Экологическое состояние восточной части пролива Босфор Восточный (залив Петра Великого Японского моря) Текст научной статьи по специальности «Науки о Земле и смежные экологические науки»

2010

Известия ТИНРО

Том 161

УДК 628.394(26)(265.54)

А.В. Мощенко1, Л.Е. Шайхлисламова2*

1 Институт биологии моря им. А.В. Жирмунского ДВО РАН, 690041, г. Владивосток, ул. Пальчевского, 17;

2 Дальневосточный государственный технический рыбохозяйственный университет, 690087, г. Владивосток, ул. Луговая, 52б

ЭКОЛОГИЧЕСКОЕ СОСТОЯНИЕ ВОСТОЧНОЙ ЧАСТИ ПРОЛИВА БОСФОР ВОСТОЧНЫЙ (ЗАЛИВ ПЕТРА ВЕЛИКОГО ЯПОНСКОГО МОРЯ)

Изучено содержание и распределение углеводородов, фенолов, меди, свинца и дихлордифенилтрихлорметилметана (рр'-ДДТ и его метаболитов рр'-ДДД и рр'-ДДЕ) в грунтах некоторых акваторий восточной части прол. Босфор Восточный. Делается вывод об умеренной степени загрязнения и заметной пространственной неоднородности его поля в районе работ. В биологическом отношении загрязнение варьирует от уровня, при котором изменения в сообществах макрозоо-бентоса не наблюдаются, до такого, при котором происходит их полная деградация.

Ключевые слова: экологическое состояние, углеводороды, фенолы, металлы, ДДТ, интегральная оценка, залив Петра Великого.

Moshchenko A.V., Shaikhlislamova L.E. Ecological state of the eastern part of the Bosphor Vostochny Strait (Peter the Great Bay, Japan Sea) // Izv. TINRO. — 2010. — Vol. 161. — P. 199-211.

Distribution of petroleum hydrocarbons, phenols, ions of copper and lead, and dichlordipheniltrichlormethane (рр'-DDT and its metabolites рр'-DDD and рр'-DDE) in sediments of the eastern part of the Bosphor Vostochny Strait is studied. The pollutants have significant spatial variability. Generally, pollution is estimated as moderate, but its impact on macrozoobenthos varies from zero influence to the total degradation of macrozoobenthic communities.

Key words: ecological state, hydrocarbons, phenol, heavy metals, DDT, pollution, Peter the Great Bay.

Введение

Для оценки антропогенного воздействия и мониторинга состояния экосистем используют отдельные компоненты биологического разнообразия и его суммарные показатели (Красилов, 1992). В первом случае ориентируются на чувствительные к воздействию организмы, во втором — исследуют изменения интегральных характеристик биоты. Соответственно существуют два взаимодополняющих способа контроля с применением макрозообентоса: по его сообществам на основе различных количественных показателей и по видам-индикаторам (Gray et al., 1988; Протасов, 2002; Ляшенко, Протасов, 2003; Протасов, Павлюк, 2004).

* Мощенко Александр Владимирович, доктор биологических наук, ведущий научный сотрудник, e-mail: avmoshchenko@mail.ru; Шайхлисламова Лариса Евгеньевна, аспирант, e-mail: kopepod@mail.ru.

199

В качестве конкретных методов первый способ предполагает сопоставление обилия и разнообразия бентоса на фоне анализа абиотической компоненты на содержание загрязнителей, применение статистических сравнений видового состава и обилия и т.д. (UNEP ..., 1995), второй — выявление видов, встречающихся или только в загрязненных, или в чистых районах. Эти подходы дают качественную оценку состояния среды и позволяют разграничить лишь его крайние варианты (нарушенное или нет), тогда как степень этого нарушения ускользает от нашего внимания.

Донные отложения — один из конечных этапов миграции веществ в морских экосистемах (Martin, Whitefield, 1983). Многие поллютанты накапливаются в осадках, и их содержание может служить интегральным показателем уровня загрязнения (Goldberg et al., 1979; Bradford, Luoma, 1980; Daskalakis, O'Connor, 1995; Hirschberg et al., 1996). Основные природные процессы, влияющие на химический состав грунтов, — это механическая дифференциация и ранний диагенез (Berner, 1980; Bradford, Luoma, 1980). Влияние дифференциации обусловлено неравномерным распределением химических элементов и соединений по гранулометрическим фракциям осадка, и в частности обогащением пелитовых фракций большинством загрязняющих веществ (Windom et al., 1989). Диагенез сопровождается деструкцией органических соединений и перераспределением некоторых металлов между твердой и жидкой фазами осадков (Santschi et al., 1990).

Учесть влияние дифференциации на содержание металлов можно, в частности, регрессионным анализом их концентраций относительно элементов, распределение которых по гранулометрическим фракциям мало меняется под влиянием антропогенных факторов (Ackerman et al., 1984). Одним из таких элементов-индикаторов является железо. Его содержание в осадках зал. Петра Великого изменяется от 0,3-0,4 % в песках до 3,0-4,5 % в алевропелитах (Шулькин, 2004). Если концентрации какого-либо элемента и железа коррелируют в этом интервале, нет оснований говорить о значительном загрязнении, даже если абсолютная концентрация металла повышена.

