CC BY
58
Труды ИБВВ РАН, вып. 74(77), 2016
УДК 574.583(285.2):579+574.587(285.2):579
ЦИКЛ МЕТАНА В ГРУНТАХ ВОДОХРАНИЛИЩ ВОЛЖСКО-КАМСКОГО КАСКАДА И ЕГО РОЛЬ В ДЕСТРУКЦИИ ОРГАНИЧЕСКОГО ВЕЩЕСТВА
А. Н. Дзюбан
Институт биологии внутренних вод им. И.Д. Папанина РАН 152742. пос. Борок, Ярославская обл., Некоузскийр-н. E-mail: [email protected]
Изучение протекающих в грунтах водохранилищ Волжско-Камского каскада микробных процессов цикла метана и их роли в деструкции органического вещества (ОВ) выявило эколого-географическую зональность как в интенсивности изучаемых процессов, так и в роли метаногенеза (МГ) при распаде ОВ илов.
Количественные оценки МГ в грунтах, выполненные для водоемов всего каскада, свидетельствуют о повсеместной экологической значимости микробных процессов МГ, особенно на участках сильного антропогенного давления, где их вклад в суммарную деструкцию ОВ колеблется в пределах 15-30%, а доля в величине полного анаэробного распада достигает 60-95%.
Более полные данные о масштабах отдельных звеньев илового распада ОВ, полученные по усовершенствованной методике с учетом процессов цикла метана и реассимиляции метаболической СО2, позволили выявить следующие закономерности: 1 - общее количество разрушаемого в осадках ОВ (в среднем на водоем) уменьшается в каскаде с севера на юг; 2 - в водохранилищах Верхней Волге и Камы анаэробные процессы превалируют над аэробными, на Средней Волге они сбалансированы, в водоемах Нижней Волги преобладает аэробная минерализация ОВ, 3 - микробные процессы деструкции и цикла СН4 в донных отложениях водохранилищ Волги и Камы являются не только важнейшим звеном круговорота углерода, но также мощным средообразующим фактором в их экосистемах.
Ключевые слова: цикл метана, деструкция органического вещества, донные отложения.
ВВЕДЕНИЕ
Важная роль бактериального населения водоемов в процессах круговорота органического вещества (ОВ) и "самоочищения воды" общеизвестна, причем особое место в них принадлежит микробным сообществам донных отложений (ДО). Последние подвергают деструкции не успевшие разложиться в водной толще автохтонные и аллохтонные ОВ, среди которых преобладают трудномине-рализуемые, а нередко и токсичные соединения. Функциональная активность отдельных групп бак-териобентоса и, как следствие, интенсивность и направленность идущих в илах микробных деструк-ционных процессов зависит от типа водоемов, их продуктивности, а также от физико-химических условий в грунтах.
При поступлении в отложения растворенного О 2, там преобладает аэробная минерализация ОВ с образованием нейтральных веществ. Однако на загрязненных участках водохранилищ, где накапливаются различные бытовые и хозяйственные отходы, даже в условиях проточности в осадках происходят изменения естественных окислительно-восстановительных (Red/Ox) условий, а также структуры и функционирования микробных сообществ. Последнее ведет к активизации анаэробных процессов деструкции, при этом восстановленные продукты анаэробного распада, токсичные для большинства гидробионтов, выделяются в воду — то есть идет "вторичное загрязнение" водоема.
Известно, что в пресноводных экосистемах процессы метаногенеза (МГ) играют основную роль на конечных этапах анаэробного распада органического вещества (Cappenberg, 1984), и в ходе антропогенного загрязнения водоемов значимость МГ в деструкции ОВ значительно возрастает (Дзюбан, 2010). При этом, образующийся в анаэробных слоях отложений метан, проникая в аэрируемую зону, активно окисляется, что ведет к падению Red/Ox и снижению активности аэробных микробных ценозов. Последнее уменьшает потенциальную способность экосистемы к «самоочищению» и приводит к усилению потока вторичного загрязнения (Дзюбан, 2014). Обозначенные проблемы обуславливают повышенный интерес гидроэкологов к изучению процессов цикла метана, роль которых в общем распаде ОВ, идущего в донных отложениях пресноводных систем, изучена пока недостаточно.
