CC BY
108
Труды ИБВВ РАН, вып. 77(80), 2017
Transactions of IBIW, issue 77(80), 2017
УДК 504.45.054-0.34
РТУТЬ В АБИОТИЧЕСКИХ И БИОТИЧЕСКИХ КОМПОНЕНТАХ ВОДНЫХ И НАЗЕМНЫХ ЭКОСИСТЕМ ПОСЁЛКА ГОРОДСКОГО ТИПА НА БЕРЕГУ РЫБИНСКОГО ВОДОХРАНИЛИЩА
В. Т. Комов, В. А. Гремячих, Ю. Г. Удоденко, Е. В. Щедрова, М. Е. Елизаров
Институт биологии внутренних вод им. И.Д. Папанина РАН 152742 пос. Борок, Ярославская обл., Некоузский р-н, e-mail: vkomov@ibiw.yaroslavl.ru
Определено содержание ртути в почвах, донных отложениях водных объектов и организмах животных из водных и наземных экосистем поселка городского типа и его окрестностей на берегу Рыбинского водохранилища, где промышленное производство отсутствует, а сельское хозяйство находится в депрессивном состоянии. Зарегистрированные концентрации ртути варьировали в диапазоне более двух порядков. В донных отложениях отводного канала очистных сооружений (1.76 мг/кг сухой массы) и прилегающих к канаве почвах (0.12 мг/кг сухой массы) содержание ртути превышало Кларк литосферы.
У водных беспозвоночных концентрации металла в организме были выше у представителей гетеро-топных видов (личинки и имаго насекомых - до 0.85 мг/кг сухой массы) и ниже у гомотопных (моллюски - 0.11 мг/кг сырой массы). У паукообразных, ведущих исключительно хищный образ жизни, содержание металла в теле было выше у водных и околоводных видов (гидрокарина - до 0.68, охотник каёмчатый - до 0.33 мг/кг сухой массы) и ниже у животных, отловленных в удаленных от водоемов биотопах (пауки-бокоходы - до 0.07 мг/кг сухой массы).
Во всех исследованных группах позвоночных (рыбы, птицы, млекопитающие) более высокие уровни накопления ртути установлены у видов, значительную часть рациона питания которых составляют гид-робионты (в мышцах норки, утки-крохаля, хищной рыбы - максимально 0.68-1.33 мг/кг сырой массы). Минимальные концентрации характерны для организмов, питающихся растительностью или животными-фитофагами (в мышцах зайца, галки, совы болотной, лисы и енотовидной собаки - 0.004-0.14 мг/кг сырой массы).
Основную ресурсную базу ртути, поступающей с биологическим переносом в наземные экосистемы п. Борок, помимо атмосферных выпадений составляют прилегающие к нему водоемы, в том числе и отводной канал очистных сооружений.
Ключевые слова: аккумуляция ртути, почва, донные отложения, гидробионты, наземные животные.
ВВЕДЕНИЕ
Накопление ртути в отдельных звеньях экосистем, являющихся пищевым ресурсом для теплокровных животных, остается проблемой глобального масштаба до настоящего времени [Driscoll et al., 2013; Wiener, 2013]. Рыба - основной источник поступления особо опасной, метилированной, формы ртути в организм человека, хищных млекопитающих, птиц. Употребление рыбы с высоким содержанием ртути может иметь негативные последствия для здоровья теплокровных животных [Mason et al., 2012; Driscoll et al., 2013]. Токсичность накопленных высоких доз ртути в природных условиях для рыб и беспозвоночных изучена существенно меньше, чем для теплокровных животных. Однако не единичны результаты исследований, свидетельствующие о нарушениях в поведении и функционировании физиологических систем рыб (развитие гонад, выработка половых гормонов) при накоплении ртути в мышцах до концентраций 0.2-1.0 мг/кг сырой массы [Scheuhammer et al.,
2007; Adams et al., 2010]. У личинок хироно-мид такие концентрации металла в теле увеличивают количество деформаций хитинизиро-ванных структур головной капсулы [Гремячих и др., 2006 (Gremyachikh et al., 2006)].
Ртуть, в отличие от других тяжелых металлов, может находиться в атмосфере в течение года, перемещаясь на сотни и тысячи километров от источника ее поступления в окружающую среду [Environmental chemistry, 2012]. В результате чего плотность атмосферных выпадений ртути на земную поверхность выравнивается. Однако неоднородность физико-химических и биологических параметров в водоемах и на их водосборах приводит к различным уровням накопления металла в одних и тех же звеньях трофической сети. Так на ограниченной территории Дарвинского заповедника в озерах, удаленных друг от друга всего лишь на насколько сотен метров, содержание ртути в мышцах рыб отличается почти на порядок [Stepanova, Komov, 1997].
Исходя из того, что ртуть - загрязнитель преимущественно глобального масштаба, а вариабельность абиотических условий и биотических взаимодействий высока даже в пределах небольшого природно-ландшафтного комплекса, представляется целесообразным установить закономерности распределения этого металла в компонентах экосистемы, в которой влияние хозяйственной деятельности имеет умеренное значение.
В связи с этим, цель работы - определе-
ние содержания ртути в почвах, донных отложениях и организмах животных из водных и наземных экосистем поселка городского типа и его окрестностей на берегу Рыбинского водохранилища, где промышленное производство отсутствует, а сельское хозяйство находится в депрессивном состоянии. Отдельная задача - определение содержания ртути в волосах населения поселка, где рацион питания является единственным источником поступления металла в организм человека.
МАТЕРИАЛЫ И МЕТОДЫ
В 1998-2016 гг. исследовали содержание ртути в образцах почв и донных отложений, тканях животных (у беспозвоночных во всем организме) разных систематических и трофических групп, населяющих разные биотопы п. Борок (Некоузский район, Ярославская область) и его окрестностей, а также в волосах его жителей. Пробы почв (аллювиально-акку-
мулятивный горизонт - верхние 10 см) отбирали общепринятым методом на биотопах № 2, 4, 5, 8; донных отложений - драгой и дночерпателем на биотопах № 3, 6, 7 (рис. 1). Паукообразных (из биотопов № 2, 5, 8) и гид-робионтов (из биотопов № 3, 6, 7, 9) отлавливали сачком.
Рис. 1. Карта-схема п. Борок с биотопами, на которых производили отбор проб: 1 - пруды д. Григорево, 2 - суходольный луг, 3 - р. Сунога, 4 - парковая зона п. Борок, 5 - заливной луг, 6 - отводной канал очистных сооружений, 7 - канал водохранилища, 8 - прибрежье водохранилища, 9 - пруды экспериментальной базы "Сунога", 10 - Рыбинское водохранилище.
Fig. 1. A schematic map of the s. Borok with biotopes where samples were collected: 1 - ponds of the village of Grigo-revo, 2 - dry meadow, 3 - Sunoga River, 4 - a park zone of the settlement of Borok, 5 - water meadow, 6 - drainage way of waste treatment facilities, 7 - the canal of the reservoir, 8 - the littoral part of the reservoir, 9 - ponds of the experimental base "Sunoga", 10 - Rybinsk Reservoir.
Определение ртути проводили у мелких членистоногих и пауков - в интегральных пробах, у крупных - индивидуально. Рыбу отлавливали в Рыбинском водохранилище и прудах д. Григорево (рис.1, № 1, 10) неводом, ставными сетями и на удочку. Основная часть животных и птиц получена от охотников. Часть млекопитающих (все ежи) и часть птиц - погибшие на автодорогах.
Пробы почв, донных отложений, насекомых, пауков и тканей некоторых животных сушили при температуре 39°С, поэтому была сделана проверка возможной потери металла при сушке. Для этого определение содержания ртути проводили во влажных образцах, затем -через 24, 48, 72 и 96 часов сушки. Все измерения проводили не менее чем в 3-х повторно-стях. В тексте и таблицах результаты измерений ртути в высушенных образцах отмечены значком "*". Основную часть биологических проб после отбора помещали в полиэтиленовые пакеты, замораживали и до проведения анализа хранили при температуре 4-14°С.
Содержание ртути в волосах 64-х жителей п. Борок измеряли в 2005 г.
Определение ртути до 2007 г. проводили после предварительной подготовки проб (растворения биологического материала в смеси
азотной кислоты и перекиси водорода) методом атомной абсорбции холодного пара с использованием резонансной линии 253.7 нм на анализаторе ртути Юлия-5К [Комов и др., 2004 (Кошоу й а1., 2004)]. С 2008 г. - атомно-абсорбционным методом холодного пара на ртутном анализаторе РА-915+ с приставкой ПИРО (Люмэкс) без предварительной подготовки проб в 2-3 повторностях. Точность аналитических методов измерения контролировали с использованием сертифицированного биологического материала БОКМ-2 и DOLM-2 (Институт химии окружающей среды, Оттава, Канада).
Результаты обрабатывали статистически, используя метод однофакторного дисперсионного анализа (ANOVA) и процедуру LSD-теста при уровне значимости р = 0.05 [8ока1, ЯоМ^ 1995]. Данные представляли в виде средних значений и их ошибок (х ± БЕ). В таблицах средние значения исследованных показателей приведены с ошибками среднего, на рисунках - с доверительными интервалами. На рис. 3 и 8 по оси ординат приведены абсолютные значения концентраций ртути в образцах (мг/кг), а гистограмма построена с использованием логарифмической шкалы для тех же концентраций (мкг/кг).
РЕЗУЛЬТАТЫ ИССЛЕДОВАНИЯ
Пробы тканей животных, предназначенные для анализа ртути, как правило, не фиксируют формалином или спиртом, т.к. при такой процедуре происходит денатурация белка, и концентрация ртути увеличивается [Ьиеп§еп е! а1., 2016]. Поэтому измерение содержания ртути проводят сразу после получения материала или замораживают его и хранят в замороженном состоянии до проведения анализа. Однако насекомые и ткани мелких животных даже при заморозке сильно теряют воду, что приводит к искажению результатов. В этом случае образцы высушивают и хранят в высушенном виде. То же самое относится и к пробам почв и донных отложений. В литературных источниках принято указывать режим сушки, если такой способ применялся. Контроль потери ртути (в форме металла ртуть образует пары даже при комнатной температуре) после сушки не делается.
Для оценки количества ртути, испаряющейся во время высушивания, использовали пробы почв, мышцы окуня, утки-кряквы и норки. Содержание воды в пробах составило 20, 78.1, 70 и 69.9% соответственно. В первые
сутки высушивания образцов происходило основное испарение воды (98.5%), потеря массы в последующее время была незначительной. Сравнение концентраций ртути в высушенных образцах (96 ч), и измеренных во влажных и пересчитанных на воздушно-сухую массу, не выявило статистически значимых различий во всех пробах (рис. 2).
Содержание ртути в образцах почв варьировало в диапазоне 0.009-0.143, донных отложений - 0.003-6.730 мг/кг сухой массы. Максимальные значения показателя и в почвах, и в донных отложениях отмечены для проб, отобранных в районе очистных сооружений посёлка (0.143 и 6.730 мг/кг соответственно) (табл. 1).