На основе анализа экспериментальных данных о частоте биологических реакций при действии на организмы осадков, обогащенных отдельными токсикантами, были определены два уровня их концентраций — ERL (effects range-low) и ERM (effects range-medium) (Long et al., 1995). При концентрации <ERL неблагоприятное воздействие наблюдается редко (в 1,9-27,3 % случаев). В диапазоне значений, равных и выше ERL, но <ERM, оно отмечено в 11,1-75,0 % случаев, а при концентрациях на уровне ERM и выше — в 16,9-100,0 % случаев.

Для характеристики общего уровня загрязнения грунтов был предложен индекс TPF (total pollutant factor), вычисляемый как средний балл ранжированной оценки концентраций поллютантов, набор которых для ряда районов зал. Петра Великого был определен методами факторного анализа (Belan, Moshchenko, 2005). Основное преимущество этого индекса над ERL-ERM оценками концентраций состоит в том, что его применение позволяет учесть синергизм действия загрязняющих веществ, а при картографических построениях — легко разделять области, по-разному подверженные техногенному воздействию (Мощенко, Белан, 2008).

По зависимостям различных биологических параметров (биомасса, численность, экологические индексы) от TPF был разработан метод количественной оценки степени антропогенного нарушения сообществ макрозообентоса (Мощен-ко, Белан, 2008). В качестве показателей этих нарушений использованы процентные отклонения параметров обилия и индексов от нормы (начального горизонтального участка модельных кривых), а также величины ERLq и ERMq, которые ограничивают область прогрессивной деградации — почти линейного падения характеристик (рис. 1). Среди различных параметров обилия и разнообразия наиболее удобным оказался индекс Шеннона-Винера для двустворчатых моллюсков.

H=1.1437-3.6611/(1+exp(( TPF/3.1575)-7.701+0.745)

re a a) x s

m ■

re

X

о

X X

a)

3

о ü a) c[ x

-----50 %

..............

О ООЮ COCO о о oo

LO (О CO N CLOCO СО СО т-О

ЧГ Ю (£> Г-.СГО} О ч- CN ^Т LO

cn cn eg cn с\ cn со со со со со

2,0 2,5 3,0 3,5 4,0 4,5 Общий уровень загрязнения (TPF)

Рис. 1. Зависимость индекса Шеннона-Винера, рассчитанного для двустворчатых моллюсков, от уровня общего загрязнения грунтов: SE — стандартная ошибка, ERLq и ERMq — нижняя и верхняя границы области прогрессивной деградации, уровень совпадения с нормой выражен в процентах (по: Мощенко, Белан, 2008)

Fig. 1. Dependence of Shannon-Veneer index for bivalve mollusks on total pollution of sediments: SE — standard error, ERL and ERMq — lower and upper bounds of progressive degradation zone for settlements of bivalves (after: Мощенко, Белан, 2008)

Цель работы — оценка экологического состояния восточной части прол. Босфор Восточный (зал. Петра Великого Японского моря) с использованием концентраций отдельных поллютантов и индекса TPF.

Материалы и методы

Работы выполняли с борта НИС "Ларга" в декабре 2006 г. в бухте Патрокл и в феврале 2007 г. в бухтах Аякс, Парис и Уссурийском заливе у п-ова Житкова (рис. 2). Грунты отбирали пластиковыми трубками; анализировали верхний 2-сантиметровый слой.

Содержание меди и свинца измеряли атомно-абсорбционным методом в режиме электротермической атомизации на спектрофотометре с графитовой печью и коррекцией фона на основе эффекта Зеемана, а концентрацию железа — атом-но-адсорбционным методом в пламенном режиме с дейтериевой коррекцией фона (и№Р ..., 1995). Концентрацию углеводородов (УВ) определяли газохроматогра-фически при помощи пламенно-ионизационного детектора (UNEP ..., 1992; Методика ..., 2000). Фенолы извлекали из проб щелочью и определяли продукты конденсации с 4-аминоантипирином; концентрацию дихлордифенилтрихлорметил-метана (рр'-ДДТ и его метаболиты рр'-ДДД и рр'-ДДЕ) измеряли методом газовой хроматографии (Методические указания ..., 1979).

Все анализы выполнены в лаборатории мониторинга загрязнения морских вод Центра по мониторингу загрязнения окружающей среды (Приморское межрегиональное территориальное управление по гидрометеорологии и мониторингу окружающей среды Росгидромета).

Рис. 2. Карта-схема района работ в восточной части прол. Босфор Восточный и дендрограмма сходства станций по уровню загрязнения донных отложений (метрика — квадрат Эвклидова расстояния), полученная методом Уорда с предварительной стандартизацией данных. Станции обозначены буквенно-цифровыми индексами

Fig. 2. Scheme of the surveyed area in the eastern part of the Bosphor Vostochny Strait and similarity dendrogram for the stations by the bottom sediments pollution obtained by Ward's method with preliminary data standardization. Stations are designated by alphanumeric indices

Общий уровень загрязнения осадков характеризовали индексом TPF:

TPF = (PHC + PHE + Pb + Cu + SDDT)/5,

где PHC, PHE, Pb, Cu и SDDT — 5-ранговые оценки (/n-масштаб) содержания углеводородов, фенолов, свинца, меди, суммы ДДТ и его метаболитов (Belan, Moshchenko, 2005). Эти вещества — наиболее распространенные и сильнодействующие (приоритетные) токсиканты в морской среде (Эколого-токсикологи-ческие аспекты ..., 1985).

