вклад белка в ОВ практически равномерно увеличивается от поверхности осадка до слоя 25 см, а углеводов – уменьшается. В жидкой фазе осадков содержатся высокие концентра ции ОВ, которые интенсивно перерабатываются мейо- и микробентосом. В твердой же фазе осад ков и гидролитические процессы расщепления ОВ, и процессы окисления менее активны.

Исходя из изложенного, можно утверждать, что в экосистеме Белого моря очень интенсивны процессы биохимического преобразования как автохтонного, так и аллохтонного ОВ не только в тол ще воды, но и в осадках. Причем, в эти процессы активно включены все формы ОВ от истинно рас творенного до ОВ осадков, а богатый биоценоз здесь приспособился к поступлению большого коли чества ОВ со стоком рек.

Литература Агатова А.И., Сапожников В.В., Винтовкин В.Р. Влияние активности фосфатазы сестона на скорость минерализации фосфора и его оборачиваемость в продукционно-деструкционном цикле // Океанология.

1985. Т. 25, № 1. С. 66–73.

Руководство по химическому анализу морских и пресных вод при экологическом мониторинге рыбохо зяйственных водоемов и перспективных для промысла районов Мирового океана / Под ред. В.В. Сапожнико ва. М.: ВНИРО, 2003. 202 с.

Руководство по современным биохимическим методам исследования водных экосистем, перспективных для промысла и марикультуры / Под ред. А.И. Агатовой. М.: ВНИРО, 2004. 123 с.

Packard T.T., Codispoti L.A. Respiration, mineralization, and biochemical properties of the particulate matter in the southern Nansen Basin water column in April 1981 // Deep-Sea Res.I 2007. Vol. 54. P. 40–52.

Vazquez S.C., Mac Cornack W.P., Fraile E.R. Protease-producing psychrotrophic antarctic bacteria // Berichte Polarforschung. 1998. Vol. 229. Р. 204–211.

БИОГЕННЫЕ ЭЛЕМЕНТЫ И ОРГАНИЧЕСКОЕ ВЕЩЕСТВО В ВОДЕ ПРИБРЕЖНОЙ ЧАСТИ БЕЛОГО МОРЯ И.Ю. Потапова Институт водных проблем Севера Карельского НЦ РАН, Петрозаводск e-mail: irina_potapova@inbox.ru Институтом водных проблем Севера Карельского НЦ РАН совместно с ИО РАН были прове дены гидрологические, гидрохимические и биологические исследования с целью изучения особен ностей природных процессов в устьевых, эстуарных и открытых прибрежных участках Белого моря.

Экспедиционные работы были выполнены в июле (2008, 2009, 2011 гг.) и августе (2007, 2010 гг.) в устьях рек Кеми, Нижнего Выга, Летней Золотицы и на открытых участках Онежского залива Белого моря. Гидрохимические наблюдения включали определение биогенных элементов и органического веще ства. Химические анализы проводились в лаборатории гидрохимии и гидрогеологии ИВПС Карельско го НЦ РАН. Для определения биогенных элементов использовались следующие методики: NH4+ – фото метрическое определение с гипохлоритом и фенолом [РД 52.24.383-2005, 2005], NO2– – фотометрическое определение с сульфаниламидом и N-(1-нафтил)-этилен-диамином [РД 52.24.518-2008, 2008], NO3 – вос становление до NO2– на Cd-Cu редукторе и определение NO2– [Руководство…, 1977], Nобщ – окисление K2S2O8 в щелочной среде под давлением и определение NO3 [Руководство…, 1977], Pмин – фотометриче ское определение с молибдатом аммония [РД 52.24.382-2006, 2006], Робщ – окисление K2S2O8 в кислой сре де и определение фосфатов [РД 52.24.387-2006, 2006]. Количество органического фосфора оценивалось по разнице между содержанием общего и минерального, органического вещества по ХПК титриметриче ским методом [ПНД Ф 14.1:2.100-97, 1997].

Соленость воды исследуемых районов изменялась следующим образом: р. Кемь – 0,02–26,4, р. Н. Выг – 0,53–25,3, р. Летняя Золотица – 25,0–25,9, в Онежском заливе – 18,9–25,8 ‰. Пробы воды отбирались с поверхностного горизонта по разрезам от побережья в сторону открытой части залива.

Как показали результаты анализа, во всех пробах наименьшим из азотистых соединений было содержание нитритов (не более 0,002 мгN/л) (табл. 1).

Таблица Содержание азотистых соединений в пробах морской воды Район иссле- NH4+ NO2– NO3 Nорг Nобщ дования мгN/л Эстуарий 0,01 –0,10 0,001 – 0,002 0,01 – 0,06 0,25 – 2,03 0,32 – 2, р. Кеми 0,03 0,001 0,01 0,72 0, Эстуарий 0,01 – 0,05 0,001 – 0,001 0,01 – 0,04 0,30 – 1,42 0,35 – 1, р. Н. Выга 0,02 0,001 0,01 0,73 0, Эстуарий. Лет- 0,01 – 0,02 0,001 – 0,002 0,005 – 0,006 0,51 – 0,80 0,54 – 0, ней Золотицы 0,01 0,002 0,005 0,64 0, 0,01 – 0,08 0,001 – 0,002 0,01 – 0,03 0,25 – 1,11 0,25– 1, Онежский залив 0,02 0,001 0,01 0,62 0, П р и м е ч а н и е. В числителе указаны минимальное и максимальное значения, в знаменателе – средние.

Концентрации нитратов были также незначительными и в большинстве исследованных проб ниже предела обнаружения ( 0,01 мгN/л). Максимальные концентрации нитратов (0,04 и 0,06 мгN/л) отмечены в пробах, отобранных в эстуариях рек Н. Выг и Кемь (табл. 1). Содержание аммонийного азота находилось в пределах 0,01–0,10 мгN/л и в среднем составило 0,02 мгN/л. Наибольшие его кон центрации (0,08;

0,10 мгN/л) наблюдались в пробах, отобранных на «морских» станциях и в зоне сме шения морских и пресных вод в приустьевых участках рек (табл. 1). Из всех форм азота наибольшую часть составил азот органический. Его содержание изменялось от 0,25 до 2,03 мгN/л, в среднем со ставляя 0,68 мгN/л. Низкое содержание минеральных форм азота в фотическом слое в июне – июле связывают с весенней вспышкой фитопланктона [Налетова, Сапожников, 1993]. В результате чего происходит увеличение концентрации органического азота Таблица и его доли в суммарном содержании растворенного азота Содержание минерального и общего [Запара и др., 2008]. На опресняемых участках залива зна- фосфора в пробах морской воды чительное влияние на содержание биогенных элементов ока Рмин Робщ зывает речной сток, как правило, небогатый минеральными Район исследования мкг/л формами азота (в основном нитратами) и фосфора [Феокти 0,2 – 8 12 – стов, 2004], но привносящий в морские воды значительную Эстуарий р. Кеми 3 долю органических веществ [Чугайнова и др., 1993]. Эстуарий р. 0,6 – 4 12 – Морские воды отличаются низким содержанием ми- Н. Выга 2 Эстуарий 4–9 17 – нерального фосфора [Лукашин и др., 2003]. Концентрация р. Летней Золотицы 7 этого компонента в исследованных пробах воды находилась 0,3 – 13 13 – в пределах 0,2–13 мкг/л (табл. 3), что выше значений, по- Онежский залив 5 лученных ранее [Аржанова и др., 1994]. На опресняемых П р и м е ч а н и е. В числителе указаны мини участках содержание минерального фосфора составило от мальное и максимальное значения, в знаменате 0,2 до 5 мкг/л, на участках, не подверженных влиянию реч- ле – средние.