Цель работы — обобщение результатов многолетних исследований, проведенных на водохранилищах Волжско-Камского каскада и прилегающих к ним Шекснинском и Цимлянском, по изучению микробных процессов цикла метана, как звена деструкции органического вещества; выявление основных экологических факторов, влияющих на их направленность и интенсивность; анализ значимости микробного метаногенеза при общей оценке деструкции ОВ в донных отложениях водоемов.
МАТЕРИАЛ И МЕТОДЫ
Исследования по обозначенной тематике проводились на 13-ти крупных водохранилищах Волжско-Камского каскада, а также на Шекснинском и Цимлянском, расположенных в различных
географических и климатических зонах — от южной границы европейской тайги, до полупустынных степей (рис 1).
Рис. 1. Карта-схема расположения водохранилищ Волжско-Камского каскада с примыкающим к ним Шекснин-ским и Цимлянским.
Обследованные водоемы существенно различаются по протяженности, площади водного зеркала и другим морфометрическим характеристикам, по гидрологическому режиму и гидрохимическим условиям (Водохранилища мира, 1979), а также по трофическому статусу (табл. 1).
Таблица 1. Общая характеристика обследованных водохранилищ
Водохранилище £ Н, м Квод, Цветность Уровень
км 2 км2 максимальная средняя в год вод, 0 трофии
Волжский каскад
Иваньковское 145 327 19 3.9 10.6 50-70 Эвтрофный
Угличское 136 249 23 5.0 10.1 55-65 Мезотрофный
Рыбинское 250 4550 30 5.6 1.9 55-75 «»
Горьковское 448 1591 21 5.5 6.1 45-60 Мезо-эвтрофный
Чебоксарское 341 1270 21 4.7 20.9 40-55 «»
Куйбышевское 510 6150 41 9.3 4.2 30-35 «»
Саратовское 312 1831 31 7.0 19.1 25-30 Мезотрофный
Волгоградское 540 3117 41 10 8.0 20-25 Эвтрофный
Камский Каскад
Камское 300 1915 30 6.4 4.2 40-50 *Антропогенно-дистрофный
Воткинское 360 1065 28 8.8 5.8 40-50 «»
Нижнекамское 270 1000 14 2.8 6.6 - Мезотрофный
Бассейны Шексны и Дона
Шекснинское
(без оз. Белое) 120 381 20 3.3 2.5 50-65 Мезотрофный
Цимлянское 360 2700 28 8.0 0.9 20-25 Гипертрофный
Примечание. Кв1 бан, 2010).
— коэффициент водообмена, прочерк (-) — отсутствие данных. * (по Романенко, 1985; Дзю-
Материалы, представленные в настоящей статье, являются результатом анализа полевых наблюдений и экспериментов, а также лабораторных исследований, проводившихся на водохранилищах в период 1987-2007 гг., когда современная схема изучения в водоемах процессов цикла метана как звена микробной деструкции органического вещества уже полностью сформировалась (Дзюбан, 1999). Основная часть исследований велась в летне-осеннее время при максимальном прогреве водной толщи; некоторые работы по упомянутой схеме были выполнены также в период январь-март до вскрытия ледового покрова водоемов.
Общая часть микробиологических исследований на водоемах — отбор проб воды и донных отложений с определением их физико-химических свойств, постановка полевых экспериментов по оценке активности отдельных групп бактериопланктона и бактериобентоса — проводилась стандартными методами, описанными в руководстве (Кузнецов, Дубинина, 1989). Помимо традиционного экспедиционного оборудования в работе использовались такие приборы как: термистер "Т-2м", кис-лородомер "КЛ-115", иономер "Radelkis" для оценки Red/Ox (Eh), а в лабораторных условиях — газовый хроматограф "CHROM-5", сцинтилляционный счетчик "Mark-2" и газохроматографический анализатор грунтов "CNH-1".
Для получения более адекватных данных о происходящих в илах микробных процессах цикла метана и их роли в деструкции органического вещества в стандартную методику исследований было внесено ряд изменений и усовершенствований. Так при определении аэробной деструкции ОВ в схему опытов были добавлены эксперименты с использованием дыхательного яда сулемы для разделения бактериального и химического потребления кислорода (Dzyuban, 1999). Для оценки полной иловой деструкции оказалось необходимым учитывать потери выделяемой в ходе распада ОВ углекислоты (СО2) при ее реассимиляции (РА). Последняя происходит как за счет общебактериальной темно-вой ассимиляции СО2 (ТА), так и при автохтонном МГ при синтезе метана из СО2 и Н2. Обнаружение и количественная оценка микробного МГ, идущего в присутствии О2, а также адекватная оценка ме-танокисления (МО), особенно в микроаэробных условиях, стали возможными лишь с применением ингибиторов МО (Dzyuban, 1999), для чего использовался раствор аллилтиомочевины (Bange, et al., 1998). Для полевых экспериментов были сконструированы: стратометрический флакон, позволяющий проводить опыты с иловой колонкой естественной структуры и поплавковая камера для оценки эмиссии СН4 с поверхности водоемов (Дзюбан, 2010).