При статистической обработке применяли стандартные процедуры и тесты, предлагаемые пакетом прикладных программ STATISTICA 6.0 (Боровиков, Боровиков, 1998; Electronic textbook ..., 2001). В частности, использовали непараметрические аналоги однофакторного дисперсионного анализа и t-критерия — тесты Крускала-Уоллиса и Манна-Уитни (проверяются нулевые гипотезы H0 — влияние фактора не приводит к относительному сдвигу распределений и два распределения величин неких характеристик идентичны), а также регрессионный анализ с вычислением коэффициента корреляции R и оценкой его статистической значимости (H0 : R = 0). Станции группировали при помощи кластерного анализа методом Уорда с использованием квадрата Эвклидова расстояния в качестве метрики. Построение карт осуществляли в среде Surfer (Surfer Mapping ..., 19932000).

Результаты и их обсуждение

Углеводороды. В исследуемый период концентрация углеводородов в донных отложениях района работ изменялась в пределах 0,08-3,04 мг/г, составляя в среднем 0,54 мг/г (табл. 1). Максимальные концентрации этих соединений были обнаружены в бухточке Житкова (станция 1_R), а минимальные — в прибрежной зоне бухты Патрокл (станции 10 и 14_P). В среднем обогащение донных отложений бухты Патрокл углеводородами было ниже, чем на акватории, изученной у о. Русского (0,38 и 0,73, 0,08-0,77 и 0,10-3,04 мг/г) (табл. 1). Однако эти различия статистически незначимы (результаты теста Манна-Уитни: вероятность справедливости H0 p = 0,1719).

Полученные концентрации УВ заметно ниже, чем в бухте Золотой Рог, но существенно выше, чем в Уссурийском заливе и юго-западной части зал. Петра Великого (соответственно 5,40-16,70, 0,03-0,25 и 0,03-0,37 мг/г; по: Tkalin et al., 1993; и неопубл. данным авторов). В то же время в бухте Патрокл они соответствуют таковым восточной части Амурского залива (0,45-0,71 мг/г).

В настоящее время в России не существует норматива на предельно допустимый уровень содержания углеводородов в донных отложениях. Европейские стандарты (Circular ..., 2000* ) определяют их предельный уровень в 5 мг/г, что более чем в 1,5 раза выше максимальной концентрации УВ, измеренной в осадках района работ. При этом в грунтах 25 из 27 станций концентрация УВ была ниже пороговой величины (1 мг/г), когда изменения в бентосных организмах и их сообществах отсутствуют или носят скрытый характер (Обзорная информация ..., 1986; Long et al., 1995; Патин, 1997). На двух станциях концентрации соответствовали такому диапазону, когда эти изменения прогрессируют и становятся устойчивыми. Таким образом, состояние среды относительно этих соединений в районе работ следует рассматривать в целом как удовлетворительное.

* В ЕС выделяют две степени загрязнения почв и осадков. Первая — так называемое "заданное значение" (target value, 0,05 мг/г) — это уровень, к которому следует стремиться, чтобы восстановить функциональные свойства почвы (осадка) для жизни людей, растений и животных. Вторая — "значение коррекции" (intervention value, 5 мг/г) — уровень, когда такие свойства сильно снижены или концентрации загрязнения представляют опасность.

Таблица 1

Статистические характеристики концентраций некоторых поллютантов в донных отложениях района работ

Table 1

Statistical parameters of certain pollutants concentration in bottom sediments from the surveyed area

Станция, район Статистика Группа УВ, мг/г Фенолы, мкг/г Си, мкг/г РЬ, мкг/г X ДДТ, нг/г TPF, у.е.