ного стока, его содержание достигало 13 мкг/л. Подавляю щая часть фосфора и, как уже было указано выше, азота представлена органическими соединениями.

Доля органического фосфора от общего в приустьевых участках рек Кеми и Н. Выга составила 81 и 86 % соответственно, в чисто морских водах его доля не превышала 60 %.

Органическое вещество определялось в пробах, ото Таблица бранных в устьях рек Кеми и Выга и в районе мыса Чесмен ского. Бергер в своей работе [Бергер, 2005] указывает, что «в Содержание органического вещества в пробах морской воды середине прошлого столетия содержание органических ве Соленость, ‰ ХПК, мгО/л № станции ществ в воде Белого моря составляло около 7 мг/л. В послед Мыс Чесменский ние годы зарегистрированы более высокие концентрации.

24, 3–01 33, Содержание растворенных органических веществ варьиро 25, 3–03 24, вало в разных частях моря в пересчете на углерод от 3,5 до 25, 3–04 27, 22,7 мг/л при средней концентрации 7–10 мг/л». Р. Н. Выг Содержание органического вещества по бихроматной 0,5–4, 2–1 25, окисляемости на исследованных участках Онежского залива 17, 2–3 28, изменялось в пределах 13,8–33,5 мгО/л (см. табл. 3). Макси- 24, 2–6 27, Р. Кемь мальное значение наблюдалось в районе мыса Чесменского.

0,02–0, 1–01 21, На разрезе р. Кемь – Онежский залив хорошо прослеживает 0,02–0, 033 21, ся влияние речного стока на содержание органического ве 2,0–8, 027 18, щества. Наибольшие значения отмечены на станциях, близко 11, 043 13, расположенных к устью реки. На разрезе р. Н. Выг – Онеж- 25, 1–04 16, ский залив такой картины не наблюдалось, здесь значения ХПК находятся практически на одном уровне (см. табл. 3).

В заключение можно отметить, что азот и фосфор в поверхностной водной массе прибрежных районов Белого моря представлены в основном органическими соединениями. Содержание нитритов (до 0,002 мгN/л), нитратов (до 0,06 мгN/л), ионов аммония (до 0,1 мгN/л) и минерального фосфора (до 13 мкг/л) в пробах морской воды незначительное. Большую часть из всех форм азота составил азот ор ганический (0,25 – 2,03 мгN/л), содержание общего фосфора изменялось в пределах 12–29 мкг/л. На ис следованных участках Онежского залива содержание органического вещества по бихроматной окис ляемости находилось в пределах 13,8–33,5 мгО/л. Наибольшие его концентрации отмечены в районе мыса Чесменского и в приустьевой части р. Н. Выг. На разрезе устье р. Кемь – Онежский залив отмече но уменьшение содержания органического вещества с увеличением солености.

Литература Аржанова Н.В., Грузевич А.К., Сапожников В.В. Комплексные исследования экосистемы Белого моря // Сборник научных трудов. М.: ВНИРО, 1994. С. 25–52.

Бергер В.Я. Продукционный потенциал и промысловая бедность Белого моря // 30 лет морской биоло гической станции Санкт-Петербургского университета: итоги и перспективы. СПб., 2005. С. 7–25.

Запара Е.В., Белевич Т.А., Ильяш Л.В. Структура сообщества планктонных водорослей Белого моря при разных источниках азота и уровня освещенности // Современные проблемы альгологии: Материалы Междунар.

конф. и VI школы по морской биологии. Ростов-на-Дону, 2008. С. 153–155.

Лукашин В.Н., Кособокова К.Н., Шевченко В.П. и др. Результаты комплексных океанографических ис следований в Белом море в июне 2000 г. // Океанология. 2003. Т. 43, № 1. С. 151–167.

Налетова И.А., Сапожников В.В. Биогенные элементы и продукционно-деструкционные процессы в Бе лом море // Океанология. 1993. Т. 33, № 2. С. 195–200.

ПНД Ф 14.1:2.100–97. Методика выполнения измерений ХПК в пробах природных и очищенных сточ ных водах титриметрическим методом. М., 1997. 12 с.

РД 52.24.383-2005. Массовая концентрация аммиака и ионов аммония в водах. Методика выполнения из мерений фотометрическим методом в виде индофенолового синего. Ростов-на-Дону: Гидрохимический инсти тут, 2005. 11 с.

РД 52.24.518-2008. Массовая концентрация нитритов в водах. Методика измерений фотометрическим методом с сульфаниламидом и N-(1-нафтил)этилендиамина дигирохлоридом. Ростов-на-Дону: Гидрохимиче ский институт, 2008. 25 с.

РД 52.24.382-2006. Массовая концентрация фосфатов и полифосфатов в водах. Методика выполнения из мерений фотометрическим методом. Ростов-на-Дону: Гидрохимический институт, 2006. 25 с.

РД 52.24.387-2006. Массовая концентрация фосфора общего в водах. Методика выполнения измерений фотометрическим методом после окисления персульфатом калия. Ростов-на-Дону: Гидрохимический институт, 2006. 25 с.

Руководство по химическому анализу поверхностных вод суши / Под ред. А.Д. Семенова. Л., 1977. 542 с.

Феоктистов В.М. Химический состав вод и вынос растворенных веществ водами рек карельского побе режья в Белое море // Водные ресурсы. 2004. Т. 31, № 6. С. 683–690.

Чугайнова В.А., Несветова Г.И., Конов В.А., Максимова М.П. Органические формы азота и фосфора в губах Белого моря // Океанология. 1993. Т. 33, № 2. С. 201–209.