У двустворчатых и брюхоногих моллюсков, кольчатых червей, хоботных и бесхоботных пиявок содержание металла не превышало 0.12 мг/кг (живородка болотная), как и у большинства исследованных животных, относящихся к типу членистоногих (табл. 2), за исключением водяного клеща гидрокарины (0.68 мг/кг) и стрекозы лютки (0.38). Концентрации ртути в мышцах представителей хор-
Рис. 2. Концентрации ртути: 1 - во влажной почве и сырых образцах мышц животных (мг/кг сырой массы); 2 - рассчитанная с учётом потери влаги при сушке (мг/кг сухой массы); 3 - в сухих (воздушно-сухих) образцах (мг/кг сухой массы).
Fig. 2. The mercury concentrations: 1 - in wet soil and wet samples of muscles of animals (mg/kg of wet mass); 2 - calculated concentration with regard to the moisture loss of samples during drying (mg/kg of dry mass); 3 - in dry (aerial dry) samples (mg/kg of dry mass).
Таблица 1. Содержание ртути в почве из различных биотопов и донных отложениях водоёмов Table 1. The mercury concentration in soil from different biotopes and bottom sediments in waterbodies
Образец Биотоп Hg, мг/кг сухой массы
Sample Biotope Hg, mg/kg of dry mass
суходольный луг 4 0.016 ± 0.002 0.014-0.019
заливной луг 4 0.120 ± 0.007
Почва (в районе очистных сооружений) 0.107-0.143
Soil парковая зона 4 0.023 ± 0.003 0.018-0.032
прибрежье водохранилища 4 0.011 ± 0.001 0.009-0.012
канал 2 0.006 0.003-0.010
Донные отложения Sediments р. Сунога 4 0.030 ± 0.003 0.027-0.040
отводная канава очистных сооружений 6 1.760 ± 1.050 0.060-6.730
Примечание. Здесь и в табл. 2 над чертой приведены средние значения и их ошибки (х ± SE), под чертой - min-max.
The table presents: mean values of parameters and their errors (х ± SE) are given above the line, n is in brackets, minmax is under the line.
довых были значительно выше: у большого крохаля (сем. утиные) - до 1.13 мг/кг, американской норки (сем. куньи) - 1.33 (рис. 3). У паукообразных минимальные концентрации металла отмечены для пауков бокоходов (0.010.06 мг/кг сухой массы), максимальные — пауков-
пизаурид, именуемых также пауками-рыболовами (0.05-0.33). У разных групп насекомых значение концентраций варьировало в тех же пределах. Исключение составили личинки двукрылых насекомых - хирономиды 0.08-0.85 мг/кг сухой массы и журчалки 0.22-0.81. Последние были отловлены в отводном канале очистных сооруже-
ний посёлка (в других водоёмах не встречались). Водных и амфибиотических представителей класса насекомых отрядов стрекоз, полужёстко-крылых, жесткокрылых и двукрылых отбирали на прудах экспериментальной базы Сунога, р. Суно-га, канале и отводной канаве очистных сооружений посёлка. Минимальное среднее содержание ртути зарегистрировано у животных из прудов -0.05 ± 0.01 и р. Сунога - 0.13 ± 0.02, выше у насекомых из канала - 0.27 ± 0.08 и максимальное для личинок представителей отряда двукрылых из
отводной канавы очистных сооружений, на других биотопах не встречавшихся - 0.33 ± 0.08 мг/кг сухой массы (рис. 4). Средние значения показателя для насекомых из отводного канала очистных сооружений статистически значимо выше, чем у животных из прудов и р. Сунога. Зависимость содержания ртути в насекомых из разных биотопов от концентрации металла в донных отложениях соответствующих станций отбора образцов статистически не достоверна, но может рассматриваться как тенденция (г = 0.35 приp <0.11).
Таблица 2. Содердание ртути в беспозвоночных и мышцах хордовых животных Table 2. The mercury concentration in invertebrates and muscles of chordate animals
Hg, мг/кг сы-
Класс/Отряд Class/Order Семейство Family Род/вид Genus/species n рой или сухой* массы Hg, mg/kg of wet or dry* mass
1 2 3 4 5
Двустворчатые моллюски Bivalvia
Брюхоногие моллюски Gastropoda
тип Моллюски (Mollusca)
Горошины Горошина
Pisidiidae Pisidiidium sp
Живородки Viviparidae
Прудовики Lymnaeidae
Катушки Planorbidae
Живородящая лужанка Viviparus viviparus L. Живородка болотная Viviparus contectus Millet Прудовик обыкновенный Limnaea stagnalis L. Плащеноска слизистая Amphipeplea glutinosa Stein Катушка блестящая Planorbis nitida Muller Катушка роговидная Coretus corneus L.
4 14
3
14 13
34
6
тип Членистоногие (Arthropoda), кл. Паукообразные (Arachnida)
Тромбидиформные клещи Водяные клещи Гидрокарина 39 0.25 ± 0.15
Trombidiformes Hydrachnidae Hydrocarina sp. 0.03-0.68
Пауки Пауки-цибеиды Водяной паук 1 0.07
Araneae Cybaeidae Argyroneta aquatica Clerck
Пауки-пизауриды Охотник каёмчатый 19 0.16 ± 0.02*
Pisauridae Dolomedes fmbriatus Clerck 0.05-0.33
Пауки-скакуны Эварха 33 0.08 ± 0.04*
Salticidae Evarcha 0.02-0.26
Саитисы 26 0.03 ± 0.002*
Saitis 0.02-0.03
Пауки-гнафозиды Гнафоза 31 0.18*
Gnaphosidae Gnaphosa
Пауки-бокоходы Ксистикус 64 0.02 ± 0.003*
Thomisidae Xysticus 0.01-0.04
Тибеллусы 34 0.04 ± 0.02*
Tibellus 0.01-0.07
0.01 0.01 0.12
0.04
0.02 0.01-0.02
0.01 0.09
1 2 3 4 5
Мизуменопс 56 0.01 ± 0.001*
Misumenops 0.01-0.02
Сетепряды 25 0.11 ± 0.02*
Linyphia 0.09-0.14
Пауки-тенётники Теридиум 175 0.06 ± 0.01*
Theridiidae Theridium 0.01-0.22
Пауки-кругопряды Зилла 39 0.01 ± 0.006*
Araneidae Zilla 0.09-0.10
Пауки-волки Трикка 75 0.04 ± 0.01*
Lycosidae Tricca 0.01-0.09
Трубковые пауки Discern 12 0.04*
Dysderidae
тип Членистоногие (Arthropoda), кл. Насекомые (Insecta)
Подёнки Ephemeroptera (личинки)
Стрекозы Odonata (личинки)
Полужесткокрылые
Hemiptera
(имаго)
Жесткокрылые
Coleoptera
(имаго)
Подёнки двухвостые ВаеШае
Грязевые подёнки Caenidae
Коромысла Aeshnidae
Бабки Corduliidae
Настоящие стрекозы
ЬШеПиШае
Лютки
Lestidae
Стрелки
Coenagrionidae
Водяные скорпионы
Nepidae
Плавты Naucjhidae Плавты длиннохо-ботные
Aphelocheiridae
Гладышевые
Notonectidae
Гребляки
Corixidae
Водомерки Gerridae Hydrometridae
Водолюбы Hydrophilidae
Плавунцы Dytiscidae
Baetis sp.
Ordella
Коромысло
Aeschna
Бабка
Cordulia
Epitheca sp.
Стрекоза
Libellula sp.
Лютка
Lestes sp.
Стрелка
Coenagrion sp.
Водяной скорпион
Nepa cinerea L.
Ранатра палочковидная
Ranatra linearis L.
Плавт
Naucoris cimicoides L.
Афелохирус (плавт) летний
Aphelocheirus aestivalis
Fabricius
Гладыш
Notonecta sp.
Гребляк
Corixa sp.
Водомерка Gerris
Водяной бегун
Hydrometra gracilenta Horvath
Водолюб малый
Hydrochara caraboides L.
Плавунец широкий
Dytiscus latissimus L. Нырялка Hydroporus sp. Лужник Laccophilus sp.
8 2
3
40 1 1
4 1 9 1
2
22
22 1
5
23
0.02 ± 0.01 0.01-0.04
0.09 0.01-0.17
0.12 ± 0.01* 0.11-0.14
0.22 ± 0.02* 0.03-0.33
0.02
0.02
0.30 ± 0.06 0.05-0.38
0.02
0.12 ± 0.01* 0.06-0.20
0.23
0.05 0.03-0.07
0.11 ± 0.02* 0.02-0.21
0.18 ± 0.02* 0.02-0.39
0.06* 0.11 ± 0.04 0.05-0.18 0.09 ± 0.03* 0.01-0.21
0.15*
0.10 ± 0.02* 0.03-0.16
0.02 0.1* 0.12 0.03*
0.03
1
8
1
1 2 3 4 5
Пузанчик 9 0.21 ± 0.03*
0.03-0.37
Hyphydrus 1 0.12
Трясинники Трясинник 1 0.03
Scirtidae Helodes sp.
Двукрылые Настоящие комары Теобальдия 1 0.22
Diptera Culicidae Teobaldia sp.
(личинки) Хирономиды Хирономус 8 0.32 ± 0.09*
Chironomidae Chironomus sp 0.08-0.85
Журчалки Крыска или эриталис 4 0.48 ± 0.15*
Syrphidae Eristalis sp. 0.22-0.81
Щукообразные
Esociformes
Карпообразные
Cypriniformes
Окунеобразные
Perciformes
Воробьинообразные Passeriformes
Гусеобразные Anseriformes
Поганкообразные Podicipediformes Sharpe Ржанкообразные Charadriiformes
Совообразные Strigiformes
Щуковые
Esocidae
Карповые
Cyprinidae
Окунёвые
Percidae
Головешковые Odontobutidae
Врановые Corvidae
Утиные Anatidae
Речные утки Anas Крохали Mergellus
Поганковые Podicipedidae Чайковые Laridae)
Крачковые Sternidae Бекасовые Scolopacidae
Совиные Strigidae
тип Хордовые (Chordata), кл. Лучепёрые рыбы (Actinopterygii)
Щука обыкновенная
Esox lucius L. Лещ
Abramis brama L. Окунь речной Perca fluviatilis L. Судак обыкновенный Sander lucioperca L. Ротан
Perccottus glenii Dybowski тип Хордовые (Chordata), кл. Птицы (Aves)
Серая ворона
Corvus cornix L. Галка
Corvus monedula L. Кряква
Anas platyrhynchos L. Свиязь
Anas penelope L Большой крохаль Mergus merganser L. Луток
Mergellus albellus L. Чомга
Podiceps cristatus L. Чайка серебристая Larus argentatus Pontoppidan Чайка сизая Larus canus L. Чайка малая Larus minutus Pallas Крачка речная Sterna hirundo L. Большой кроншнеп Numenius arquata L. Вальдшнеп Scolopax rusticola L. Сова болотная Asio flammeus Pontoppidan
8
4 102
7 20
8
5 3 1 3 1 1 1 8 3 1 1 2 1
0.33 ± 0.05 0.20-0.62 0.08 ± 0.01 0.06-0.1 0.26 ± 0.01 0.03-0.68 0.12 ± 0.08 0.08-0.14 0.05 ± 0.02 0.02-0.12
0.10 ± 0.04 0.02-0.36 0.01 ± 0.002 0.01-0.02 0.07 ± 0.01 0.05-0.08
0.04
0.70 ± 0.22 0.40-1.13
0.20 0.18
0.46
0.22 ± 0.05 0.11-0.52 0.35 ± 0.08 0.27-0.51
0.49
0.09
0.16 0.15-0.16
0.03
2
3
тип Хордовые (Chordata), кл. Млекопитающие (Mammalia)
Насекомоядные Ежовые Ёж европейский 7 0.16 ± 0.06
Insectívora Erinaceidae Erinaceus europaeus L. 0.01-0.4
Землеройковые Бурозубка 2 0
Soricidae Sorex sp.