Интенсивность процессов цикла метана определяли газохроматографическим способом (Sorrell, Boon, 1992), оценивая содержание СН4 в анализируемых пробах методом фазового равновесия (Naguib, 1978) на хроматографе "Chrom-5" с пламенно-ионизационным детектором и сорбентом "Porapac-N" в токе гелия. Постановка полевых экспериментов и ход лабораторной обработки описаны ранее (Dzyuban, 1999). Расчеты интенсивности образования метана, его окисления и выделения из грунтов в воду (ВМ) делали по разности содержания СН4 между контролем (К) и различными вариантами опытов (ОП), учитывая объемы ила, воды, газовой фазы (Naguib, 1978; Кузнецов, Дубинина, 1989; Dzyuban, 1999), а также площадь поверхности грунтового колонки-монолита при оценке ВМ (Дзюбан, 2002). Общая схема такова:
МГ (анаэробные условия) = ОП (без добавок) - К МГ (аэробные условия) = ОП (с ингибитором МО) - К МО = ОП (с ингибитором МО) - ОП (без добавок) ВМ = ОП (с монолитом без добавок) - К (с монолитом)
При оценке валового распада ОВ в осадках основным методом до сих пор является измерение выделяемой илами в придонную воду метаболической СО2 (Добщ), а аэробной деструкции (Да) — поглощение из придонной воды растворенного О2. Анаэробная же составляющая (Дан) определяется по разности Добщ - Да. Однако углубленные исследования показали, что отсутствие данных по реассими-ляции СО2, идущей в опытах при автохтонном МГ, а также при бактериальной ТА, ведет к пониженной оценке Добщ и Дан, вплоть до появления в расчетах "отрицательных" результатов анаэробного распада (Dzyuban, 1999).
С получением новых данных илового МГ (учитывая, что на долю синтеза СН4 из Н2 и СО2 приходится в среднем 50% (Беляев и др., 1979)), а также бактериобентосной ТА, определяемой радио-нуклидным способом (Кузнецов, Дубинина, 1989), удалось восполнить отмеченные ранее недостатки метода. Автором была предложена новая схема полного расчета распада органического вещества в донных отложениях — суммарной деструкции (Дсум), а также полной анаэробной деструкции (Дан-п) (Дзюбан, 2010; Dzyuban, 1999):
Дсум = Добщ + РА (расход С/СО2 при ТА и С от МГ), отсюда
Дан-п = (Добщ + РА) - Даэр или = Дсум - Даэр
РЕЗУЛЬТАТЫ ИССЛЕДОВАНИЯ И ИХ ОБСУЖДЕНИЕ На формирование донных отложений в водохранилищах влияют не только особенности климатических условий и окружающего природного ландшафта, но также уровень их продуктивности, гидрологический режим на отдельных участках, степень и характер антропогенного воздействия. Этим обусловлено чрезвычайное разнообразие грунтов в водоемах каскада по физико-химическим свойствам (табл. 2), особенно важными из которых для функционирования бактериобентоса, являются Red-Ox условия, а также содержание и состав ОВ.
Таблица 2. Общая характеристика типичных грунтов на различных участках водохранилищ (слой 0-3 см)
Тип грунтов Eh, mB Сорг, мг/см3 Кобщ, мг/дм3 СН4, мл/дм3
0-1 см 1-3 см общий Слг
Речные пески 180-100 75-40 0.5-3.7 0.1-0.2 0.1-0.2 <0.1
Илистые пески 105-30 40-(-65) 3.2-7.2 0.3-0.6 0.2-0.9 0.01-0.1
Песчанистые илы 85-40 -10-(-85) 5.3-16.6 0.1-1.4 0.2-0.9 0.9-5.7
Глинистые илы 60-10 -10-(-105) 8.5-16.8 0.6-1.6 0.2-0.9 0.9-7.7
Детритные илы 85-10 -10-(-80) 9.2-26.4 1.3-3.1 0.9-2.1 2.1-10.5
Техногенные илы 25-(-85) -45-(-135) 7.9-30.1 0.8-3.8 1.1-3.2 8.2-50.6
Деструкция органического вещества. Многолетние работы (1979-1987 гг.) по изучению валовых процессов деструкции ОВ в грунтах водохранилищ, несмотря на ряд методических недочетов в оценках, показали, что, они вполне отражают экологические особенности водоемов и отдельных участков. Полученные данные, характеризуя активность микробного сообщества в целом, дают представление не только об интенсивности процессов распада, но также об их направленности.