ПРОДУКЦИОННО-ДЕСТРУКЦИОННЫЕ ПРОЦЕССЫ В ПРИБРЕЖНЫХ УЧАСТКАХ БЕЛОГО МОРЯ Е.В. Теканова Институт водных проблем Севера Карельского НЦ РАН, Петрозаводск e-mail: etekanova@mail.Du При исследовании функционирования морских экосистем особый интерес представ ляет изучение прибрежных участков, особенно эстуариев, где в маргинальных фильтрах при смешивании морской и речной воды происходит масштабное (до 90 %) механическое, физико химическое и биологическое осаж дение привносимой с речным стоком взвеси [Лисицын, 1994, 2001]. Специ фические условия водной среды в этих зонах существенно влияют на разви тие биотической компоненты, в том числе и на протекание продукционно деструкционных процессов [Ведерни ков и др., 1994;

Виноградов и др., 1994;

2000;

Мицкевич, Намсараев, 1994;

Бер гер, 2007].

Целью настоящей работы было оценить скорость и выявить законо мерности протекания продукционно деструкционных процессов в прибреж ных участках Онежского залива Бело Рис. 1. Расположение изученных участков в Онежском заливе го моря, находящихся под влиянием речного стока и без него.

Белого моря Изучение первичной продукции (Р) и деструкции (D) органического вещества (ОВ) проводи лось в эстуарии р. Кеми в 2009, 2010 и 2011 гг., в Сорокской губе (приустьевой участок р. Нижне го Выга) в 2010 г. и у мыса Чесменского (без притока) в 2010 г. Определения выполнялись в период летней межени (15 июля – 4 августа) на продольных разрезах по направлению от берега (или устья) к открытой части залива (рис. 1). Средняя глубина разрезов в приустьевых участках рек составля ла 10,0 м (эстуарий р. Кеми) и 10,3 м (Сорокская губа), у мыса Чесменского – достигала 38,6 м. Из мерения P и D проводились скляночным кислородным методом.

Скорость продуцирования ОВ вдоль разреза в эстуарии р. Кеми в 2009, 2010 и 2011 гг. изменя лась в пределах от 6 до 82, от 6 до 55 и от 34 до 119 мгС/(м3·сутки) соответственно. Максимальная средняя (прилив и отлив) на разрезе величина отмечена в 2011 г. – 81 мгС/(м3·сутки), минимальная – в аномально теплом 2010 г. – 37 мгС/(м3·сутки) (табл.).

Средние в изученных участках скорости первичной продук ции (Р) в поверхностном слое воды и деструкции ОВ (D), мгС/(м3·сутки) Р D Участок Год прилив отлив прилив отлив 2009 55,7 37,5 34 среднее 47 2010 29,0 45,7 62 среднее 37 Эстуарий р. Кеми 2011 94,0 67,8 61 среднее 81 среднее 55 за 2009–2011 гг.

Устье 2010 67 39 62 р. Нижнего Выга среднее 53 Мыс 2010 172 267 48 Чесменский среднее 219 В 2009 и 2011 гг. более высокими величинами Р в эстуарии р. Кеми характеризовались участок с речной водой и зона смешения пресных и морских вод в период прилива – в 2–6 и 2–3 раза соответ ственно по сравнению с величинами, измеренными в отлив. В то же время скорости Р на удаленных точках разреза (морская вода) в прилив и отлив существенно не менялись. Средняя для разреза вели чина Р в прилив превышала таковую в отлив в 1,5 и 1,4 раза в 2009 и 2011 гг. соответственно. Види мо, во время прилива к берегу, где складываются не вполне благоприятные для функционирования микроводорослей условия (высокая динамическая активность и мутность воды), выносится более ак тивный морской фитопланктон. В аномально жарком 2010 г. подобной тенденции к увеличению Р в прилив не наблюдалось, возможно, вследствие сокращения речного стока, более определенно судить затруднительно по причине отсутствия сведений о водности года.

В распределении величин Р вдоль разреза в 2009 и 2011 гг. более низкими скоростями пер вичного продуцирования характеризовалась зона смешения морских и пресных вод, т. е. маргиналь ный фильтр, где активно осаждается взвесь и ухудшаются световые условия для фотосинтеза. Далее, по мере уменьшения мутности воды скорость Р достоверно увеличивалась (ранговый коэффициент Спирмена 0,74 при р 0,05) (рис. 2), что соответствует литературным сведениям о функционирова нии «биологической» части маргинального фильтра [Ведерников и др., 1994;

Бергер, 2007]. Наибо лее отчетливо это проявилось в период отлива, когда снижение скорости Р в зоне смешения морских и пресных вод достилало 5,5 и 2 раз в 2009 и 2011 гг. соответственно по сравнению со средней вели чиной Р для участков с пресной и морской водой. В 2010 г. подобной тенденции в распределении Р выявлено не было.

В Сорокской губе (устьевой участок зарегулированной р. Нижний Выг) в 2010 г. Р находилась в пределах от 18 до 97, в среднем 53 мгС/(м3·сутки), что несколько выше, чем в эстуарии р. Кеми в это же время (см. табл.). Однако эти величины вполне укладываются в пределы, полученные для эстуарного участка р. Кеми в целом за 2009–2011 гг. Средняя величина Р на разрезе оказалась в 1,7 раза больше в прилив, чем в отлив. В распределении скорости Р вдоль разреза во время при лива отмечался рост величин по мере удаления от берега, – на точках с морской водой Р была в 2,5 раза выше, чем в зоне смешения речных и морских вод, а в отлив – их снижение.

На глубоководном разрезе у мыса Чесмен ского в отсутствие речного стока Р в поверхност Р, мг С/(м.сутки) 90 R = 0, ном слое воды в 2010 г. находилась в пределах от 3.

70 137 до 278, в среднем 219 мгС/(м3·сутки) (см.

табл.). В среднем по разрезу более высокие вели чины наблюдались в отлив по сравнению с прили вом (в 1,5 раза). Эта разница достигалась за счет срединных и дальних точек разреза, тогда как на 0 прибрежном участке скорость Р характеризова 0 1 2 3 4 5 6 лась сходными значениями в обе фазы. Макси мутность воды, FTU Рис. 2. Зависимость скорости первичной продукции в мальные величины были зарегистрированы у бе поверхностном слое воды от мутности воды эстуария рега, уже на срединных точках разреза Р снижа р. Кеми (2009 и 2011 гг.) лась в 1,5 раза.

Скорости деструкционных процессов в эстуарии р. Кеми в изученные годы были вполне сопоста вимы – 17–130, 16–71 и 1–102 мгС/(м3·сутки) в 2009, 2010 и 2011 гг. соответственно. Средняя для разре за величина D (прилив и отлив) в эти годы различалась несущественно (см. табл.). В теплых погодных условиях 2010 и 2011 гг. суточная скорость разрушения ОВ была выше в прилив (в среднем для разре за) – в 1,7 и 3 раза соответственно, а в 2009 г. – в отлив в 1,7 раза. Возможно, это связано с водным режи мом года. Максимальные величины деструкционной активности чаще регистрировались в речной зоне или зоне смешения морской и пресной воды.