Кротовые Крот обыкновенный 2 0.09
Ta1pidae Talpa europaea L. 0.06-0.13
Грызуны Беличьи Белка 1 0.004
Rodentia Scшridae Sciurus sp
Бобровые Бобр обыкновенный 5 0.01 ± 0.003
Castoridae Castor fiber L. 0-0.02
Зайцеобразные Заяц-беляк 3 0.002 ± 0.001
Lagomorpha Lepus timidus L. 0.001-0.004
Хищные Псовые Енотовидная собака 0.08 ± 0.02 0.03-0.14
Carnivora Canidae Nyctereutes procyonoides 5
Gray
Куньи Лисица 7 0.05 ± 0.02
Muste1idae Vpules sp. 0.01-0.14
Куница лесная 1 0.10
Martes martes L.
Ласка обыкновенная 1 0
Mustela nivalis L.
Горностай 1 0.0005
Mustela erminea L.
Хорь лесной 2 0.39
Mustela putorius L. 0.31-0.48
Норка 11 0.65 ± 0.12
Mustela sp 0.14-1.33
Выдра речная 1 0.002
Lutra lutra L.
1
4
5
Пауки, являясь облигатными хищниками, охотятся на насекомых из разных систематических групп. По системе охоты выделяют две основные эколого-этологические группы: бродячие охотники и тенетники. Статистически значимых различий в накоплении ртути животными этих двух групп выявлено не было, так же как и между животными из луговых биотопов (0.03 ± 0.01 и 0.04 ± 0.01 мг/кг сухой массы). Отмечена активная аккумуляция металла пауками, обитающими в наиболее увлажнённом из исследованных биотопов -прибрежье Рыбинского водохранилища: 0.15 ± 0.04 мг/кг сухой массы (рис. 5). Зависимость содержания ртути в организме пауков от её концентрации в почвах соответствующих биотопов обитания не выявлена.
Содержание ртути в мышцах рыб варьировало в диапазоне 0.02-0.68, печени окуня -0.02-0.2 мг/кг сырой массы. Среднее значение показателя в мышцах ротана было самым низким - 0.05 мг/кг сырой массы. Концентрация
металла в мышцах леща - 0.08 - выше, чем в мышцах ротана, еще выше у судака - 0.12, максимальная у окуня и щуки - 0.27 и 0.33 мг/кг сырой массы соответственно (рис. 6). Содержание ртути в мышцах окуня статистически значимо коррелировало с его содержанием в печени (г = 0.88 приp < 0.0001) и с массой рыб (г = 0.64 при p <0.0001). По приуроченности к определённым биотопам, способу и спектру питания были выделены три группы птиц: неводные (ворона, галка, вальдшнеп и сова болотная), околоводные фильтраторы (кряква, свиязь и кроншнеп), околоводные рыбоядные (большой крохаль, луток, чайка серебристая, чайка сизая, чайка малая, чомга, крачка речная). У неводных птиц и околоводных фильтраторов содержание ртути в мышцах варьировало в диапазоне 0.01-0.36; околоводных рыбоядных - 0.11-1.13; в печени: 0.02-0.88; 0.16-0.6 и 0.04-3.0 мг/кг сырой массы соответственно (рис. 7).
Рис. 3. Содержание ртути у животных разных систематических групп: 1 - моллюски: двустворчатые и брюхоногие; 2 - кольчатые черви: хоботные и глоточные пиявки; 3 - членистоногие: жескокрылые, стрекозы, подёнки, пауки-цибеиды, полужесткокрылые, водяные клещи, двукрылые; 4 - земноводные; 5 - рыбы: карпообразные, окунеобразные, щукообразные; 6 - птицы: галка, сова, свиязь, кряква, крондшнеп, ворона, вальдшнеп, чомга, луток, чайка сизая, чайка малая, чайка серебристая, крачка, крохоль; 7 - млекопитающие: заяц, белка, бобр, лисица, собака, крот, куница, ёж, хорь, норка; 8 - челевек (содержание ртути в волосах).
Fig. 3. The mercury concentration in animals of different systematic groups: 1 - bivalves and gastropods; 2 - annelids: jawless and proboscisless leeches; 3 - arthropods: beetles, dragonflies, mayflies, Cybaeidae, true bugs, water mites, dipterans; 4 - amphibians; 5 - fish: Cypriniformes, Perciformes, Esociformes; 6 - birds: daw, owl, Eurasian widgeon, mallard duck, curlew, crow, woodcock, great-crested grebe, magpie diver, common gull, little gull, European herring gull, morwennol, mergansers; 7 - mammals: hare, squirrel, beaver, fox, raccoon dog, mole, marten, hedgehog, polecat, mink; 8 -human (mercury concentration in hair).
Рис. 4. Содержание ртути в насекомых из разных биотопов п. Борок: 1 - пруды экспериментальной базы "Су-нога", 2 - р. Сунога, 3 - канал, 4 - очистные сооружения.
Fig. 4. The mercury concentration in insects of different biotopes of the s. Borok: 1 - ponds of the experimental base "Sunoga", 2 - Sunoga River, 3 - canal, 4 - treatment facilities.
Рис. 5. Содержание ртути в пауках, отловленных на суходольном и заливном лугах, прибрежье водохранилища (интегральные пробы).
Fig. 5. The mercury concentration in spiders caught of dry and water meadows, in the littoral part of the reservoir (integral sample).
Рис. 6. Содержание ртути в мышцах рыб разных трофических групп. Fig. 6. The mercury concentration in muscles of fish of different trophic groups.
Рис. 7. Содержание ртути в мышцах птиц: неводных - галка, сова, ворона, вальдшнеп; водных фильтраторов -свиязь, кряква, крондшнеп; водных рыбоядных - чомга, луток, чайка сизая, чайка малая, чайка серебристая, крачка речная, крохаль (в порядке перечисления).
Fig. 7. The mercury concentration in muscles of birds: nonaquatic - daw, owl, crow, woodcock; water filterers - widgeon, mallard, curlew; aquatic piscivorous - great-crested grebe, smew, common gull, little gull, herring gull, common tern, merganser (in the listed order).
Рис. 8. Содержание ртути в мышцах млекопитающих: грызуны - заяц-беляк, белка, бобр; насекомоядные -крот, ёж; хищные псовые - лисица, енотовидная собака; хищные куньи - куница, хорь, норка (в порядке перечисления).
Fig. 8. The mercury concentration in muscles of mammals: rodents - mountain hare, squirrel, beaver; insectivorous -mole, hedgehog; canids - fog, racoon dog; mustelids - marten, polecat, mink (in the listed order).
Рис. 9. Содержание ртути в мышцах и печени животных разных систематических групп. Fig. 9. The mercury concentration in muscles and liver of animals of different systematic groups.
Таблица 3. Содержание ртути в волосах жителей п. Борок и факторы, влияющие на него Table 3. The mercury concentration in hair of inhabitants of the s. Borok and factors affecting it
Фактор Hg, мг/кг Hg, mg/kg
Faktor мужчины males женщины females по всей выборке pooled
пол 0.71 ± 0.15 (39) 0.29 ± 0.06 (25) 0.54 ± 0.10 (64)
sex 0.01-5.49 0.01-1.06 0.01-5.49
цвет волос hair colour светлые light 1.03 ± 0.51 (10) 0.05-5.49 0.70 ± 0.07 (13) 0.01-0.92 0.71 ± 0.15(23) 0.01-1.1
тёмные 0.53 ± 0.09 (23) 0.26 ± 0.10 (10) 0.45 ± 0.07 (33)
dark 0.09-1.42 0.08-1.06 0.08-1.42
седые 0.88 ± 0.38 (6) 0.55 (2) 0.80 ± 0.29 (8)
grey 0.17-2.52 0.2, 0.89 0.17-2.52
курение smoking курят smokers 0.75 ± 0.19 (29) 0.05-5.49 0.09 (2) 0.08, 0.09 0.71 ± 0.18 (31) 0.05-5.49
не курят non-smokers 0.60 ± 0.25 (10) 0.09-2.52 0.31 ± 0.06 (23) 0.01-1.06 0.39 ± 0.09 (33) 0.01-2.52
частота употребления совсем нет или редко never or seldom 0.46 ± 0.10 (16) 0.09-1.11 0.27 ± 0.07 (16) 0.01-1.06 0.37 ± 0.07 (32) 0.01-2.52
рыбы fish consumption rate часто, речную mainly fresh-water часто,морскую mainly marine 0.60 ± 0.11 (15) 0.05-1.34 0.80 (2) 0.17, 1.42 0.29 ± 0.16 (5) 0.08-0.92 0.25 ± 0.09 (3) 0.11-0.41 0.52 ± 0.09 (20) 0.05-1.34 0.47 ± 0.24 (5) 0.11-1.42
Примечание: над чертой - средние значения показателей и их ошибки (х ± SE), в скобках - количество проб (n), под чертой - min-max.
The table presents: mean values of parameters and their errors (х ± SE) are given above the line, n -number of the samples is in brackets, min-max is under the line.
Самая низкая средняя концентрация металла в мышцах и печени отмечена у галки 0.01 и 0.03, самая высокая — у крохаля 0.7 и 2.55 мг/кг сырой массы. Установлена статистически значимая корреляционная зависимость между содержанием металла в печени и мышцах исследованных птиц (г=0.69, р <0.0001). У трёх видов околоводных птиц побережья Рыбинского водохранилища (чайка озёрная, крачка малая и крачка чёрная Chlidonias т-geг Ь.) концентрации металла в белке и желтке яиц составили в среднем 0.13 ± 0.03 и 0.05 ± 0.01 мг/кг сырой массы.
В классе млекопитающих определено содержание ртути у представителей 3-х отрядов: грызунов (белка, бобр, заяц-беляк), насекомоядных (ёж, бурозубка, крот) и хищных (сем. псовые - енотовидная собака, лисица и куньи - куница, ласка, горностай, хорь, выдра, норка). У грызунов значения показателя были самыми низкими: в мышцах до 0.004, в печени - 0.02 мг/кг сырой массы. У насекомоядных выше: в мышцах до 0.13 мг/кг сырой массы, в печени 0.01-0.5 (рис. 8). В отряде хищных содержание ртути в мышцах животных варьировало от значений, находящихся ниже порога аналитического определения, до 1.33, в печени — 0.1-2.5 мг/кг сырой массы. Самые низкие концентрации ртути зарегистрированы у зайца-беляка — 0.002 в мышцах и 0.02 в печени, а самые высокие - у норки (сем. куньи), в рацион питания которой входит в том числе и рыба, — 0.65 в мышцах и 1.25 мг/кг сырой массы в печени. Содержание ртути в мышцах и печени представителей отряд хищных варьировало в диапазоне: у псовых - 0.01-0.14 и 0.03-1.73, у куньих - 0.14-1.33 и 0.2-2.5 мг/кг сырой массы. У млекопитающих также имеет место статистически значимая корреляционная зависимость
между концентрацией ртути в мышцах и печени (г = 0.70 прир <0.0001).