В волжских водохранилищах масштабы аэробных процессов деструкции на основной части донного ложа были близки (табл. 3) и варьировали летом (с учетом ХПК) от 0.01-0.06 г С в песках до 0.25-0.3 г С/(м2 • сут) в илах, достигая на загрязненных участках 0.36-0.46 г С/(м2 • сут). Колебания интенсивности анаэробных процессов оказались значительно резче. В зависимости от типа отложений и Red/Ox величина Дан варьировала летом от отрицательных значений (следствие неучета реас-симиляции СО2) до 0.8 г С/(м2 • сут). В целом отмечалось ее снижение от Верхней Волги к Нижней.
Таблица 3. Деструкция ОВ в грунтах водоемов Волжско-Камского каскада и прилегающих водохранилищ (пределы колебаний за летние периоды 1979-1987 гг.)
Водохранилище Участок Деструкция, г С/(м2 • сут)
общая аэробная анаэробная
Иваньковское Реч 0.08 - 0.22 0.08 - 0.2 0 - 0.02
«» Оз 0.27 - 1.1 0.13 - 0.24 0.11 - 0.8
Угличское Реч 0.07 - 0.28 0.06 - 0.18 0.01 - 0.1
Рыбинское Реч 0.12- 0.22 0.08 - 0.12 0.04 - 0.1
«» Оз 0.15 - 0.62 0.07 - 0.32 0.09 - 0. 4
Горьковское Реч 0.03 - 0.23 0.02 - 0.13 0.01 - 0.1
«» Оз 0.2 - 0.8 0.08 - 0.4 0.11 - 0.4
Чебоксарское Реч 0.08 - 0.34 0.08 - 0.14 0 - 0 .2
«» Оз 0.15 - 0.64 0.1 - 0.34 0.05 - 0.32
Куйбышевское Реч 0.08 - 0.38 0.07 - 0.15 0 - 0.23
«» Оз 0.15 - 0.53 0.1 - 0.22 0.05 - 0.31
Саратовское Реч 0.03 - 0.11 0.03 - 0.07 0 - 0.04
«» Оз 0.28 - 0.31 0.2 - 0.22 0.06 - 0.1
Волгоградское Реч 0.02 - 0.06 0.02 - 0.06 0
Оз 0.25 - 0.34 0.18 - 0.27 0.02 - 0.08
Камское Реч 0.08 - 0.3 0.02 - 0.08 0.06 - 0.22
«» Оз 0.06 - 0.56 0.07 - 0.16 -0.01- 0.08
Воткинское Реч 0.02 - 0.21 0.01 - 0.11 0.01 - 0.10
«» Оз 0.10 - 0.17 0.16 - 0.19 -0.04
Нижнекамское Реч 0.02 - 0.09 0.02 - 0.08 0-0.05
«» Оз 0.01 - 0.6 0.02 - 0.3 0 (-0.01) - 0.3
Шекснинское Реч 0.09 0.13 -0.04
«» Оз 0.22 - 0.28 0.2 - 0.29 -0.07-0.05
Цимлянское Реч 0.1-0.4 0.1-0.32 0-0.08
«» Оз 0.56 -0.7 0.3 - 0.4 0.3 - 0.34
Примечание. Реч — речной участок, Оз — озерный.
Общая оценка скорости распада органического вещества (по выделяемой CO2) колебалась в волжских водохранилищах от 0.01-0.03 г С/(м2 • сут) в песках речных участков, бедных Сорг, до 0.71.1 г С/(м2 • сут) в мелкодетритных илах озеровидных плесов и черных антропогенных осадках, насыщенных легкогидролизуемыми соединениями (табл. 3).