В Сорокской губе (устье р. Нижнего Выга) в 2010 г. скорость разрушения ОВ изменялась от до 89, в среднем 51 мгС/(м3·сутки). В среднем для разреза в фазу прилива D была выше, чем в отлив, в 1,5 раза (см. табл.).

У мыса Чесменского в 2010 г. активность деструкционных процессов в разных слоях воды на ходилась в пределах 1–153 мгС/(м3·сутки), в среднем для разреза (прилив и отлив) 60 мгС/(м3·сутки), что немногим больше, чем в эстуарии р. Кеми и устье р. Нижнего Выга в это же время. В отличие от эстуарных участков рек, скорость D у мыса Чесменского была в 1,7 раза выше в отлив (см. табл.).


Какой-либо четкой закономерности в распределении D вдоль изученных разрезов в при лив или отлив, а также в толще воды выявить не удалось. Можно лишь отметить, что в мелковод ных участках с влиянием речного стока складываются более благоприятные условия для увеличения скорости D, а именно, сочетаются два основных фактора, регулирующих бактериальную актив ность, – наличие субстрата для развития бактерий (доступное ОВ) и более высокие температуры воды. Развитие деструкционных процессов здесь, в пределах маргинального фильтра, базируется в значительной степени на привносимом с речным стоком ОВ, подтверждением чему является отсут ствие связи между D и Р в этих участках. В то же R = 0, время, при отсутствии влияния речного стока (уда D, мг С/(м.сутки) ленные точки разрезов с морской водой в эстуарии р. Кеми и в Сорокской губе, разрез у мыса Чесмен ского) обнаруживается достоверная положительная зависимость D от величины Р (ранговый коэффици 20 ент Спирмена 0,74 при р 0,05), т. е., в развитии де струкционных процессов определенную роль игра ет новообразованное ОВ (рис. 3). Активизация же D 0 50 100 150 200 250 в том или ином слое воды (при глубине точки более Р, мг С/(м3 сутки).

10 м), как правило, сопровождалась либо повыше Рис. 3. Связь между первичной продукцией и де струкцией ОВ в поверхностном слое воды без вли- нием мутности в этом слое, либо наличием нижеле жащего термоклина.

яния речного стока Таким образом, среди изученных прибрежных участков Онежского залива Белого моря наи большими величинами Р характеризовался глубоководный разрез у мыса Чесменского без влияния речного стока. Полученные для этого участка данные вполне соответствуют сведениям, приводимым для Онежского залива в целом И.А. Налетовой и др. [1993], а также Максимовой [1984] и Бобровым и др. [1985] с учетом метода определения первичной продукции. В участках с влиянием речного сто ка Р почти в 5 раз ниже вследствие неустойчивости водных масс (мелководность) и функционирования маргинального фильтра. На этих участках отмечается закономерное увеличение скорости первичного продуцирования по направлению от зоны смешения к дальней точке разреза (исключение 2010 г.) по мере уменьшения мутности воды. В развитии деструкционных процессов на участках, не подвержен ных влиянию речного стока, значимую роль играет продуцируемое фитопланктоном ОВ, а в приустье вых участках – аллохтонное ОВ.

Работа выполнена в рамках гранта РФФИ № 09-05-00385.

Литература Бергер В.Я. Продукционный потенциал Белого моря // Исследования фауны морей. СПб.: ЗИН РАН, 2007. Т. 60(68). 292 с.

Бобров Ю.А., Савинов В.М. Первичная продукция Белого моря // Проблемы изучения, рационального использования и охраны природных ресурсов Белого моря. Архангельск, 1985. С. 85–86.

Ведерников В.И., Демидов А.Б., Судьбин А.И. Первичная продукция и хлорофилл в Карском море в сен тябре 1993 г. // Океанология. 1994. Т. 34, № 5. С. 693–704.

Виноградов М.Е., Шушкина Э.А., Лебедева Л.П., Гагарин В.И. Мезопланктон восточной части Карского моря и эстуариев Оби и Енисея // Океанология. 1994. Т. 34, № 5. С. 716–723.

Виноградов М.Е., Ведерников В.И., Ромакевич Е.А., Ветров А.А. Компоненты цикла углерода в арктиче ских морях России и поток Сорг из фотического слоя // Океанология. 2000. Т. 40, № 2. С. 221–233.

Лисицын А.П. Маргинальный фильтр океанов // Океанология. 1994. Т. 34, № 5. С. 735–747.

Лисицын А.П. Нерешенные проблемы океанологии Арктики // Опыт системных океанологических ис следований в Арктике. М.: Научный мир, 2001. С. 31–74.

Максимова М.П. Продукция и деструкция органического вещества в Белом море // Природная среда и биологические ресурсы морей и океанов. Л.: Географ. об-во СССР, 1984. С. 120–121.

Мицкевич И.Н., Намсараев Б.Б. Численность и распределение бактериопланктона в Карском море в сен тябре 1993 г. // Океанология. 1994. Т. 34, № 5. С. 704–708.

Налетова И.А., Сапожников В.В. Биогенные элементы и продукционно-деструкционные процессы в Бе лом море // Океанология. 1993. Т. 33, № 2. С. 195–200.

РАСПРЕДЕЛЕНИЕ РАСТВОРЕННОГО ОРГАНИЧЕСКОГО УГЛЕРОДА В МАРГИНАЛЬНОМ ФИЛЬТРЕ РЕКИ КЕМИ (БЕЛОЕ МОРЕ) В ЛЕТНИЙ ПЕРИОД В.П. Шевченко1, Л.С. Широкова2, Р.Э. Здоровеннов3, А.Н. Новигатский1, О.С. Покровский4, Н.В. Политова Институт океанологии им. П.П. Ширшова РАН, Москва e-mail: vshevch@ocean.ru Институт экологических проблем Севера УрО РАН, Архангельск e-mail: lshirocova@yandex.ru Институт водных проблем Севера Карельского НЦ РАН, Петрозаводск e-mail: romga74@mail.ru Лаборатория георесурсов и окружающей среды, Тулуза, Франция (GET, France) e-mail: oleg@get.obs-mip.fr Изучение поведения растворенного органического углерода (РОУ) имеет важное значение для понимания биогеохимических процессов в зонах смешения речных и морских вод (в зоне маргиналь ного фильтра [Лисицын, 1994]), так как с РОУ связана существенная часть тяжелых металлов [Горде ев, 2009;

Pokrovsky et al., 2010]. Данных о поведении РОУ в маргинальных фильтрах рек, впадающих в Белое море, сравнительно немного [Артемьев и др., 1984;

Artemyev, Romankevich, 1988;

Pokrovsky et al., 2009, 2010;

Гордеев и др., 2012]. Целью данной работы являлось исследование распределения РОУ в маргинальном фильтре р. Кеми, выполненное в рамках проекта «Система Белого моря» (научный руководитель – академик А.П. Лисицын) [Shevchenko et al., 2005;

Лисицын, 2010;

Лисицын и др., 2010].