У рыб содержание ртути в мышцах выше, чем в печени. У земноводных фактически такое же. У птиц и млекопитающих значение показателя в печени выше, чем в мышцах (рис. 9). У всех животных концентрации металла в мышцах и печени статистически значимо коррелируют.
Одна из задач работы - определение фонового содержания ртути в волосах жителей п. Борок Ярославской области, удалённого от каких-либо источников загрязнения металлом, а также установление факторов, способствующих его аккумуляции. Диапазон варьирования концентраций ртути в волосах жителей посёлка, принявших участие в обследовании, составил 0.01-5.49 мг/кг сырой массы. Средний возраст для мужчин - 45.6 ± 2.1, для женщин - 49.6 ± 1.7 лет. Содержание ртути в волосах представителей этих двух групп, 0.71 ± 0.15 мг/кг и 0.29 ± 0.06 соответственно, различалось статистически значимо, достоверной зависимости показателя от возраста, цвета волос не установлено.
При анализе данных по всей выборке отмечены достоверные различия между самым низким содержанием металла у жителей посёлка со светлыми волосами и самым высоким - с седыми (табл. 3). Из 39 обследованных мужчин 29 оказались курящими, из 25 женщин -только две. Для первых установлена достоверная корреляционная зависимость содержания ртути в волосах от длительности срока курения (г = 0.31, р < 0.01). По средним значениям концентрации металла в волосах жители посёлка, употреблявшие в пищу рыбу редко, часто речную или морскую не различались.
ОБСУЖДЕНИЕ
Донные отложения составляют основное хранилище ртути в пресноводных экосистемах [Ullrich et al., 2001]. В зависимости от изменения химических, физических и биологических условий среды они могут выступать в качестве вторичного источника поступления металла в экосистему [Merritt, Amirbahman, 2007; Bacon, Davidson, 2008]. При этом доля метилртути в общем объёме металла составляет 1-1.5% [Mergler et al., 2007]. Фоновые уровни общей ртути в незагрязнённых отложениях сравнимы с её содержанием в поверхностных горизонтах почв: от 0.02 до 0.1 мкг/г сухой массы [Ullrich et
al., 2001]. В донных отложениях регистрируют и экстремально высокие значения ртути: р. Нура (Казахстан) - 10-240 мг/кг, р. Идрия (Словения) -до 1000 [Gosar et al., 1997; Ullrich et al., 2007].
Концентрации ртути в донных отложениях дельты Северной Двины - 0.02-0.40 мг/кг [Федоров и др., 2011 (Fedorov et al., 2011)], оз. Байкал, датированные 2007 г., т.е. до закрытия Байкальского целлюлозно-бумажного комбината - 0.21-0.42 мг/кг сухой массы [Ге-летей и др., 2007 (Geletej et al., 2007)]. В Иркутском водохранилище зарегистрировано среднее содержание ртути 0.03 мг/кг сухой
массы, Новосибирском - 0.064, Братском - до 5.0. Это связано со сбросами в него ртутьсо-держащих отходов химического комбината по производству каустической соды АО «Усоль-химпром», г. Усоль-Сибирское [Леонова, 2004 (Leonova, 2004)]. Связь между высокими, по сравнению с фоновыми, концентрациями ртути в естественных водных объектах и интенсивностью антропогенной нагрузки отмечалась многими авторами [Koniarz et al., 2015, Penedo-Hernandez et al., 2015].
Содержание металла в донных отложениях Угличского водохранилища варьировало в диапазоне 0.01-5.08, а в образцах дерново-подзолистых и торфяно-подзолистых почв водосборного бассейна, служащих источником осадкообразующего материала, было ниже -0.01-0.30 мг/кг сухой массы [Гладкова, Малини-на, 2005 (Gladkova, Malinina, 2005)]. В нашем исследовании концентрации ртути в образцах почвы составили 0.009-0.0143, в донных отложениях канала и р. Сунога - 0.003-0.04 мг/кг сухой массы, что сопоставимо с приведёнными выше концентрациями металла для незагрязнённых почв и донных отложений. В отводной канаве очистных сооружений — выше -в среднем 1.76 ± 1.05, максимально - 6.73 мг/кг сухой массы, как на отдельных участках Братского водохранилища.
Беспозвоночные животные играют существенную роль в биоаккумуляции ртути в водных экосистемах [Кузубова и др., 2000 (Kuzubova et al., 2000)]. Являясь объектом питания для многих водных и околоводных животных и благодаря высоким показателям численности и биомассы, они активно участвуют в процессах биологического самоочищения водоёмов, в потоках веществ (ртути в том числе) и энергии, как между отдельными водными объектами, так и между водными и наземными экосистемами. Изучение содержания ртути в биоте, в первую очередь, проводилось на водоёмах, в непосредственной близости от которых располагались локальные источники загрязнения металлом.
Концентрация металла в зоопланктоне р. Рейн составила 0.4 мг/кг сырой массы, Братского водохранилища - 0.01-0.66 [Комаров-ский, Полищук, 1981 (Komarovsky, Polishchuk, 1981); Леонова, 2004 (Leonova, 2004)]. Значение показателя для моллюсков р. Рейн - 0.2, членистоногих ракообразных и личинок насекомых оз. Нимертон (США) - 0.36 и 0.14-1.4, р. Холстон (США) - 0.04-3.75 и 0.08-1.43 мг/кг сырой массы соответственно [Комаровский,
Полищук, 1981 (Komarovsky, Polishchuk, 1981); Мур, Рамамурти, 1987 (Mur, Ramamurti, 1987); Rask et al., 1994].
В личинках амфибиотических насекомых из разных регионов России концентрация ртути варьировала в диапазоне 0.01-0.72 мг/кг сухой массы, а именно: из водоёмов республики Адыгея - 0.02-0.72, Вологодской обл. -0.02-0.07, Воронежской - 0.04-0.15 и Ярославской - 0.01-0.38 [Гремячих и др., 2013 (Gre-mjachikh et al., 2013)].
Водные беспозвоночные, отобранные в водоёмах пос. Борок, аккумулировали ртуть в концентрациях 0.01-0.68 мг/кг сырой массы и 0.01-0.85 мг/кг сухой массы. Моллюски исследованы недостаточно, у членистоногих для представителей всех систематических групп (класс, отряд) были отмечены как низкие, так и высокие (в пределах указанного диапазона) концентрации ртути.
Водная среда, стимулируя процессы метилирования соединений ртути, способствует их активному поступлению в пищевые сети, и водные, и наземные. Поэтому высокая озёр-ность или заболоченность водосборного бассейна водоёма повышает интенсивность аккумуляции ртути гидробионтами и животными из околоводных биотопов [Комов и др., 2010 (Komov et al., 2010); Greenfield et al., 2001], так же как и повышенная увлажнённость мест обитания наземных животных (бурозубки, представители сем. куньих) [Комов и др., 2010 (Komov et al., 2010); Комов и др., 2012 (Komov et al., 2012)]. Уровни накопления ртути паукообразными также зависели от степени увлажнённости биотопа обитания (луг и прибрежье водохранилища). Самая высокая концентрация металла отмечена для охотника каёмчатого, относящегося к амфибиотическим насекомым. Обитая на берегах озёр, прудов и речек, он охотится, сидя на поверхности воды, или под водой [Иванов, 1965 (Ivanov, 1965)].
Водоёмы и наземные биотопы посёлка по результатам анализа накопления металла беспозвоночными животными следует отнести к незагрязнённым. Исключение составляет отводная канава очистных сооружений, из которой были отобраны личинки двукрылых с концентрацией ртути 0.08-0.85 мг/кг сухой массы.
Работы по изучению содержания ртути в рыбе (в силу актуальности этого вопроса с точки зрения здоровья человека) на территории России проводятся уже давно. Исследованы разные представители ихтиофауны из водоёмов Европейской части, находящихся на
территории Карелии, Архангельской, Вологодской, Ивановской, Костромской, Новгородской, Рязанской, Тверской и Ярославской областей [Степанова, Комов, 1997 (Stepanova, Komov, 1997); Комов и др., 2004 (Komov et al., 2004); Гремячих, Комов, 2008 (Gremjachikh, Komov, 2008); Комов и др., 2009 (Komov et al., 2009); Гремячих и др., 2012 (Gremjachikh et al., 2012); Моисенко, Гашкина, 2016 (Moiseenko, Gashkina, 2016)]. В настоящей работе приводятся данные только по окуню в пересчёте на сырую массу образца мышечной ткани (мг/кг сырой массы).
Содержание ртути в рыбе 10 озёр Карелии варьировало в диапазоне 0.1-1.03 мг/кг сырой массы при массе рыб 12-196 г, оз. Лача Архангельской обл. - 0.10-0.25 (98-249), 12 озёр Вологодской обл. - 0.05-1.06 (20.1-350.5) [Комов и др., 2004 (Komov et al., 2004); Гремячих, Комов, 2008 (Gremjachikh, Komov, 2008)]. По другим данным концентрация металла в окуне озёр Карелии и Архангельской обл. ниже - 0.02-0.33 мг/кг сухой массы (масса рыб не приводится) [Моисеенко, Гашкина, 2016 (Moiseenko, Gashkina, 2016)]. В рыбе из 5 озёр Костромской обл. значения показателя составили 0.06-0.33 мг/кг сырой массы при массе рыб 22.2-59.4, оз. Неро и оз. Плещеево Ярославской обл. - 0.01-0.22 (15-688), устья р. Созь Тверской обл. - 0.38 ± 0.01 (72 ± 6.0) [Комов и др., 2004 (Komov et al., 2004); Гремячих, Комов, 2008 (Gremjachikh, Komov, 2008)]. В окуне из 15 озёр государственного природного заповедника "Рдейский" Новгородской обл. содержание ртути варьировало в диапазоне 0.01-2.40 мг/кг сырой массы при массе рыб 8-209 г [Комов и др., 2009 (Komov et al., 2009)]. Максимальные фоновые концентрации ртути в рыбе из незагрязнённых пресных водоёмов - 0.2 мг/кг сырой массы, хотя для хищных видов и рыб из водоемов возле источников поступления металла значения показателя могут быть значительно выше [Ullrich et al., 2001]. Средние концентрации металла в мышцах рыб Волжского плёса Рыбинского водохранилища и прудов д. Григорево не превышали максимальные фоновые для незагрязнённых водоёмов - 0.05-0.12 и были ожидаемо выше у хищных видов - окуня и щуки (0.26 и 0.33 мг/кг сырой массы соответственно).
Основная доля работ, по изучению ртутного загрязнения с использованием в качестве объекта исследования птиц, приходится на преимущественно рыбоядных представителей этого класса, места обитания которых приуро-
чены к водоёмам. Скопа Pandion haliaetus, распространённая в обоих полушариях, единственный представитель семейства скопиных (Pandionidae) - хищная птица, в рационе питания которой преобладает рыба - наилучшим образом подходит для этих целей.