Вся акватория m - 0,54 7,6 19 35 4,7 2,8

(27 станций) SE 0,11 1,4 2 4 1,3 0,1

min 0,08 0,9 2 5 0,4 2,0

max 3,04 26,0 42 84 32,9 4,0

Бухта Патрокл m - 0,38 2,5 18 25 4,2 2,7

(15 станций) SE 0,06 0,3 2 3 1,0 0,1

min 0,08 0,9 2 5 0,4 2,0

max 0,77 5,1 31 46 15,1 3,2

Бухты Аякс, Парис m - 0,73 13,9 20 48 5,3 3,0

и Уссурийский залив SE 0,23 2,0 3 6 2,6 0,1

(12 станций) min 0,10 3,0 4 18 0,6 2,2

max 3,04 26,0 42 84 32,9 4,0

m I 3,04 18,5 42 84 32,9 4,0

3-5, 13_И, 2, 6_Р m II 0,81 14,8 25 50 5,8 3,20

SE 0,07 3,6 2 7 2,1 0,03

min 0,47 1,9 19 26 1,6 3,10

max 1,04 26,0 33 79 15,1 3,30

7, 11, 12_И, 1, 4, 7, m III 0,43 6,0 21 37 4,3 2,91

15_Р SE 0,05 1,5 3 4 1,2 0,04

min 0,19 2,1 9 19 1,4 2,80

max 0,65 12,0 31 46 10,9 3,0

8, 14Л, 3, 5, 8, 9, m IV 0,27 3,5 15 25 1,8 2,56

11—13_Р SE 0,07 1,0 2 2 0,5 0,03

min 0,10 0,9 4 17 0,4 2,40

max 0,52 8,9 22 37 4,8 2,60

10, 14_Р m V 0,10 2,9 4 10 2,4 2,13

SE 0,01 0,5 1 3 0,9 0,04

min 0,08 1,5 2 5 0,7 2,0

max 0,13 4,1 8 18 5,1 2,20

^смот

с^со

+i +i +i ri I I

СО оо t-

отсо со со^

^ СО

СО

см со +1 +1

О ОО со

ОО ОО ОО со <э с^ си

+1 от-1 СО- см 1 ci 1 к ч си

ю. ОО СО от V о

от~ со <э

+' +1 +1 feg

см со +1 +1

ОО ОО

см к • ■ « 3

" S

си „5

с s

ю

COl CM +1 +1 +1 о со

ю +1 +1 со

см

§

<э

LO

« -а

° кЗ

си S

с

со от

с^. О С£0 LO о

ОО ОО о" сэ

+1 +1 +1 +1 т +1 1

о ю LiO ■Cf

ci СЭ °° 1 С5 сэ

о С5

ю

+1 о

оо"

со СО О

0~ СО~ +1 +1 "р см

■cf °° Ю~

о

^юсо 1~-смО о- о- о-I I I

ЮП1М

^оо 0~ 0~ 0~

ыыы

СОСОСЛ +1 +1 +1

то са S

ч то

о X о а

о

сх

=к о н о ч о оо

то н

о X S

ч си СО

то а н

си

с

ч то

со

J3

н

о

то у

=к

S о ^

X О

^ о [Л PQ

>к s

р Л £ ^

о «

о н

^ о

А о

<и

о

К К

5 s

5 к

ТО Ф

S К S m к к s F

5 Ö К ТО

<v .—I

Ч си си PQ са

К • ;

|з

с о

о см

то

о «

К

s S

са то

о

а

' S

X ^

с s U к

5 §

с л

U ч

си

к

о - о То к

о о

К

а s

о S

н <и «Ш

о о

см

со о о см

¿л? «8 S

к л

£ к

то й

я £

та 2

к то

н s

0 S л

1 я

1 Е2

ы 2

^ S

. -

. «

О СП

к

а "

■ 3

S К

о о

3 2

с ^

3 I

^

а

u со

X 1

S ^ S

о о

о «

к

си

Э

ТО

CQ

Ч =s о s а Я S

>s

си -

си н S

к

m со R ОТ

u ^

то

m

X 0

х *

о си

у . -

s

к от

то от ^

а

о -« ю

>S ОТ ОТ -01

сч

к от ф от а'

то Ь

CQ

О «

О

си с

к ч

4

R

5 К

си у

то к

m си 3

CQ О К о

о си

й

о CQ

-о

К ТО

m

то

^

то а

К S CQ О

0 g

та Й

1 iS

. у то

3 к

m

с^ то

о «

то

5 R

К е

К

то

S О л О

К с^ -

b £

То Г^ Л CÜ Ы J3 Е о

~ (Л

I

Фенолы. Содержание фенолов в грунтах района работ варьировало в пределах О.Э^Б.О мкг/г (в среднем 7;6 мкг/г) (табл. 1). Наименьшие концентрации этих соединений в целом были характерны для бухты Патрокл; причем лишь в 3 случаях максимальное содержание фенолов здесь превысило их минимальную концентрацию, найденную в прибрежных донных отложениях о. Русского. В среднем содержание фенолов в бухте Патрокл более чем в 5 раз ниже; чем у о. Русского; и эти различия; естественно; статистически значимы (тест Манна-Уитни; p = 0;0000). Максимальные концентрации фенолов — 16 мкг/г и выше — отмечены на станциях 1; 3-5_R.

Измеренные концентрации фенолов очень высоки и в разы превышают таковые в осадках даже крайне загрязненной бухты Золотой Рог (2-0 ± 0-6 мкг/г; по: Belan- Moshchenko- 2005)-не говоря уже о более чистых районах зал. Петра Великого. К сожалению; значения ERL и ERM для фенолов не определены.

Источниками поступления фенолов в морскую среду могут быть бытовые; промышленные и сельскохозяйственные сточные воды; аварийные разливы^ утечки при транспортировке; а также перенос с воздушными массами в результате испарения с поверхности воды и почвы (Руководство 1993). Кроме того; в объектах морской среды присутствуют фенолы природного происхождения; продуцируемые морскими водорослями — макрофитами. Последний источник представляется наиболее вероятной причиной высоких концентраций этих соединений в грунтах района исследований.