Материалы и методы. Пробы воды в эстуарии р. Кеми и в прилегающей части Онежского за лива Белого моря были отобраны в экспедиции на НИС «Эколог» 15–16 июля 2011 г. Схема располо жения станций показана на рис. 1. На станциях 36 и 47 отбор воды был выполнен с помощью батоме тров Нискина с борта НИС «Эколог», а в мелководной части эстуария – с помощью пластмассовых канистр с борта катера «Казанка-М». Соленость воды на станциях была определена с помощью муль типараметрического зонда CTD90M.

Рис. 1. Схема расположения станций отбора проб в маргинальном фильтре р. Кеми:

1 – пробы с поверхности;

2 – пробы с поверхности, из придонного и промежуточного горизонтов В судовой лаборатории пробы были профильтрованы через стекловолокнистые фильтры GF/F и до выполнения анализа хранились в холодильнике. Концентрация растворенного органического углерода была определена в лаборатории георесурсов и окружающей среды г. Тулузы (GET) на при боре TOC-VCSN (SHIMADZU). Процесс анализа основан на полном сжигании РОУ при 800 оС на платиновом катализаторе с дальнейшим определением СО2 методом инфракрасной спектроскопии в диапазоне 0,1–100 мгСорг/л. Погрешность – 2–3 %.

Результаты и их обсуждение. Концентрация растворенного органического углерода (РОУ) в речной воде Кеми в интервале солености от 0,02 до 1,1 епс варьирует от 7,6 до 8,19 мг/л (в сред нем 7,98 мг/л при n = 3). Концентрации РОУ в устье р. Кеми находятся в интервале значений, ха рактерных для устьев больших рек сибирской Арктики (Обь, Енисей, Лена), но в полтора-два раза ниже, чем в устьях рек Северной Двины и Мезени (табл.). При сравнении концентраций РОУ рек, впадающих в Белое море, – Кеми, Северной Двины и Мезени – следует отметить, что в их водо сборных бассейнах много болот, но заболоченность в бассейнах Северной Двины и Мезени выше, кроме того, в бассейне Кеми преобладают более прочные докембрийские породы [Губайдуллин, 2010;

Лисицын, 2010]. С повышением солености выше 25 епс концентрация РОУ уменьшается до 3,29–4,83 мг/л (в среднем 4,09 мг/л при n = 6). Таким образом, для РОУ в зоне смешения речных и морских вод в маргинальном фильтре р. Кеми характерно консервативное поведение (рис. 2). Ана логично ведет себя РОУ в маргинальных фильтрах рек – Северной Двины [Pokrovsky et al., 2010] и других крупных рек российской Арктики [Dai, Martin, 1995;

Cauwer, Sidorov, 1996;

Kohler et al., 2003] и многих других рек мира [Гордеев, 2009].

Концентрации растворенного органического углерода (РОУ) в устьях р. Кеми и других рек Российской Арктики Время Концентра Река Источник ция РОУ, мг/л 15–16.07.2011 7,6–8, Кемь Данная работа 05.1985 12, Северная Двина Artemyev, Romankevich, среднемноголетнее 18 ± 2 Pokrovsky et al., 06.1994 12, Мезень Lobbes et al., 09.1993 7,37–9, Обь Dai, Martin, июль, среднее 9,0 Kohler et al., 09.1993 4, Енисей Dai, Martin, июль, среднее 9,6 Kohler et al., 09.1989 и 09.1991 7,2–8, Лена Cauwet, Sidorov, Выводы 1. Концентрации растворенного органиче- ского углерода в устье р. Кеми в середине лета на ходятся в интервале значений, характерных для устьев больших рек сибирской Арктики (Обь, Ени- сей, Лена), но в полтора-два раза ниже, чем в устьях РОУ, мг/л рек Северной Двины и Мезени, впадающих в Белое море, что объясняется различной степенью заболо- ченности их водосборов.

2. Для растворенного органического углеро- y = -0,1546x + 8, R2 = 0, да в зоне смешения речных и морских вод в марги- нальном фильтре р. Кеми характерно консерватив ное поведение. 0 5 10 15 20 25 Авторы признательны экипажу НИС «Эко Соленость, епс лог» и А.В. Митрохову за помощь в экспедиции.

Рис. 2. Зависимость концентрации РОУ от солено Работа выполнена при финансовой под- сти в маргинальном фильтре р. Кеми держке Программы № 23 фундаментальных ис следований Президиума РАН (проект «Трансевропейский меридиональный морской эколого геохимический разрез»), РФФИ и Национального центра научных исследований Франции (гранты 12-05-910555-НЦНИ_а и 11-05-00087-а).

Литература Артемьев В.Е., Лазарева Е.В., Иджиян М.Г. Органическое вещество в эстуарии р. Северной Двины // Лито логия и полезные ископаемые. 1984. № 5. С. 51–57.

Гордеев В.В. Система река-море и ее роль в геохимии океана: Автореф. дис....докт. г.-м. наук. М., 2009. 36 с.


Гордеев В.В., Филиппов А.С., Кравчишина М.Д. и др. Особенности геохимии речного стока в Белое море // Система Белого моря. Т. II / Отв. ред. А.П. Лисицын. М.: Научный мир, 2012. (в печати) Губайдуллин М.Г. Основные сведения о геологическом строении восточной части водосбора Белого моря // Система Белого моря. Т. I. Природная среда водосбора Белого моря / Отв. ред. А.П. Лисицын. М.: Научный мир, 2010. С. 40–57.

Лисицын А.П. Маргинальный фильтр океанов // Океанология. 1994. Т. 34, № 5. С. 735–747.

Лисицын А.П. Процессы в водосборе Белого моря: подготовка, транспортировка и отложение осадочного материала, потоки вещества, концепция «живого водосбора» // Система Белого моря. Т. I. Природная среда водо сбора Белого моря / Отв. ред. А.П. Лисицын. М.: Научный мир, 2010. С. 353–445.

Лисицын А.П., Шевченко В.П., Немировская И.А. и др. Развитие четырехмерной океанологии и создание фундаментальных основ комплексного мониторинга морских экосистем (на примере Белого моря) // Физические, геологические и биологические исследования океанов и морей / Отв. ред. С.М. Шаповалов. М.: Научный мир, 2010. С. 559–597.

Artemyev V.E., Romankevich E.A. Seasonal variations in the transport of organic matter in North Dvina estuary // Transport of carbon and minerals in major world rivers / Degens E. et al. (eds.). Mitt. Geol.-Palont. Inst. Univ.