В 1991-1994 гг. исследовали гнездовья скопы, располагавшиеся в районе пресноводных Великих озёр на территории США и Канады [Hughes et al.,1997]. Основной объект питания птицы в этом регионе - жёлтый окунь. Концентрация ртути в мышцах 4-5-ти летнего окуня 0.24-0.6 мг/кг сухой массы. У скопы содержание металла составило: в яйцах - 0.421.4 мг/кг сухой массы, перьях птенцов 28-35-ти дневного возраста - 2.14-10.98, перьях взрослых птиц - 6.7-28.8. Результаты пространственного анализа ртутной нагрузки на водоёмы по значению показателя в перьях птенцов скопы и мышечной ткани желтого окуня совпадали в наибольшей степени. По мнению авторов, концентрация ртути в яйцах скопы отражала ртутную нагрузку на биотопы размножения, зимовок и путей миграции, в перьях -условия питания на биотопах обитания.
Содержание ртути в гомогенате яиц скопы бассейна рек Фразер и Колумбия (северозападное побережье Тихого океана) было ниже и варьировало в диапазоне 34.1-118 мг/кг сухой массы [Elliot et al., 2000]. Гнездовья птиц располагались ниже мест стока в реки бытовых и промышленных вод.
В нашем случае определение содержания ртути в яйцах птиц побережья Рыбинского водохранилища проводилось из расчёта на сырую массу. Сравнить полученные данные с уже имеющимися не представляется возможным из-за отсутствия данных по потере влаги содержимым яиц при сушке. Однако очевидно, что гомогенизация содержимого яиц лишает возможности выявить разницу между концентрацией металла в белке и желтке.
У других представителей рыбоядных птиц - чаек Форстера из залива Сан-Франциско (Калифорния) - отмечено изменение в содержании ртути в пухе, а в последующем, в перьях птенцов по мере их роста [Ackerman et al., 2011]. По мнению авторов, высокие концентрации металла в пухе объясняются вкладом материнского организма. Последующее их снижение - переходом птиц на самостоятельное питание. Повышение содержания ртути в перьях чаек, авторы связывают с увеличением их массы и замедлением роста перьев. Концентрация металла в мышцах птиц составила
0.4-1.2, печени - 0.9-1.0 мг/кг сухой массы.
Содержание ртути в мягких тканях белохвостого орлана Haliaeetus albicilla и скопы, отловленных на территории Польши (преимущественно западной её части), варьировало в мышцах в интервале 0.45-2.91 и 2-3.51, печени - 0.92-3.76 и 2.33-3.76 мг/кг сухой массы [Kalisinska et al., 2014].
Из рыбоядных птиц, обитающих в окрестностях посёлка, только у большого крохаля содержание ртути в мышцах и печени соответствовало уровню показателя у белохвостого орлана и скопы, отловленных на загрязнённых территориях Польши. В табл. 2 приведены данные в пересчете на сырую массу. Проведённый нами эксперимент по определению потери влаги при сушке образцов тканей (в том числе у кряквы), позволяет внести необходимые коррективы и сравнивать наши данные с имеющимися в литературе. Концентрации металла в мягких тканях остальных рыбоядных птиц (всех видов чаек, лутка, кряквы и чомги) находятся в границах средних значений для данной группы птиц. Ещё ниже значение показателя для водных фильтраторов (в рационе преобладает растительная пища) и птиц, место обитание которых не приурочено непосредственно к водоёмам. Среди них по уровню накопления металла в органах и тканях выделяется серая ворона, птица всеядная, питающаяся в том числе и рыбой, и вальдшнеп, обитатель сильно увлажнённых, заболоченных лесов.
При изучении накопления ртути млекопитающими животными в первую очередь привлекают внимание представители отр. хищные. Содержание металла в печени выдр и норок (сем. куньи) Северной Америки варьировало в пределах 0.26-8.66 и 0.85-10.0 мг/кг сырой массы [Evans et al., 2000]. Высокие концентрации ртути в органах этих животных связаны, вероятно, с их преимущественным питанием рыбой [Wiener et al., 2002].
Концентрации общей ртути в мышцах и печени хищных млекопитающих семейства Куньи Вологодской области составили 0.011.44 и 0.01-2.27 мг/кг сырой массы [Комов и др., 2012 (Komov et al., 2012)]. Самое высокое содержание металла было отмечено для американской норки (в мышцах 0.25-5.08, печени 0.57-6.49), среднее - для куницы (0.10-1.44 и 0.11-2.27), самое низкое - для горностая (0.030.06 и 0.04-0.12) и ласки (0.01-0.44 и 0.010.64 мг/кг сырой массы). У куниц с удалением мест их обитания от промышленно-развитых
районов области значение показателя снижалось, а с увеличением среднегодового количества осадков, доли территории, занятой озёрами и низинными болотами, - возрастало.
У лис (сем. псовые), отловленных в 2004-2009 гг. в западных областях Польши, Хорватии и Италии, содержание ртути в печени и почках составило 0.007-0.06 [Alleva et al., 2006; Kalisinska et al., 2009; Bilandzic et al., 2010], а на более загрязнённых территориях Испании и острове Милин (Польша) - 0.301.28 мг/кг сырой массы [Millan et al., 2008; Kalisinska et al., 2009]. Значение показателя в мышцах и печени представителей семейства псовых Череповецкого района Вологодской области (Россия) варьировало в диапазоне 0.01-0.32 и 0.11-0.64 - у лис, 0.03-0.54 и 0.070.96 мг/кг сырой массы - у енотовидных собак [Komov et al., 2016].
В нашем исследовании представители класса млекопитающих, обитающие в окрестностях п. Борок, по уровню содержания ртути в мышцах расположились в следующее порядке: хищные (куньи) > насекомоядные > грызуны. Значение показателя для псовых и куньих ниже литературно известных для животных районов и территорий, подверженных сильному антропогенному воздействию, однако, сопоставимо с ними.
По данным Всемирной организации здравоохранения большую часть ртути человек получает при частом употреблении в пищу рыбы и морепродуктов [WHO, 1991]. Поэтому основная часть работ по изучению содержания металла в волосах населения (в отсутствие локальных источников ртути) проводилась и проводится в тех регионах мира, где рыба является основным источником белка для подавляющего большинства жителей - в островных, расположенных на берегах мировых океанов и развивающихся государствах. В Куала-Лумпур (Малайзия), значительном торгово-промышленном центре страны, средний уровень общего содержания ртути в волосах жителей составил 3.36 (0.59-18.73 мг/ кг) [Alakili et al., 2008]. Установлена положительная значимая корреляция между общей концентрацией ртути в волосах представителей местного населения и количеством еженедельно потребляемой ими рыбы. Менее выраженной была зависимость значений показателя от возраста, пола и принадлежности к определённой этнической группе (малайской, китайской, индийской), что авторы связали с разницей в пищевых предпочтениях. Многие авторы и до этого
признавали определяющим фактором для процессов аккумуляции металла в волосах наличие в пищевом рационе значительных количеств рыбы и морепродуктов. Влияли на накопление и пол, возраст, наличие вредных привычек, социальное положение и пр. [Sarmani et al., 1994; Dickman et al., 1998; Feng et al., 1998].
Для жителей индийского г. Калькутта и расположенной в его окрестностях рыбацкой деревни Сундарбан изо всех исследованных факторов (возраст, образ жизни, курение, употребление алкоголя и морепродуктов в значительных количествах) определяющими для аккумуляции ртути в волосах оказались возраст и место проживания [Gibb et al., 2016]. Концентрация ртути у жителей развивающихся стран Кении, Индонезии, Танзании составила 0.48-4.6 и у более 61% обследованных превышала 1 мг/кг [Trasande et al., 2016]. С увеличением значения показателя авторами отмечено снижение уровня интеллекта у пациентов.
В России в специализированных учреждениях проводятся исследования содержания металла в волосах и других средах (кровь, моча) пациентов, как правило, в тех случаях, когда есть подозрение на отравление ртутью. В последнее время появились работы, в которых делается попытка оценить ситуацию с загрязнением на территориях, испытывающих различную ртутную нагрузку: от природоохранных заповедников до крупных промышленных центров. В крупном промышленном г. Череповец, расположенном на противоположной стороне Рыбинского водохранилища севернее п. Борок, было проведено исследование концентрации ртути в волосах 217 (155
женщин и 62 мужчин) [Максимова, Иванова, 2016 (Maksimova, Ivanova, 2016)]. Минимальное значение показателя было ниже порога аналитического обнаружения (около 0), максимальное - 3.05 , и только у 2% обследованных превышало 1 мг/кг. Достоверных различий по содержанию ртути между женщинами и мужчинами обнаружено не было, в отличие от более высоких значений показателя для возрастной группы старше 35 лет. Авторы констатировали, что концентрация металла в волосах жителей города не превышает биологически допустимых значений (5.0 мг/кг), принятых в РФ. Однако по данным Всемирной организации здравоохранения содержание ртути в волосах, превышающее 2 мг/кг, удваивает риск возникновения сердечно-сосудистых заболеваний [WHO, 2004].
У 64-х обследованных жителей поселка (25 женщин и 35 мужчин) содержание ртути в волосах варьировало в диапазоне 0.015.49 мг/кг. У мужчин значение было выше и зависело от стажа курения. То, что не было выявлено различий между группами, употребляющими с разной частотой рыбу, связано, возможно, с ограниченностью выборки. Зависимости содержания металла в волосах от возраста не выявлено: по этому признаку группы обследованных жителей посёлка были однородны. То, что максимально высокая концентрация ртути (5.49 мг/кг) была установлена для одного мужчины, и только у 3% обследованных она превышала 2 мг/кг, свидетельствует, что и по этому показателю существенных проблем с загрязнением ртутью в посёлке нет.
ЗАКЛЮЧЕНИЕ
Почвы и донные отложения водоемов п. Борок и прилегающих к нему территорий в связи с низким содержанием в них ртути не могут быть источниками поступления токсичных соединений металла в биотические компоненты экосистем. Исключение составляет объект хозяйственной деятельности - отводной канал очистных сооружений, однако, масштабы этого сооружения невелики по сравнению с объемами водохранилища и других водоемов в пределах обследованной территории. Поступление ртути из отводного канала в окружающие его биотопы ограничено. Несмотря на высокие концентрации ртути в его донных отложениях и обитающих там беспозвоночных, содержание металла в пауках,
отловленных в непосредственной близости отводного канала, не отличается от уровней накопления ртути в пауках с суходольного луга, т.е. на значительном расстоянии от канала. Корреляционной зависимости между содержанием ртути в почвах и пауках не отмечено, что может свидетельствовать о незначительном поступлении металла в биотические компоненты из почв, в отличие от водоемов, где установлена слабая связь между уровнем накопления его в гидробионтах и содержанием в донных отложениях. Выявленные отличия в накоплении ртути между представителями гомотопных и гетеротопных организмов свидетельствуют, что гетеротопные организмы, накапливающие большее количество металла,
с одной стороны, опасны для поедающих их животных, а с другой - могут быть каналом переноса потенциально токсичных соединений из водных экосистем в наземные. Максимальные уровни накопления ртути в мышцах рыб зарегистрированы у окуня и щуки, преимущественно хищных видов, а у птиц и млекопитающих наибольшие концентрации ртути определены у представителей, в рацион питания которых входят рыбы и другие гидробионты. Хищные птицы и млекопитающие, в рацион питания которых рыба и гидробионты не входят, накапливают ртуть в незначительных количествах, соизмеримых с содержанием металла в организмах гомотопных видов или растительноядных животных. Что свидетель-
ствует, во-первых, о небольшом участии растительности в процессах миграции ртути и, во-вторых, о преимущественной приуроченности поступления ртути в биотические компоненты к водным экосистемам. Установленные уровни содержания ртути в волосах жителей поселка соизмеримы с концентрациями в биологическом материале животных, питающихся рыбой, и значительно выше, чем у растительноядных. Несмотря на умеренные уровни содержания металла в волосах жителей поселка, где нет других значительных источников поступления металла в организм, кроме пищи (употребления рыбы из местных водоемов), риск для здоровья некоторых групп населения существует.