ДДТ и его производные. Суммарное содержание ДДТ и его метаболитов в донных отложениях района работ достигало в среднем 4;7 нг/г; изменяясь в пределах 0)4-32)9 нг/г (табл. 1). Как и для УВ; максимальные концентрации этих соединений были обнаружены в бухточке Житкова (станция 1_R); а минимальные — менее 1 нг/г — в бухте Патрокл на станциях 8 и 14_P; а также в Уссурийском заливе (14_R). В среднем суммарное содержание ДДТ и его производных в донных отложениях бухты Патрокл было ниже; а диапазон изменений — уже; чем на акватории; изученной у о. Русского (4-2 и 5-3- 0-4-15-1 и 0-6-32-9 нг/г) (табл. 1). Но эти различия статистически не значимы (тест Манна-Уитни: p = 0-7143).

В целом концентрации ДДТ и его производных в грунтах района работ довольно велики по сравнению с осадками открытой части зал. Петра Великого и Уссурийского залива и больше соответствуют таковым весьма загрязненной восточной части Амурского залива и "откровенно грязной" 205

бухты Золотой Рог (табл. 1). В то же время ни в одном случае суммарное содержание ДДТ и его метаболитов не превысило величины ERM (46,1 нг/г), а в 7 случаях было ниже ERL (1,6 нг/г, 5 станций в бухте Патрокл и по одной — в бухте Аякс и Уссурийском заливе). Таким образом, экологическую ситуацию относительно этого инсектицида на исследованной акватории в целом следует охарактеризовать как умеренную с вариациями от относительно благополучной до неблагоприятной.

Металлы. Содержание меди составляло в среднем 19 мкг/г и изменялось от 2 до 42 мкг/г (табл. 1). Как и для органических загрязнителей, ее максимальные концентрации наблюдались в бухточке Житкова (станция 1_R), а минимальные — 5 мкг/г и менее — в бухте Патрокл на станциях 10 и 14_P, а также в Уссурийском заливе (14_R). В среднем содержание Cu в осадках бухты Патрокл и у о. Русского было примерно одинаковым (18 и 20 мкг/г; различия статистически незначимы — p = 0,8072), хотя диапазон изменений в первом случае несколько уже (соответственно 2-31 и 4-42 мкг/г).

Содержание меди в районе исследований в основном соответствует ее фоновым значениям для зал. Петра Великого (для песков — 8 ± 2, для илов — 28 ± 3; по: Шулькин, 2004). При этом концентрации меди, найденные в грунтах бухты Патрокл, не выходили за верхнюю границу ERL-диапазона (19-34 мкг/г), а у о. Русского ее содержание лишь в бухточке Житкова превышало 34 мкг/г, но находилось далеко от ERM-диапазона (108-270 мкг/г).

Содержание свинца в среднем достигало 35 мкг/г, варьируя в диапазоне 584 мкг/г (табл. 1). Максимальные концентрации Pb отмечены на станции 1_R, а минимальные — 2 мкг/г и менее — на станциях 10 и 14_P. В среднем содержание свинца в осадках бухты Патрокл существенно ниже, чем у о. Русского (25 и 48 мкг/г; различия статистически значимы — p = 0,0021), а диапазон изменений — уже (соответственно 5-46 и 18-84 мкг/г).

В целом концентрация свинца в районе исследований соответствует ее фоновым значениям для зал. Петра Великого (для песков — 20 ± 5, для илов — 35 ± 5; по: Шулькин, 2004). При этом концентрации Pb, найденные в грунтах бухты Патрокл, не выходили за верхнюю границу ERL-диапазона (30-47 мкг/г), а у о. Русского этот максимум был превышен на станциях 1, 4, 5, 9 и 13_R, но ни одно значение не приблизилось к уровню ERM (112-218 мкг/г).

Содержание железа в грунтах района работ варьирует в пределах 0,33,0 %, а концентрации меди и свинца статистически значимы и сильно связаны с его количеством (рис. 3). При этом из общего массива данных заметно выпадают станции 1, 11, 13 и 14_R, располагавшиеся у побережья о. Русского.

Таким образом, в подавляющем большинстве случаев основным фактором, определяющим изменчивость концентраций и распределение исследованных элементов, является гранулометрический состав донных отложений, вариации которого отражаются в изменении содержания железа. Однако осадки бухточки Житкова характеризуются непропорционально высоким содержанием Cu и Pb; также относительно повышена концентрация Pb на станциях 11, 13 и 14, расположенных с внешней стороны п-ова Житкова, причем степень обогащения составляет около 2,0-2,5 раза.