Hamburg. SCOPE/UNEP Sonderband. Heft 66. Hamburg, 1988. Р. 177–184.

Cauwet G., Sidorov I. The biogeochemistry of Lena River: organic carbon and nutrients distribution // Marine Chemistry. 1996. P. 211–227.

Dai M.-H., Martin J.-M. First data on trace metal level and behaviour in two major Arctic river – estuarine systems (Ob and Yenisey) and in the adjacent Kara Sea, Russia // Earth and Planetary Science Letters. 1995. Vol. 131.

P. 127–141.

Kohler H., Meon B., Gordeev V.V. et al. Dissolved organic matter (DOM) in the estuaries of Ob and Yenisei and the adjacent Kara Sea, Russia // Siberian river run-off in the Kara Sea. Characterisation, quantication, variability and environmental signicance / Stein R., Fahl K., Ftterer D.K. et al. (eds.). Amsterdam: Elsevier, 2003. P. 281–308.

Lobbes J.M., Fitznar H.P., Kattner G. Biogeochemical characteristics of dissolved and particulate organic matter in Russian rivers entering the Arctic Ocean // Geochimica et Cosmochimica Acta. 2000. Vol. 64, N 17. P. 2973–2983.

Pokrovsky O.S., Viers J., Shirokova L.S. et al. Geochemistry of trace elements and dissolved organic carbon in Severnaya Dvina during different seasons // Геология морей и океанов: Материалы XVIII Междунар. научн. конф.

(Школы) по морской геологии. Т. III. М.: ГЕОС, 2009. С. 130–134.

Pokrovsky O.S., Viers J., Shirokova L.S. et al. Dissolved, suspended, and colloidal uxes of organic carbon, major and trace elements in the Severnaya Dvina River and its tributary // Chemical Geology. 2010. Vol. 273.

P. 136–149.

Shevchenko V.P., Dolotov Y.S., Filatov N.N. et al. Biogeochemistry of the Kem’ River estuary, White Sea (Russia) // Hydrology and Earth System Sciences. 2005. Vol. 9. P. 57–66.

ИЗУЧЕНИЕ РАСПРЕДЕЛЕНИЯ ЖЕЛЕЗА В УСТЬЕВОЙ ОБЛАСТИ РЕКИ СЕВЕРНОЙ ДВИНЫ И ДВИНСКОГО ЗАЛИВА БЕЛОГО МОРЯ Н.В. Шорина, Т.Я. Воробьева, А.В. Лебедев Институт экологических проблем Севера УрО РАН, Архангельск e-mail: nvshorina@yandex.ru При впадении любой реки в море происходит значительное изменение физико-химических и гидродинамических условий среды миграции. Это позволяет рассматривать область контакта реки и моря как комплексный геохимический барьер [Демина, 1982]. Поведение металлов на этом барьере во многом определяет их дальнейшую судьбу в океане.

В связи с этим в последнее время вырос интерес к геохимическим процессам, протекающим при впадении реки в море [Sholkovitz, 1978;

Демина, 1982;

Лисицын, 1994]. Несмотря на очевидные успехи, общая схема, определяющая поведение металлов в зоне смешения в зависимости от количе ственного и качественного состава речного стока, отсутствует. Миграция металлов определяется в значительной степени от формы их нахождения. Участие металла в тех или иных геохимических и биогеохимических процессах определяется не столько общим содержанием элемента в среде, сколь ко концентрацией реакционно способных, геохимически подвижных форм. Поэтому изучение геохи мии металлов тесно связано с изучением форм их существования в различных природных объектах [Биогеохимия океанов, 1983].

Зона смешения устьевая область р. Северной Двины – Белое море служит геохимическим барьером, в котором осаждается основная масса растворенных (коллоидных) и взвешенных ве ществ. Железо играет особую роль в геохимических процессах, особенно в зонах смешения, явля ясь элементом-носителем, определяющим судьбу многих микроэлементов в реках и в океане [Лиси цын, 1994]. Важная роль растворенных форм железа в обеспечении первичной продукции и для оке анических, и для прибрежных экосистем доказана многими авторами [Striegl, 1998;

Батурин, 2004;

Elrod, 2004;

Blain, 2007]. Химическая и биологическая активность железа, а также степень токсично сти определяется физико-химическим состоянием, а именно перераспределением между раствори мой и взвешенной формами.

Целью работы было оценить уровень изменения концентрации и форм существования желе за при седиментации в барьерной зоне устьевая область р. Северной Двины – Двинской залив Бело го моря в летнюю межень и влияние различных физико-химических и гидрофизических параметров среды на формы нахождения железа в воде.

Материал для исследования был получен в ходе экспедиции 2009 г. по устьевой области Север ной Двины и Двинскому заливу Белого моря. Гидрохимический режим Северной Двины в основном является естественным и отражает природные особенности региона [Моисеенко и др., 2006]. Особен ности гидрологического режима рассмотрены в статье сборника [Воробьева и др., 2011]. Значитель ная заболоченность бассейна Северной Двины обусловливает поступление в ее систему большого количества гуминовых веществ и железо-органических комплексов (цветность 100 град.) [Боголи цын и др., 1999], что проявилось в высоких концентрациях валового железа (0,43–0,83 мг/л) в про бах воды в реке (ст. 21–24) (рис. 1, 2).

Рис. 1. Схема расположения гидрологических станций 15 июля – 12 августа 2009 г.

Рис. 2. Распределение железа, мутности и солености по станциям отбора проб воды Основная форма транспортировки железа по р. Северной Двине – растворенная, однако в зоне смешения морских и речных вод возрастает взвешенное железо. Автором [Sholkovitz, 1978] было по казано, что основной причиной снижения Feраств в эстуариях по сравнению с речными водами являет ся единый химический процесс – флокуляция коллоидов, которая происходит уже на начальной ста дии смешения (S 0–5 ‰). Наши данные также свидетельствует об активном преобразовании рас творенного (коллоидного) железа в зоне смешения во взвешенное железо. Образующиеся при флоку ляции аморфные Fe-гуматные частицы [Артемьев, 1993] соосаждаются нередко вместе с Al и Р и сор бируют на себе многие микроэлементы, способствуя процессам самоочищения.

Анализ распределения железа от различных гидрофизических параметров показал хорошую корреляцию с показателями мутности. Наибольшие концентрации железа зафиксированы на ст. о. Кум быш и о. Ягры (ст. 18–19), где мутность воды была наибольшей для данного района исследований (45–127 FTU) [Лебедев, 2011].