Авторы выражают благодарность сотруднику лаборатории физиологии и токсикологии водных животных, к.б.н. Л.Н. Лапкиной и выпускнице Воронежского ГУ В.А. Королёвой за предоставленные данные по червям и паукообразным.
СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ
Гелетей В.Ф., Калмычков Г.В., Пархоменко И.Ю. Ртуть в осадочной толще озера Байкал // Геохимия. 2007. № 2. С. 199-207.
Гладкова Н.С., Малинина М.С. Модель распределения валовой ртути в профиле лесных подзолистых почв // Почвоведение. 2005. № 8. С. 848-854.
Гремячих В.А., Гребенюк Л.П., Комов В.Т., Степанова И.К. Накопление ртути и ее тератогенное действие на личинок Chironomus riparius Meigen (Díptera: Chironomidae) // Биология внутр. вод. 2006. № 1. С. 99-107.
Гремячих В.А., Комов В.Т. Особенности накопления ртути в мышцах окуня // Состояние экосистемы озера Неро в начале XXI века. М.: Наука, 2008. С. 263-275.
Гремячих В.А., Комов В.Т., Транквилевский Д.В., Шаповалов М.И., Моторин А.А. Содержание ртути в водных и амфибиотических насекомых различных водоёмов и водотоков европейской части России // Гидроэнтомология в России и в сопредельных странах: Матер. V Всероссийского симпозиума по амфибиотическим и водным насекомым. Борок, 2013. С. 46-51.
Иванов А.В. Пауки. Их строение, образ жизни и значение для человека. Л.: Типография ЛОЛГУ, 1965. 304 с.
Комаровский Ф.Я., Полищук Л.Р. Ртуть и другие тяжелые металлы в водной среде: миграции, накопление, токсичность для гидробионтов // Гидробиол. журн. 1981. Т. XVII. № 5. С. 71-83.
Комов В.Т., Степанова И.К., Гремячих В.А. Содержание ртути в мышцах рыб из водоемов Северо-Запада России: причины интенсивного накопления и оценка негативного эффекта на состояние здоровья людей // Актуальные проблемы водной токсикологии: Сб. тез. докл. Борок, 2004. С. 99-123.
Комов В.Т., Гремячих В.А., Камшилова Т.Б., Лобус Н.В. Содержание ртути в мышцах окуня из озёр Полистово-Ловатского верхового болотного массива // Труды государственного природного заповедника «Рдейский». Великий Новгород. 2009. С. 102-115.
Комов В.Т., Гремячих В.А., Сапельников С.Ф., Удоденко Ю.Г. Содержание ртути в почвах и в мелких млекопитающих различных биотопов Воронежского заповедника // Ртуть в биосфере. Эколого-геохимические аспекты: Матер. Международного симпозиума. М.: ГЕОХИ РАН, 2010. С. 281-286.
Комов В.Т., Стёпина Е.С., Гремячих В.А., Поддубная Н.Я., Борисов М.Я. Содержание ртути в органах млекопитающих семейства куньих (Mustelidae) Вологодской области // Поволжский экол. ж. 2012. № 4. С. 385-393.
Кузубова Л.И., Шуваева О.В., Аношин Г.Н. Метилртуть в окружающей среде: распространение, образование в природе, методы определения. Аналит. обзор // Экология. Вып. 59. Новосибирск: ГПНТБ СОРАН, 2000. 82 с.
Леонова Г.А. Биогеохимическая индикация загрязнения водных экосистем тяжёлыми металлами // Водн. ресурсы. 2004. Т. 31. № 2. С. 215-222.
Максимова О.Ю., Иванова Е.С. Содержание ртути в волосах жителей г. Череповец Вологодской области // Международный студенческий научный вестник. 2016. №4. С. 268-272.
Моисеенко Т.И., Гашкина Н.А. Биоаккумуляция ртути в рыбах как индикатор уровня загрязнения вод // Геохимия. 2016. № 6. С. 495-504.
Мур Дж. В., Рамамурти С. Тяжелые металлы в природных водах. М.: Мир, 1987. 288 с.
Федоров Ю.А., Овсепян А.Э., Лисицын А.П., Доценко И.В., Новигатский А.Н., Шевченко В.П. Закономерности распределения ртути в донных отложениях по разрезу река Северная Двина - Белое море // Доклады академии наук . 2011. Т. 436. № 1. С. 99-102.
Ackerman J.T., Eagles-Smith C.A., Herzog M.P. Bird mercury concentrations change rapidly as chicks age: toxicologi-cal risk is highest at hatching and fledging // Environ. Sci. Technol. 2011. V. 45. P. 5418-5425.
Adams D.H., Sonne C., Basu N., Dietz R., Nam D.H., Leifsson P.S., Jensen A.L. Mercury contamination in spotted seatrout, Cynoscion nebulosus: An assessment of liver, kidney, blood and nervous system health // Sci. Total Environ. 2010. V. 408. P. 5808-5816.
Alakili I., Bobaker A.M., Sarmani S.B., Elkhidir E. Determination of total mercury concentration level in hair of the Kuala Lumpur residents: A Linear Regression Approach // Garyounis Univ. Press J. Sci. Its Appl. 2008. V. 2. №. 1. P. 52-59.
Alleva E., Francia N., Pandolfi M., De Marinis A.M., Chiarotti F., Santucci D. Organochlorine and heavy-metal contaminants in wild mammals and birds of Urbino-Pesaro province, Italy: an analytic overview for potential bioindica-tors // Arch. Environ. Contam. Toxicol. 2006. V. 51. P. 123-134.
Bacon J.R., Davidson C.M. Is there a future for sequential chemical extraction? // Analyst. 2008. V. 133. Р. 25-46.
Bilandzic N., Dezdek D., Sedak M., Dokic M., Solomun B., Varenina I., Knezevic Z., Slavica A. Concentrations of trace elements in tissues of red fox (Vulpes vulpes) and stone marten (Martesfoina) from suburban and rural areas in Croatia // Bull. Environ. Contam. Toxicol. 2010. V. 85. P. 486-491.
Dickman M., Leung C., Leung M. Hong Kong male subfertility links to mercury inhuman hair and fish // Sci. Total. Environ. 1998. V. 214. P. 165-174.
Driscoll C.T., Mason R.P., Chan H.M., Jacob D.J., Pirrone N. Mercury as a global pollutant: Sources, pathways, and effects // Environ. Sci. Technol. 2013. V. 47. P. 4967-4983.
Elliot J.E., Machmer M.M., Wilson L.K., Henny C.J. Contaminants in ospreys from the Pacific Northwest: оrganochlorine pesticides, polychlorinated biphenils, and mercury, 1991-1997 // Arch. Environ. Contam. Toxicol. 2000. V. 38. P. 93-106.
Environmental chemistry and toxicology of mercury. Hoboken, New Jersey: John Wiley & Sons, Inc., 2012. 596 p.
Evans R.D., Addison E.M., Villeneuve J.Y., MacDonald K.S., Joachim D.G. Distribution of inorganic and methylmercury among tissues in mink (Mustela vison) and otter (Lutra canadensis) // Environ. Res. (Sect. A). 2000. V. 84. P. 133-139.
Feng Q., Suzuki Y., Hisashige A. Hair mercury levels of residents in China, Indonesia and Japan // Arch. Environ Health. 1998. V. 53. № 1. P. 36-44.
Fortin C., Beauchamp G., Dansereau M., Lariviere N., Belanger D. Spatial variation in mercury concentrations in wild mink and river otter carcasses from the James Bay Territory, Quebec, Canada // Arch. Environ. Contam. Toxicol. 2001. V. 40. P. 121-127.
Gibb H., O'Leary K.G., Sarkar S.K., Wang J., Liguori L., Rainis H., Smith K.A., Chatterjee M. Hair mercury concentrations in residents of Sundarban and Calcutta, India // Environ. Res. 2016. V.150. P. 616-621.
Gosar M., Pirc S., Bidovec M. Mercury in the Idrijca River sediments as a reflection of mining and smelting activities of the Idrija mercury mine // J. Geochem. Exploration. 1997. V. 58. P. 125-131.
Greenfield B.K., Hrabik T.R., Harvey C.J., Carpenter S.R. Predicting mercury levels in yellow perch: use of water chemistry trophic ecology and spatial taints // Can. J. Fish. Aquat. Sci. 2001. № 58. P. 1419-1429.
Hughes K.D., Ewins P.J., Clark K.E. A comparison of mercury levels in feathers and eggs of osprey (Pandion haliae-tus) in the North American Great Lakes // Arch. Environ. Contam. Toxicol. 1997. V. 33. P. 441 -452.
Kalisinska E., Lisowski P., Salicki W., Kucharska T., Kavetska K. Mercury in wild terrestrial carnivorous mammals from north-western Poland and unusual fish diet of red fox // Acta. Theriol. 2009. V. 54. P. 345-356.
Kalisinska E., Gorecki J., Lanocha N., Okonska A. Total and methylmercury in soft tissues of white-tailed eagle (Haliaeetus albicilla) and osprey (Pandion haliaetus) collected in Poland // AMBIO. 2014. V. 43. P. 858-870. DOI 10.1007/ s 13280-014-0533-8.
Komov V.T., Ivanova E.S., Gremyachikh V.A. Mercury content in organs and tissues of indigenous (Vulpes vulpes L.) and invasive (Nyctereutes procyonoides Gray) species of canids from areas near Cherepovets (North-Western) // Bull Environ Contam Toxicol. 2016. V. 97. № 4. Р. 480-485. DOI 10.1007/s00128-016-1891-7.
Koniarz T., Tarnawski M., Baran A., Florenska N. Mercury contamination of bottom sediments in water reservoirs of southern Polland // Geology, Geophysics and Environment. 2015. V. 41. № 2. Р. 169-175.
Luengen A.C., Foslund H.V., Greenfield B.K. Decline in methylmercury in museum-preserved bivalves from San Francisco Bay, California // Sci. Total Envir. 2016. V. 572. P. 782-793.
Mason R.P., Choi A.L., Fitzgerald W.F., Hammerschmidt C.R., Lamborg C.H., Soerensen A.L., Sunderland E.M. Mercury biogeochemical cycling in the ocean and policy implications // Environ. Res. 2012. V. 119. P. 101-117.
Mergler D., Anderson H.A., Chan L.H.M., Mahaffey K.R., Murray M., Sakamoto M., Stern A.H. Methylmercury exposure and health effects in humans: a worldwide concern // Ambio: J. Hum. Environ. 2007. V. 36. P. 3-11.