Группировка станций по содержанию поллютантов в грунтах, выполненная методами кластерного анализа с предварительной стандартизацией данных, показывает существование 5 их групп (см. рис. 2, табл. 1):

— станция 1_R с относительно высоким уровнем загрязнения грунтов (TPF = 4,00);

— станции с несколько повышенным уровнем загрязнения: 3_R и 5_R — в бухтах Аякс, Парис, 4_R и 2_P в прол. Босфор Восточный — соответственно у о. Русского и бухты Патрокл, 13_R — в Уссурийском заливе, 6_P — в устье бухты Патрокл (TPF = 3,20 ± 0,03);

s

ч: a) 2 a) s x пз

£ a)

О

45 40 35 30 25 20 15 10 5 0

(а)

"с* ♦ ♦ ♦

oi_R

О

Cu = 0.0011Fe + 0.7857

R2 = 0.7554

♦

о О

5000 10000 15000 20000 25000 30000 35000

90

80

70

ГО 60

J

I

m 50

0 a)

1 40

ГО *

£ 30 cl

О 20

10

(6)

013_R

o1_R

Pb = 0.0018Fe + 1.4715

R2 = 0.7955

ч14 R

q11_R О

О 3

0 5000 10000 15000 20000 25000

Содержание железа, мкг/г

30000

35000

Рис. 3. Изменение концентрации некоторых металлов в зависимости от содержания железа в донных отложениях района работ: R2 — коэффициент детерминации. Концентрации: 1 — выбракованные из регрессионного анализа (обозначения станций см. рис. 2), 2, 3 — полученные соответственно у побережья о. Русского и в бухте Патрокл

Fig. 3. Changes of some metals concentrations according to the iron content in bottom sediments. R2 — coefficient of determination; 1 — the values rejected from the regression (station numbers as at Fig. 2); 2 — the values obtained off Russky Island; 3 — the values obtained in the Patrokl Inlet

— станции с умеренным загрязнением: в самом проливе — 7, 11_R — у о. Русского и 1, 4_P — у п-ова Муравьева-Амурского, 12_R — в Уссурийском заливе, 7, 15_P — в бухте Патрокл (TPF = 2,91 ± 0,04);

— станции со слабо загрязненными грунтами: в проливе — 8_R и 3_P соответственно у о. Русского и бухты Патрокл, 14_R — в Уссурийском заливе, 5, 8, 9, 11 —13_P — в разных частях бухты Патрокл (TPF = 2,56 ± 0,03);

— относительно чистые станции: 6_R — в бухте Аякс, 10 и 14_P — в бухте Патрокл (TPF = 2,13 ± 0,04).

Полученные группы в большинстве случаев значимо отличаются друг от друга по содержанию поллютантов (табл. 1, 2). По сравнению с другими акваториями зал. Петра Великого — бухтой Золотой Рог, Амурским и Уссурийским заливами — группы I-IV характеризуются умеренным уровнем загрязнения, а V — относительно низким (табл. 1).

Таблица 2

Вероятности справедливости нулевой гипотезы об отсутствии относительного сдвига распределений сравниваемых параметров для выделенных групп станций

Table 2

Probabilities of validity for the null hypothesis on relative shift of the compared parameters distribution for the groups of stations

Параметр Тест Крускала- Тест Манна-Уитни

Уоллиса II—III II—IV II-V III-IV III-V IV-V

Углеводороды 0,010 0,006 0,017 0,002 0,017 0,112 0,079

Фенолы 0,074 0,085 0,138 0,030 0,305 0,186 0,926

Медь 0,004 0,277 0,017 0,004 0,017 0,223 0,021

Свинец 0,016 0,180 0,017 0,004 0,017 0,020 0,021

Сумма ДДТ 0,044 0,749 0,138 0,034 0,305 0,020 0,782

TPF 0,000 0,002 0,017 0,001 0,017 0,001 0,013

Примечание. I—V — группы станций на рис. 2 и в табл. 1, жирным шрифтом выделены статистически незначимые вероятности (> 0,05).

В отношении биологических объектов условия среды наиболее благоприятны в бухте Патрокл: на большей части ее акватории величины ТРР не достигают и уровня 10 %-ного снижения разнообразия двустворчатых моллюсков (рис. 4). Лишь в ее устье и на прилегающей акватории прол. Босфор Восточный можно ожидать существенного снижения разнообразия этих животных (прогрессивной деградации сообществ), что свидетельствует об общем неблагоприятном экологическом состоянии.

Иная ситуация складывается у побережья о. Русского. Здесь на большей части исследованной акватории уровень загрязнения превышает величину, при которой начинается прогрессивная деградация сообществ донных животных, а примерно на половине ее достигает значений, когда такая деградация выражена отчетливо (рис. 4). Особенно неприглядно выглядит в этом отношении бухта Парис, где, по нашей оценке, загрязнение может достигать уровня полной деградации бентоса, и еще более удручающей — бухточка Житкова, бухта-ловушка, где в центральной части этот уровень уже заметно превышен.

В меньшей степени загрязнена бухта Аякс, особенно ее западная часть, и прибрежье п-ова Житкова со стороны Уссурийского залива, где уровень загрязнения донных отложений не превышает значений 10 %-ного снижения разнообразия двустворчатых моллюсков (рис. 4). Однако и здесь — на станции 13 у п-ова Житкова и в восточной части бухты Аякс — могут происходить кардинальные перестройки донного населения.