На полусуточной ст. 19 были выполнены гидролого-гидрохимические исследования степени влияния водного режима на распределение соединений железа (см. табл.). Было выявлено, что при смене водного режима происходит изменение физико-химических показателей: рН, мутности, соле ности, что влияет на соотношение между взвешенной и растворенной формами железа. На всех фа зах наблюдается преобладание взвешенной формы железа, причем на малой воде – наибольшая концентрация. Это обусловлено тем, что на малой воде происходят более активно процессы пере мешивания вод, турбулентная диффузия и взмучивание донных отложений, а также увеличение на сыщения кислородом поверхностных горизонтов и процесс опреснения. На приливе происходит повышение уровня воды и смешение морских и речных вод. Под воздействием минеральных веществ коллоидные и взвешенные формы железа теряют седиментационную устойчивость, выпадают в оса док, вследствие этого понижается концентрация всех форм железа.

Зависимость распределения форм железа от гидрологического режима (ст. 19) Гидрологиче- Feвзв / Мутность, Feвал, мг/л рН S, ‰ ский режим Feобщ мг/л Пов-ть 0,54 1,7 7,74 7,25 12, Полная вода дно 0,66 1,64 7,84 12,49 43, Пов-ть 1,07 1,67 7,82 9,05 15, отлива дно – – 7,81 11,32 127, Пов-ть 1,17 2,16 7,78 3,00 18, Малая вода дно 2,11 3,08 7,76 7,84 63, Пов-ть 0,99 2 7,80 4,13 17, прилива дно – – 7,84 9,78 96, Установлены пространственная неоднородность и повышенный фон в распределении желе за по р. Северной Двине, что обусловлено естественными природными факторами. В устьевом взмо рье с увеличением солености до 25 ‰ при изменении физико-химических параметров среды раство ренные формы железа теряют седиментационную устойчивость, выпадают в осадок и накапливают ся в донных отложениях, что проявляется в снижении всех форм железа и преобладании взвешенных форм над растворенными. Показано, что на станциях с опресненной водой (ст. 21–24) концентрации железа на порядок превышают концентрации железа в водах с соленостью до 25 ‰.

Работа выполнена при поддержке гранта РФФИ «Биогеохимия органического углерода в эстуарии арктической реки: контроль со стороны физико-химических и биологических процессов»

№ 12-05-91055-НЦНИ_а.

Литература Артемьев В.Е. Геохимия органического вещества в системе река-море. М.: Наука, 1993. 204 с.

Батурин Г.Н. Фосфатонакопление в океане. М.: Наука, 2004. 464 с.

Биогеохимия океанов. М.: Наука, 1983. 368 с.

Боголицын К.Г., Кузнецов B.C., Попова Н.Р. и др. Анализ и математическая оценка современного гидро химического состояния реки Северной Двины // Экология Северной Двины. Архангельск: Изд. Дом «ЭЛПА», 1999. С. 96–110.

Воробьева Т.Я., Собко Е.И., Лебедев А. А. Структура и пространственная динамика фито- и зоопланкто на устьевой области реки Северной Двины в летний период: Материалы XVII Междунар. науч. конф. (Школы) по морской геологии. Москва, 14–18 ноября 2011 г. Т. III. М.: ГЕОС, 2011. С. 120–124.

Демина Л.Л. Формы миграции металлов в океане (на ранних стадиях океанского осадкообразования).

М.: Наука, 1982. 122 с.

Лисицын А.П. Маргинальный фильтр океанов // Океанология. 1994. Т. 34, № 5. С. 735–747.

Моисеенко Т.И., Гашкина Н.А., Кудрявцева Л.П. и др. Зональные особенности формирования химиче ского состава вод малых озер на территории Европейской части России // Водные ресурсы. 2006. Т. 33, № 2.

С. 163–180.

Неверова Н.В., Лебедев А.А. Оценка загрязнения реки Северной Двины общими нефтепродуктами по коэффиценту донной аккумуляции // Материалы XVII Междунар. науч. конф. (Школы) по морской геологии.

Москва, 14–18 ноября 2011 г. Т. III. М.: ГЕОС, 2011. С. 228–232.

РД 52.24.358. Методические указания. Методика выполнения измерений массовой концентрации железа общего в водах фотометрическим методом с 1,10 фенантролином. Ростов-на-Дону: Акватест, 1995.

Blain S., Quguiner B. Leanne Armand et al. Effect of natural iron fertilization on carbon sequestration in the Southern Ocean // Nature. 2007. Vol. 446. P. 1070–1074.

Elrod V.A., Berelson W.M., Coale K.N., Johnson K.S. The ux of iron from continental schelf sediments: a missing source of global budgets // Geophys. Res. Lett. 2004. Vol. 31. P. 7–37.

Sholkovitz E.R. The occulation of dissolved Fe, Mn, Al, Cu, Ni, Co and Cd during estuarine mixing // Earth and Planetary Science Letters. 1978. Vol. 41, N 2. P. 77–86.

Striegl R.G., Michmerhuizen C.M. Hydrologic inuence on methane and carbon dioxide dynamics at two north central Minnesota lakes // Limnol. Oceanogr. 1998. Vol. 43. P. 1519–1529.

РАСПРЕДЕЛЕНИЕ ФОРМ РАСТВОРЕННОГО УГЛЕРОДА В УСТЬЕВОЙ ЧАСТИ РЕКИ СЕВЕРНОЙ ДВИНЫ Л.С. Широкова1, О.С. Покровский1, 2, А.В. Чупаков1, Т.Я. Воробьева Институт экологических проблем Севера УрО РАН, Архангельск e-mail: LShirocova@yandex.ru Лаборатория георесурсов и окружающей среды, Тулуза, Франция (GET, France) e-mail: oleg@get.obs-mip.fr Актуальность изучения рек субарктической зоны следует из их огромной роли в регулировании потока углерода в Северный Ледовитый океан с континента, который зависит от особенностей характе ра водосборных бассейнов, зачастую расположенных на богатых органическим веществом почвах и бо лотах, а также их подверженности влиянию как хозяйственной деятельности человека в локальном мас штабе, так и процессам глобальных изменений природной среды. Устьевые участки крупных рек игра ют существенную барьерную роль на пути выноса загрязняющих веществ в прибрежные зоны арктиче ских морей. Степень воздействия на устьевую экосистему определяется не только поступлением загряз няющих веществ с речными водами, но и ее экологической емкостью [Брызгало, 2004].

Среди рек Арктического бассейна Северная Двина, безусловно, является лучшим объектом ис следования в силу: 1) ее доступности, 2) представительности, 3) отсутствия зарегулированности сто ка, 4) наличия продолжительного ряда наблюдений Северного УГМС, ИЭПС УрО РАН, позволяюще го анализировать глобальные временные тренды уровня концентраций растворенных веществ. Осо бый интерес к изучению растворенных веществ в водных экосистемах северных широт связан с тем, что преобладающую долю в общем органическом веществе составляют именно конвенционально растворенные ( 0,45 мкм) органические вещества РОУ (до 95 %). Тем не менее растворенный орга нический углерод (РОУ) в устьевой области Северной Двины и для Белого моря в целом остается не достаточно изученным [Романкевич, Ветров, 2001;

Система Белого моря, 2010]. В частности, в лите ратуре приводятся сведения о гидрохимическом режиме [Брызгало, Иванов, 2003, 2004;

Бреховских и др., 2003], микробиологической характеристике устьевой области Северной Двины [Забелина, 2003;

Забелина, Воробьева, 2007, 2009;

Воробьева и др., 2010], однако главная составляющая экологическо го равновесия экосистемы – баланс растворенного углерода и его взаимосвязь с гетеротрофным бак териопланктоном, основным деструктором органического вещества, не изучена.