Merritt K.A., Amirbahman A. Mercury dynamics insulfide-rich sediments: geochemical influence on contaminant mobilization within the Penobscot River estuary, Maine, USA // Geochim. Cosmochim. Acta. 2007. V. 71. P. 929-941.
Millan J., Mateo R., Taggart M.A., Lopez-Bao J.V., Viota M., Monsalve L., Camarero P.R., Blazquez E., Jimenez B. Levels of heavy metals and metalloids in critically endangered Iberian lynx and other wild carnivores from Southern Spain // Sci. Total. Environ. 2008. V. 399. P. 193-201.
Penedo-Hernandez J., Marrugo-Negrete J., Diez S. Speciation and bioavailability of mercury in sediments impacted by gold mining in Colombia // Chemosphere. 2015. V. 119. P. 1289-1295.
Rask M., Metsala T.R., Salonen K. Mercury in the food chains of a small polyhumic forest lake in Southern Finland // Mercury pollution: integration and synthesis. Boca Raton: Florida: Lewis Publ., 1994. P. 409-425.
Sarmani S., Kiprawi A., Ismail R. Mercury determination in hair of Malaysian fishermen by neutron activation analysis // Biol. Trace Element. Res. 1994. V. 44. P. 435-441.
Scheuhammer A.M., Meyer M.W., Sandheinrich M.B., Murray M.W. Effects of environmental methylmercury on health of wild birds, mammals, and fish // AMBIO. 2007. V. 36. P. 12-18.
Sokal R.R., Rohlf F.J. Biometry. The principals and practice of statistics in biological research. NY.: W.H. Freeman and Co., 1995. 887 p.
Stepanova I.K., Komov V.T. Mercury accumulation in fish from water bodies of the Vologodskaya Oblast // Russ. J. Ecol. 1997. V. 28. № 4. P. 260-265.
Trasande L., DiGangi J., Evers D.C., Petrlik J., Buck D.G., Beeler B., Turnguist M.A., Regan K. Economic implications of mercury exposure in the context of the global mercury treaty: hair mercury levels and estimated lost economic productivity in selected developing countries // J. Environ. Management. 2016. V. 183. P 229-235.
Ullrich S.M., Tanton T.W., Abdrashitova S.A. Mercury in the aquatic environment: A review of factors affecting meth-ylation. Critical Reviews // Environ. Sci. Techn. 2001. V. 31. № 3. P. 241-293.
Ullrich S.M., Ilyushchenko M.A., Uskov G.A., Tanton T.A. Mercury distribution and transport in a contaminated river system in Kazakhstan and associated impacts on aquatic biota // Applied Geochemistry. 2007. № 22. P. 2706-2734.
WHO. Inorganic mercury // Environmental Health Criteria. International Program on Chemical Safety. Geneva: WHO, 1991. № 118. 134 p.
WHO. Evaluation of certain food additives and contaminants (Sixty-first report of the Joint FAO/WHO Expert Committee on Food Additives) // WHO Technical Report Series. № 922. Geneva: WHO, 2004. 176 p.
Wiener J.G., Krabbenhoft D.P., Heinz G.H., Scheuhammer A.M. Ecotoxicology of mercury // Handbook of Ecotoxicol-ogy. Boca Raton: Lewis Publishers, 2002. P. 409-463.
Wiener J.G. Mercury exposed: Advances in environmental analysis and ecotoxicology of a highly toxic metal // Environ. Toxicol. Chem. 2013. V. 32. № 10. P. 2175-2178.
Yates D.E., Mayach D.T., Munney K., Evers D.C., Major A., Kaur T., Taylor R.J. Mercury Levels in Mink (Mustela vison) and River Otter (Lontra canadensis) from Northeastern North America // Ecotoxicology. 2005. V. 14. P. 263-274.
REFERENCES
Ackerman J.T., Eagles-Smith C.A., Herzog M.P. 2011. Bird mercury concentrations change rapidly as chicks age: toxi-cological risk is highest at hatching and fledging // Environ. Sci. Technol. V.45. P. 5418-5425.
Adams D.H., Sonne C., Basu N., Dietz R., Nam D-H., Leifsson P.S., Jensen A.L. 2010. Mercury contamination in spotted seatrout, Cynoscion nebulosus: An assessment of liver, kidney, blood, and nervous system health // Sci. Total Environ. V. 408. P. 5808-5816.
Alakili I., Bobaker A.M., Sarmani S.B., Elkhidir E. 2008. Determination of total mercury concentration level in hair of the Kuala Lumpur residents: A Linear Regression Approach // Garyounis University Press Journal of Science and Its Applications. V. 2. № 1. P. 52-59.
Alleva E., Francia N., Pandolfi M., De Marinis A.M., Chiarotti F., Santucci D. 2006. Organochlorine and heavy -metal contaminants in wild mammals and birds of Urbino-Pesaro province, Italy: an analytic overview for potential bioin-dicators // Arch. Environ. Contam. Toxicol. V. 51. P. 123-134.
Bacon J.R., Davidson C.M. 2008. Is there a future for sequential chemical extraction? // Analyst. V. 133. P. 25-46.
Bilandzic N., Dezdek D., Sedak M., Dokic M., Solomun B., Varenina I., Knezevic Z., Slavica A. 2010. Concentrations of trace elements in tissues of red fox (Vulpes vulpes) and stone marten (Martes foina) from suburban and rural areas in Croatia // Bull. Environ. Contam. Toxicol. V. 85. P. 486-491.
Dickman M., Leung C., Leung M. 1998. Hong Kong male subfertility links to mercury in human hair and fish // Sci. Total. Environ. V. 214. P. 165-174.
Driscoll C.T., Mason R.P., Chan H.M., Jacob D.J., Pirrone N. 2013. Mercury as a global pollutant: Sources, pathways, and effects // Environ. Sci. Technol. V. 47. P. 4967-4983.
Environmental chemistry and toxicology of mercury. 2012. Hoboken, New Jersey: John Wiley & Sons, Inc. 596 p.
Elliot J.E., Machmer M.M., Wilson L.K., Henny C.J. 2000. Contaminants in ospreys from the Pacific Northwest: Organochlorine pesticides, polychlorinated biphenils, and mercury, 1991-1997 // Arch. Environ. Contam. Toxicol. V. 38. P. 93-106.
Evans R.D., Addison E.M., Villeneuve J.Y., MacDonald K.S., Joachim D.G. 2000. Distribution of inorganic and methyl-mercury among tissues in mink (Mustela vison) and otter (Lutra canadensis) // Environ. Res. (Sect. A). V. 84. P. 133-139.
Fedorov Ju.A., Ovsepjan A.Je., Lisicyn A.P., Docenko I.V., Novigatskij A.N., Shevchenko V.P. 2011. Zakonomernosti raspredelenija rtuti v donnyh otlozhenijah po razrezu reka Severnaja Dvina - Beloe more [Laws of distribution of mercury in sediments along the section of the Northern Dvina River - White Sea] // Doklady akademii nauk. V. 436. № 1. S. 99-102. [In Russian]
Feng Q., Suzuki Y., Hisashige A. 1998. Hair mercury levels of residents in China, Indonesia and Japan // Arch. Environ Health. V. 53. № 1. P. 36-44.
Fortin C., Beauchamp G., Dansereau M., Lariviere N., Belanger D. 2001. Spatial variation in mercury concentrations in wild mink and river otter carcasses from the James Bay Territory, Quebec, Canada // Arch. Environ. Contam. Toxicol. V. 40. P. 121-127.
Geletej V.F., Kalmychkov G.V., Parhomenko I.Ju. 2007. Rtut' v osadochnoj tolshhe ozera Bajkal [The mercury in the sediment of Lake Baikal] // Geohimija. № 2. S. 199-207. [In Russian]
Gibb H., OLeary K.G., Sarkar S.K., Wang J., Liguori L., Rainis H., Smith K.A., Chatterjee M. 2016. Hair mercury concentrations in residents of Sundarban and Calcutta, India // Environ. Res. V. 150. P. 616-621.
Gladkova N.S., Malinina M.S. 2005. Model' raspredelenija valovoj rtuti v profile lesnyh podzolistyh pochv [Model distribution gross mercury in forest podzolic soil profile] // Pochvovedenie. № 8. S. 848-854. [In Russian]
Gosar M., Pirc S., Bidovec M. 1997. Mercury in the Idrijca river sediments as a reflection of mining and smelting activities of the Idrija mercury mine // J. Geochem. Exploration. V. 58. P. 125-131.
Greenfield B.K., Hrabik T.R., Harvey C.J., Carpenter S.R. 2001. Predicting mercury levels in yellow perch: use of water chemistry trophic ecology and spatial taints // Can. J. Fish. Aquat. Sci. № 58. P. 1419-1429.
Gremyachikh V.A., Grebenyuk L.P., Komov V.T., Stepanova I.K. 2006. Nakopleniye rtuti i yeye teratogennoye deystviye na lichinok Chironomus riparius Meigen (Diptera: Chironomidae) [Accumulation of mercury and its teratogenic effect on the larvae of Chironomus riparius Meigen (Diptera: Chironomidae)] // Biology Inl. Water. № 1. C.99-107. [In Russian]
Gremjachikh V.A., Komov V.T. 2008. Osobennosti nakoplenija rtuti v myshcah okunja [Features of mercury accumulation in the muscles of perch] // Sostojanie jekosistemy ozera Nero v nachale XXI veka. M.: Nauka, S. 263-275. [In Russian]
Gremjachikh V.A., Komov V.T., Trankvilevskij D.V., Shapovalov M.I., Motorin A.A. 2013. Soderzhanie rtuti v vod-nyh i amfibioticheskih nasekomyh razlichnyh vodojomov i vodotokov evropejskoj chasti Rossii [The content of mercury in the water and aquatic insects of different reservoirs and waterways of European Russia] // Gidrojen-tomologija v Rossii i v sopredel'nyh stranah: Mater. V Vserossijskogo simpoziuma po amfibioticheskim i vodnym nasekomym. Jaroslavl': Filigran', S. 46-51. [In Russian]
Hughes K.D., Ewins P.J., Clark K.E. 1997. A comparison of mercury levels in feathers and eggs of osprey (Pandion haliaetus) in the North American Great Lakes // Arch. Environ. Contam. Toxicol. V. 33. P. 441-452.
Ivanov A.V. 1965. Pauki [Spiders]. Leningrad: Tipografija LOLGU, S. 195. [In Russian]
Kalisinska E., Lisowski P., Salicki W., Kucharska T., Kavetska K. 2009. Mercury in wild terrestrial carnivorous mammals from north-western Poland and unusual fish diet of red fox // Acta. Theriol. V. 54. P. 345-356.
Kalisinska E., Gorecki J., Lanocha N., Okonska A. 2014. Total and methylmercury in soft tissues of white-tailed eagle (Haliaeetus albicilla) and osprey (Pandion haliaetus) collected in Poland // AMBIO. V. 43. P. 858-870. DOI 10.1007/ s 13280-014-0533-8.