Заключение

Таким образом, состояние морской среды относительно углеводородов, ДДТ и исследованных металлов в районе работ следует рассматривать в целом как удовлетворительное, тогда как концентрации фенолов очень велики и существенно превышают содержание этих соединений в осадках крайне загрязненной бухты Золотой Рог. В биологическом отношении степень загрязнения варьирует здесь от уровня, при котором изменения в сообществах макрозообентоса не наблюдаются, до такового, когда происходит их полная деградация.

Рис. 4. Распределение величин фактора общего загрязнения на исследованной акватории: 1 — ERL - SE = 2,775 (10 %-ное снижение индекса Шеннона-Винера); 2 — ERL = 2,9 (20,9 %); 3 — ERL + SE и ERM - SE « 3,038 (36,3-38,8 %); 4 — ERMq = 3,23 (54,4 %); 5 — ERMq + SE = 3,41 "(72,0 %); SE — стандартная ошибка; ERLq и ERMq — верхняя и нижняя границы области прогрессивной деградации сообществ двустворчатых моллюсков, в единицах TPF; крестики — станции

Fig. 4. Spatial distribution of the total pollution factor: 1 — ERL - SE = 2.775 (10 % drop of Shannon-Veneer index); 2 — ERL = 2.9 (20.9 % drop); 3 — ErL + SE = ERM -- SE « 3.038 (36.3-38.8 % drop); 4 — 'ERMq = 3.23 (54.4 % drop); 5 — ERMq + SE? = = 3.41 (72.0 % drop); where SE — standard error, ERLq and ERM — lower and upper bounds of progressive degradation zone for settlements of bivalves (TpF units); stations are shown by crosses

Авторы выражают искреннюю признательность и благодарность канд. биол. наук, заместителю директора ИБМ ДВО РАН Д.Л. Питруку за организацию работ, начальнику лаборатории мониторинга загрязнения морских вод Приморского центра мониторинга загрязнения окружающей среды

B.B. Подкопаевой и всем сотрудникам этого учреждения, выполнявшим химические анализы, канд. биол. наук, старшему научному сотруднику ИБМ ДBO РАН B.B. Ивину, ведущим специалистам ИБМ ДBO РАН К.Л. Фельдману и И.А. Кашину за сбор проб донных отложений. Oсoбую благодарность авторы выражают канд. биол. наук, старшему научному сотруднику ИБМ ДBO РАН С.И. Масленникову за участие в сборе проб и весьма ценные замечания.

Список литeрaтyры

Бeлaн T.A., Moщeнкo A.B., Лишaвcкaя Т.С. Долговременные изменения уровня загрязнения морской среды и состава бентоса в заливе Петра Великого // Динамика морских экосистем и современные проблемы сохранения биологического потенциала морей России. — Владивосток i Дальнаука, 2007. — С. 50-74.

Бeлaн T.A., Morn^^ A.B., Чeрнoвa A.C. Долговременные изменения видового разнообразия таксоценов многощетинковых червей в прибрежной зоне Японского моря // Доклады рабочего совещания по изучению глобальных изменений на Дальнем Востоке. — Владивосток i Дальнаука, 2003. — С. 196-224.

Боровиков B.^, Боровиков И.П. STATISTICA® — Статистический анализ и обработка данных в среде Windows® i монография. — M. i Информационно-издательский дом "Филинъ", 1998. — 608 с.

Barn.eBRo M.A. Загрязнение залива Петра Великого Японского моря и его биологические последствия // Биол. моря. — 2000. — T. 26, № 3. — С. 149-159.

Kрacилoв B.A. Охрана природы: принципы, проблемы, приоритеты i монография. — M. : Ин-т охраны природы и заповед. дела, 1992. — 174 с.

Ляшенко A.B., Прoтacoв A.A. Применение индексов разнообразия макрозообен-тоса как показателя состояния водных ресурсов // Гидробиол. журн. — 2003. — T. 39, № 2. — С. 17-27.

Meтoдикa определения coдeржaния нефтяных углеводородов в oбъeктax oкрyжaющeй среды методом тзовой xрoмaтoгрaфии с плaмeннo-иoнизaциoн-ным детектором. — M. : НПО 'Тайфун", 2000. — 45 с.

Meтoдичecкиe yкaзaния по определению зaгрязняющиx веществ в морских донных отложениях. — M. : Гидрометеоиздат, 1979. — 145 с.

Morn^^ A.B., Бeлaн T.A. Количественная оценка степени антропогенного нарушения сообществ макрозообентоса рыхлых грунтов // Биол. моря. — 2008. — T. 34, № 4. — С. 279-292.

Oбзoрнaя инфoрмaция. Нефтяные углеводороды в морских донных отложениях: химические и биологические a^e^bi. — Обнинск, 1986. — 46 с.

Пaтин C.A. Экологические проблемы освоения нефтегазовых ресурсов морского шельфа : монография. — M. : ВНИРО, 1997. — 349 с.

Прoтacoв A.A. Биоразнообразие и его оценка. Концептуальная диверсикология : монография. — Киев : Академпериодика, 2002. — 105 с.