Существенный вклад в общий растворенный органический углерод вносят коллоиды гуминовой и фульвовой природы, систематическое исследование которых в водосборных бассейнах Белого моря только начинается [Pokrovsky et al., 2002, 2010;

Vasyukova et al., 2010]. Единичные измерения коллоид ной и истинно растворенной составляющей РОУ и сопряженных с ним элементов в реках Арктическо го бассейна [Dai and Martin, 1995;

Guieu et al., 1996;

Dahlqvist et al., 2007], которые были выполнены в летнюю межень, не позволяют в полной мере оценить вклад процесса коагуляции растворенных и кол лоидных веществ в интенсивность годовой трансформации потока ОВ на разделе река-море.

Поэтому целью настоящей работы является определение форм растворенного органическо го и неорганического углерода как гидрохимических показателей, определяющих стабильность эко системы устьевой области р. Северной Двины и которые могут служить индикатором продукционно деструкционных процессов, локальных сбросов загрязнителей и разгрузки подземных вод. С 2006 г. по настоящее время осуществляется регулярный пробоотбор на реперных станциях экосистемы устьевой области р. Северной Двины для изучения сезонной динамики концентраций и форм нахождения угле рода (истинно растворенный, коллоидный), его органической и неорганической составляющей, микро элементного состава [Pokrovsky et al., 2002, 2010].

В 2008 г. пробы воды были отобраны на станциях, расположенных 10 км выше и 0,5;

4 и 10 км ниже места сброса сточных вод Архан гельского целлюлозно-бумажного комбината (АЦБК), а также в поверхностном и придонном горизонтах месте сброса сточных вод (СВ) (рис. 1). В 2011 г. точки отбора проб были вы браны в зависимости от степени антропоген ной нагрузки, береговой линии, участка русла и влияния приливно-отливных процессов. В мо мент отбора проводились измерения рН с по грешностью ± 0,02 ед., электропроводности, температуры воды и растворенного кислорода.

После фильтрации проб в лаборатории георе сурсов и окружающей среды г. Тулузы прово Рис. 1. Карта-схема устьевой зоны р. Северной Двины дились определения содержания ионов хлори дов и сульфатов, а также растворенного органического углерода методом каталитического сжигания на платиновом катализаторе при 800 °С с инфракрасным детектором СО2 Shimadzu TOC 6000 (по грешность измерений ± 2 %, предел обнаружения 0,1 мг/л)). Щелочность определялась на автомати ческом титраторе для определения щелочности (карбонатная) в природных водах SCHOTT TA 10plus.

Далее показатели щелочности были пересчитаны на неорганический углерод с учетом параметров температуры воды, рН в момент отбора проб, используя константы диссоциации угольной кислоты.

В 2008 г. показатели растворенного органического углерода в среднем составили 13,5 мг/л (рис. 2). Минимальное значение было зафиксировано в районе 10 км ниже сброса сточных вод (12,5 мг/л), максимальные – в 4 км ниже сброса СВ и в поверхностном горизонте в месте сброса СВ (14,3 и 14,2 мг/л соответственно). Пространственное распределение данных по РОУ не проде монстрировало четкой зависимости данного показателя от загрязнения экосистемы сточными вода ми целлюлозно-бумажной промышленности. Вероятно, гетеротрофные бактерии активно участву ют в процессах самоочищения экосистемы. Исследования токсичности сточных вод Архангельского ЦБК, которые содержат взвешенные вещества, нефтяные углеводороды, неорганические и органиче ские вещества различной природы, показали, что сточные воды комбината и речные воды в месте их сброса оказывают токсичное действие на планктонные организмы, но не токсичны для микро организмов [Собко, Забелина, 2008].

Показатели растворенного неорганического углерода (РНУ) в среднем составили 17,5 мг/л, ва рьируя в пределах 14,4–21,3 мг/л (см. рис. 2). Отмечаются две тенденции в распределении РНУ: с бо лее высоким содержанием (19,8–21,3 мг/л) на станциях 10 км ниже сброса СВ, а также в придон ном горизонте места сброса СВ и 10 км выше места сброса СВ;

и более низким (14,4–14,8 мг/л) на станциях 0,5 ниже сброса СВ, поверхностном горизонте места СВ и 4 км ниже места сбро са СВ. Для детальных выводов необходимо изучить связь показателей растворенного углерода с бактериальной активностью.

РОУ, мг/л 2008 г. РНУ, мг/л 2008 г.

15 Место сброса сточны х вод Место сброса сточны х вод 11 5 км 5 км 10 выше сброса сточных вод 0 ниже сброса сточных вод -15 -10 -5 5 10 выше сброса сточных вод 0 ниже сброса сточных вод -15 -10 -5 5 Рис. 2. Пространственное распределение форм растворенного углерода в зависимости от места сброса сточных вод ЦБК (2008 г.) Пространственное распределение сульфатов достаточно однородно. Отмечается слабая тенден ция снижения концентраций в районе межу 10 км выше – 10 км ниже сброса СВ, варьируя в пределах 30,5–32,3 мг/л (рис. 3). Однако в поверхностном горизонте в месте сброса СВ было зафиксировано максимальное значение (39,1 мг/л), выбившееся из линии тренда. Значения хлоридов достигли мак симума в 10 км выше сброса СВ (14,9 мг/л) и поверхностном горизонте в месте их сброса (8,7 мг/л).

Среднее значение содержания хлоридов в районе исследования составило 7,3 мг/л. На станциях, рас положенных ниже места сброса СВ, а также в придонном горизонте в месте их сброса СВ существен ной вариации концентраций хлоридов не зафиксировано (5,1–5,3 мг/л).

Сульфаты, мг/л 2008 г.

Хлориды, мг/л 2008 г.



Pages:     | 1 |   ...   | 10 | 11 || 13 | 14 |   ...   | 20 |
 





 
© 2013 www.libed.ru - «Бесплатная библиотека научно-практических конференций»

Материалы этого сайта размещены для ознакомления, все права принадлежат их авторам.
Если Вы не согласны с тем, что Ваш материал размещён на этом сайте, пожалуйста, напишите нам, мы в течении 1-2 рабочих дней удалим его.