Komarovsky F.Ya., Polishchuk L.R. 1981. Rtut i drugie tyazhelyie metallyi v vodnoy srede: migratsii, nakoplenie, toksichnost dlya gidrobiontov [Mercury and other heavy metals in an aqueous medium: migration, accumulation, toxicity for hydrobionts] // Gidrobiol. Journal. T. XVII. № 5. S. 71-83.
Komov V.T., Stepanova I.K., Gremjachikh V.A. 2004. Soderzhanie rtuti v myshcah ryb iz vodoemov Severo-Zapada Rossii: prichiny intensivnogo nakoplenija i ocenka negativnogo jefekta na sostojanie zdorov'ja ljudej [Mercury in the muscles of fish from waters of the North-West of Russia: Causes intensive accumulation and assessment of adverse effects on human health] // Aktual'nye problemy vodnoj toksikologii: Sb. tez. dokl. Borok, S. 99-123. [In Russian]
Komov V.T., Gremjachikh V.A., Kamshilova T.B., Lobus N.V. 2009. Soderzhanie rtuti v myshcah okunja iz ozjor Polistovo-Lovatskogo verhovogo bolotnogo massiva [The mercury content in the muscles of perch from lakes Polis-tovo-Lovatskaya upland bog] // Trudy gosudarstvennogo prirodnogo zapovednika «Rdejskij». Velikij Novgorod. S. 102-115. [In Russian]
Komov V.T., Stjopina E.S., Gremjachikh V.A., Poddubnaja N.Ja., Borisov M.Ja. 2012. Soderzhanie rtuti v organah mlekopitajushhih semejstva kun'ih (Mustelidae) Vologodskoj oblasti [The content of mercury in the bodies of mammals weasel family (Mustelidae) Vologda region] // Povolzhskij jekologicheskij zhurnal. № 4. S. 385-393. [In Russian]
Komov V.T., Gremjachikh V.A., Sapel'nikov S.F., Udodenko Ju.G. 2012. Soderzhanie rtuti v pochvah i v melkih mlekopitajushhih razlichnyh biotopov Voronezhskogo zapovednika [The content of mercury in soils and small mammals of different habitats Voronezh Reserve] // Mercury in the biosphere. Ecological-geochemical aspects: Mater. Mezhdunarodnogo simpoziuma. M.: GEOHI RAN, S. 281-286. [In Russian]
Komov V.T., Ivanova E.S., Gremyachikh V.A. 2016. Mercury content in organs and tissues of indigenous (Vulpes vul-pes L.) and invasive (Nyctereutes procyonoides Gray) species of canids from areas near Cherepovets (Northwestern) // Bull Environ Contam Toxicol. V. 97. № 4. P. 480-485. DOI 10.1007/s00128-016-1891-7.
Koniarz T., Tarnawski M., Baran A., Florenska N. 2015. Mercury contamination of bottom sediments in water reservoirs of southern Polland // Geology, Geophysics and Environment. V. 41. № 2. P. 169-175.
Kuzubova L.I., Shuvaeva O.V., Anoshin G.N. 2000. Metilrtut' v okruzhajushhej srede: (Rasprostranenie, obrazovanie v prirode, metody opredelenija) [Methylmercury in the environment: (Dissemination, education in nature, methods of determination]. Analit. Obzor // Ecology. V. 59. Novosibirsk: GPNTB SORAN, 82 s. [In Russian]
Leonova G.A. 2004. Biogeohimicheskaja indikacija zagrjaznenija vodnyh jekosistem tjazhjolymi metallami [Biogeo-chemical aquatic ecosystems contamination by heavy metals indication] // Vodnye resursy. T. 31. № 2. S. 215-222. [In Russian]
Luengen A.C., Foslund H.V., Greenfield B.K. 2016. Decline in methylmercury in museum-preserved bivalves from San Francisco Bay, California // Sci. of the Total Envir. V. 572. P. 782-793.
Maksimova O.Ju., Ivanova E.S. 2016. Soderzhanie rtuti v volosah zhitelej g. Cherepovca, Vologodskoj oblasti [The content of mercury in the hair of inhabitants of Cherepovets, Vologda Oblast]. // Mezhdunarodnyj studencheskij nauchnyj vestnik. №4. S. 268-272. [In Russian]
Mason R.P., Choi A.L., Fitzgerald W.F., Hammerschmidt C.R., Lamborg C.H., Soerensen A.L., Sunderland E.M. 2012. Mercury biogeochemical cycling in the ocean and policy implications // Environ. Res. V. 119. P. 101-117.
Mergler D., Anderson H.A., Chan L.H.M., Mahaffey K.R., Murray M., Sakamoto M., Stern A.H. 2007. Methylmercury exposure and health effects in humans: a worldwide concern // Ambio: J. Hum. Environ. V. 36. P. 3-11.
Merritt K.A., Amirbahman A. 2007. Mercury dynamics insulfide-rich sediments: geochemical influence on contaminant mobilization within the Penobscot River estuary, Maine, USA // Geochim. Cosmochim. Acta. V. 71. P. 929-941.
Millan J., Mateo R., Taggart M.A., Lopez-Bao J.V., Viota M., Monsalve L., Camarero P.R., Blazquez E., Jimenez B. 2008. Levels of heavy metals and metalloids in critically endangered Iberian lynx and other wild carnivores from Southern Spain // Sci. Total. Environ. V. 399. P. 193-201.
Moiseenko T.I., Gashkina N.A. 2016. Bioakkumuljacija rtuti v rybah kak indikator urovnja zagrjaznenija vod [The bioaccumulation of mercury in fish as an indicator of water pollution] // Geohimija. № 6. S. 495-504. DOI:10. 7868/s0016752516060042 [In Russian]
Mur Dzh. V., Ramamurti S. 1987. Tjazhelye metally v prirodnyh vodah [Heavy metals in natural waters] // M.: Mir. 288 s. [In Russian]
Penedo-Hernandez J., Marrugo-Negrete J., Diez S. 2015. Speciation and biovailability of mercury in sediments impacted by gold mining in Colombia // Chemosphere. V. 119. P. 1289-1295.
Rask M., Metsala T.R., Salonen K. 1994. Mercury in the food chains of a small polyhumic forest lake in Southern Finland // Mercury pollution: integration and synthesis. Boca Raton, Florida: Lewis Publ. P. 409-425.
Sarmani S., Kiprawi A., Ismail R. 1994. Mercury determination in hair of Malaysian fishermen by neutron activation analysis // Biol. Trace Element. Res. V. 44. P. 435-441.
Scheuhammer A.M., Meyer M.W., Sandheinrich M.B., Murray M.W. 2007. Effects of environmental methylmercury on health of wild birds, mammals, and fish // AMBIO. V. 36. P. 12-18.
Sokal R.R., Rohlf F. J. 1995. Biometry. The principals and practice of statistics in biological research. NY.: W.H. Freeman and Co., 887 p.
Stepanova I.K., Komov V.T. 1997. Mercury accumulation in fish from water bodies of the Vologodskaya Oblast // Russ. J. Ecol. V. 28. № 4. P. 260-265.
Trasande L., DiGangi J., Evers D.C., Petrlik J., Buck D.G., Beeler B., Turnguist M.A., Regan K. 2016. Economic implications of mercury exposure in the context of the global mercury treaty: Hair mercury levels and estimated lost economic productivity in selected developing countries // J. Environ. Management. V. 183. P. 229-235.
Ullrich S.M., Tanton T.W., Abdrashitova S.A. 2001. Mercury in the aquatic environment: A review of factors affecting methylation. Critical Reviews // Environ. Sci. Techn. V. 31. № 3. P. 241-293.
Ullrich S.M., Ilyushchenko M.A., Uskov G.A., Tanton T.A. 2007. Mercury distribution and transport in a contaminated river system in Kazakhstan and associated impacts on aquatic biota // Applied Geochemistry. № 22. P. 2706-2734.
WHO. 1991. Inorganic mercury. № 118 // Environmental Health Criteria. International Program on Chemical Safe ty. Geneva: WHO. 134 p.
WHO. 2004. Evaluation of certain food additives and contaminants (Sixty-first report of the Joint FAO/WHO Expert Committee on Food Additives) // WHO Technical Report Series. № 922. Geneva: WHO. 176 p.
Wiener J.G., Krabbenhoft D.P., Heinz G.H., Scheuhammer A.M. 2002. Ecotoxicology of mercury // Handbook of Eco-toxicology. Boca Raton: Lewis Publishers. P. 409-463.
Wiener J.G. 2013. Mercury exposed: Advances in environmental analysis and ecotoxicology of a highly toxic metal // Environ. Toxicol. Chem. V. 32. № 10. P. 2175-2178.
Yates D.E., Mayach D.T., Munney K., Evers D.C., Major A., Kaur T., Taylor R.J. 2005. Mercury Levels in Mink (Mustela vison) and River Otter (Lontra canadensis) from Northeastern North America // Ecotoxicology. V. 14. P. 263-274.
MERCURY IN ABIOTIC AND BIOTIC COMPONENTS OF AQUATIC AND TERRESTRIAL ECOSYSTEMS IN THE URBAN SETTLEMENT ON THE SHORE OF THE RYBINSK RESERVOIR
V. T. Komov, V. A. Gremyachikh, Yu. G. Udodenko, Ye. V. Shchedrova, M. Ye. Yelizarov
Papanin Institute for Biology of Inland Waters Russian Academy of Sciences 152742 Borok, Russia, e-mail: vkomov @ ibiw.yaroslavl.ru
The content of mercury is determined in soil, sediments of waterbodies and in organisms of animals from aquatic and terrestrial ecosystems in the settlement and its vicinity on the shore of the Rybinsk Reservoir, where industrial enterprises are completely absent and the agricultural sector is in a depressed state. The recorded mercury concentrations varied in the range of more than two orders. The mercury concentration exceeded the Clarke number in the lithosphere only in bottom sediments of the diversion ditch of the treatment facilities (1.76 mg/kg dry weight) and in soils adjacent to the ditch (0.12 mg/kg dry weight).
The concentration of mercury in organism of aquatic invertebrates was higher in representatives of heterotopic species (larvae and imagoes of insects - up to 0.85 mg/kg dry weight) and lower in homotopic species (mol-lusks - 0.11 mg/kg wet weight). In arachnids with exclusively predatory mode of life the concentration of mercury in the body was higher in aquatic and semi-aquatic species (hydracarina - up to 0.68 mg/kg wet weight, raft spider - up to 0.33 mg/kg dry weight) and lower in animals which were captured in biotopes remote from water-bodies (crab spiders - up to 0.07 mg/kg dry weight).
In all studied groups of vertebrates (fish, birds, mammals) higher levels of mercury accumulations were recorded in animals the diet of which consisted partly of hydrobionts (in muscles of mink, common merganser, predatory fish - the maximum of 0.68-1.33 mg/kg wet weight).
The minimum concentrations of the metal are characteristic of organisms which feed on vegetation or phytophagous animals (in muscles of hare, daw, short-eared owl, fox, and raccoon dog - 0.004-0.14 mg/kg wet weight) that is comparable with the concentration of mercury in mollusks.
In addition to precipitation, and the diversion ditch of water treatment facilities, waterbodies adjacent to the settlement are a resource base of mercury inflowing terrestrial ecosystems via biological transfer.
Keywords: accumulation of mercury, soil, bottom sediments, aquatic organisms, terrestrial animals