Прoтacoв A.A., Пaвлюк T.E. Использование показателей биоразнообразия для оценки состояния водных объектов и качества воды // Гидробиол. журн. — 2004. — T. 40, № 6. — С. 3-17.

Руководство по химическому aнaлизy морских вод. — СПб. : Гидрометеоиздат, 1993. — 264 с.

Шулькин B.M. Mеталлы в экосистемах морских мелководий : монография. — Владивосток : Дальнаука, 2004. — 279 с.

Эколого-токсикологические acпeкты зaгрязнeния морской среды : монография. — Л. : Гидрометеоиздат, 1985. — 116 с.

Ackerman F., Bergmann H., Schleichert U. Monitoring of heavy metals in coastal and estuarine sediments — a question of grain size: <20 mkm versus <60 mkm // Environ. Technol. Letters. — 1984. — Vol. 4. — P. 317-328.

Belan T.A., Moshchenko A.V. Polychaete taxocene variability associated with sediment pollution loading in the Peter the Great Bay (Sea of Japan) // Ocean Science Journ. — 2005. — Vol. 40, № 1. — P. 1-10.

Belan T.A., Tkalin A.V., Lishavskaya T.S. The present status of bottom ecosystems of Peter the Great Bay (the Sea of Japan) // Pacific Oceanography. — 2003. — Vol. 1, № 2. — P. 158-167.

Berner R.A. Early Diagenesis: A Theoretical Approach. — Princeton : Princeton Univ. Press, 1980. — 241 p.

Bradford W.L., Luoma S.N. Some perspectives on heavy metal concentrations in shellfish and sediment in San Francisco Bay, California // Contaminants and Sediments. — Ann Arbor : Ann Arbor Scientific Publishing, 1980. — P. 501-532.

Circular on target values and intervention values for soil/sediment redemption. Spatial Planning and Environment of Netherlands. — Ministry of Housing, 2000. — 75 p.

Daskalakis K.D., O'Connor T.P. Distribution of chemical concentrations in US coastal and estuarine sediment // Mar. Environ. Res. — 1995. — Vol. 40. — P. 381-398.

Electronic textbook on statistics. — M. : StatSoft, 2001. http://www.statsoft.ru/ home/textbook/default.htm.

Goldberg E.D., Griffin J.J., Hodge V. et al. Pollution history of the Savannah River estuary // Environ. Sci. Technol. — 1979. — Vol. 13. — P. 588-594.

Gray J.S., Aschan M., Carr M.R. et al. Analysis of community attributes of the benthic macrofauna of Frierfjord/Langesundfjord and in a mesocosm experiment // Mar. Ecol. Prog. Ser. — 1988. — Vol. 46, № 1-3. — P. 151-165.

Hirschberg D.J., Chin P., Feng H., Cochran J.K. Dynamics of sediment and contaminant transport in the Hudson River estuary: evidence from sediment distribution of naturally occurring radionuclides // Estuaries. — 1996. — Vol. 19. — P. 931-949.

Long E.R., MacDonald D.D., Smith S.L., Calder F.D. Incidence of adverse biological effects within ranges of chemical concentrations in marine and estuarine sediments // Environ. Management. — 1995. — Vol. 19. — P. 81-97.

Martin J.M., Whitefield M. The significance of the river input of chemical elements to the sea // Trace Metals in Sea Water. — N.Y. : Plenum Press, 1983. — P. 265-294.

Santschi P., Hohener P., Benoit G., Buchholtz-ten Brink M. Chemical processes at the sediment-water interface // Marine Chem. — 1990. — Vol. 30. — P. 269-315.

Surfer Mapping System. — Golden Software, Inc. 1993-2000. http:// www.goldensoftware.com.

Tkalin A.V. Chlorinated hydrocarbons in coastal bottom sediments of the Japan Sea // Environ. Pollution. — 1996. — Vol. 91. — P. 183-185.

Tkalin A.V., Belan T.A., Shapovalov E.N. The state of the marine environment near Vladivostok, Russia // Mar. Poll. Bull. — 1993. — Vol. 26, № 8. — P. 418-422.

Tkalin A.V., Lishavskaya T.S., Hills J.W. Organochlorine Pesticides in mussels and bottom sediments from Peter the Great Bay near Vladivostok // Ocean Research. — 1997. — Vol. 19, № 2. — P. 115-119.

Tkalin A.V., Presly B.J., Boothe P.N. Spatial and temporal variations of trace metals in bottom sediments of Peter the Great Bay, the Sea of Japan // Environ. Pollution. — 1996. — Vol. 192, № 1. — P. 73-78.

UNEP: Determination of petroleum hydrocarbons in sediments. Reference Methods for Marine Pollution Studies. — 1992. — № 20. — 75 p.

UNEP: Statistical analysis and interpretation of marine community data. Reference Methods for Marine Pollution Studies. — 1995. — № 64. — 75 p.

Windom H.L., Schropp S.J., Calder F.D. et al. Natural trace metal concentrations in estuarine and coastal marine sediments of the southeastern United States // Environ. Sci. Technol. — 1989. — Vol. 23. — Р. 314-320.

Поступила в редакцию 17.02.10 г.