Водоемы Камы, испытывающие мощное техногенное воздействие, по ряду функциональных микробиологических и продукционных характеристик приближаются к оценкам дистрофных озер (Романенко, 1985; Dzyuban, 1999). Что послужило причиной условно отнести их к разряду "антропогенно дистрофируемых" (Дзюбан, 2010).
Интенсивность аэробной деструкции в грунтах камских водохранилищ, с учетом ХПК (5-53%), в целом была низкой (табл. 3). В песчаных грунтах она составляла 0.02-0.11 г С/(м2 • сут), в илах основной площади донного ложа — 0.01-0.19 г С/(м2 • сут). Лишь в наименее загрязненных отложениях Нижнекамского водохранилища Даэр достигала 0.3 г С/(м2 • сут). Величина анаэробной деструкции ОВ в отложениях Камы, рассчитанная по традиционному методу, также оказалась повсеместно низкой, несмотря на вполне благоприятные для анаэробных бактериальных сообществ Red/Ox условия. В зависимости от типа отложений Дан по этим расчетам варьировала от отрицательных значений в глубоко восстановленных илах до 0.3 г С/(м2 • сут) в ДО Нижнекамского водохранилища. Лишь в черных илах особо загрязняемого участка Камского водоема оценка анаэробного распада по этому методу достигала 0.6 г С/(м2 • сут) (табл. 3).
В осадках Шекснинского водохранилища подавляющая часть ОВ окислялась летом аэробным сообществом с интенсивностью 0.13-0.29 г С/(м2 • сут). Расчет Дан нередко оказывался отрицательным, а величина общей деструкции (по СО2) низкой (табл. 3).
В грунтах гипертрофного Цимлянского водохранилища деструкционные потоки летом были сбалансированы и масштабны. Аэробная деструкция ОВ преобладала лишь в песках речного участка, а в целом процессы распада в илах шли настолько энергично — Добщ достигала 0.7 г С/(м2 • сут), что эффект неучета реассимиляции СО2 оказался незаметен (табл. 3).
Цикл метана. Концентрация метана в поверхностных слоях грунтов (0-5 см) водохранилищ варьировала очень широко, отражая особенности их географического расположения, физико-химических характеристик грунтов и уровня антропогенного воздействия (табл. 4).
Таблица 4. Концентрация растворенного метана в поверхностных слоях донных отложениях различных участков водохранилищ
Типичные участки водохранилищ Основные грунты СН4, мл/л
0-2 см 2-5 см
Открытые плесы, Разнообразные илы 0.2- 1.2 0.4-10.2
глубоководные зоны
Там же, Песчанистые илы, заиленные пески 0.08 -0.4 0.2-5.7
мелководья и глины
Малозаселенные участки реч- Пески, глины, слабозаиленные 0.1- 3.2 -
ных зон грунты
Прибрежные зоны с зарослями Заиленные грубодетритные пески и 0.3- 1.2 0.6-22
высшей водной астительности глинистые грунты
Судоходные трассы вблизи Темные заиленные пески и глины 0.8- -6.6 3.4-24
городов
Акватории портов и промыш- Черные грунты с пятнами нефте- 1.8- -8.7 -
ленных зон продуктов
Вблизи поступления Темные газирующие грунты 2.8- 50 9-110
бытовых сточных вод
В летне-осенний период минимальное содержание СН4 регистрировалось в промытых песках речных участков, варьируя от 0.08 мл СЩ/дм3 до 0.4 мл СН4/ДМ3. Максимальная концентрация газа обнаруживалась в черных, нередко газирующих, илах загрязняемых зон вблизи городов и хозяйственных предприятий, достигая там 50-100 мл СН4/дм3 (табл. 4). Для волжских водохранилищ характерна географическая особенность распределения метана в ДО, которая заключается в снижении его концентрации с севера на юг даже при сопоставлении сходных по физико-химическим свойствам отложений (БЕуиЬап, 1999). В подповерхностных слоях осадков содержание растворенного СН4, как правило, повсюду возрастает, особенно на загрязняемых участках водоемов (табл. 4).
В водоемах Волжского каскада наиболее полные исследования цикла метана в донных отложениях как звена деструкционного процесса проводились летом 1987 г. и в летне-осенние периоды 1992 и 1995 гг. (Дзюбан, 2010; БЕуиЬап, 1999).
Интенсивность микробных процессов цикла СН4, в соответствии с различием физико-химических условий в грунтах, варьировала по отдельным участкам водоемов очень широко. Максимальная скорость метанобразования в ДО отмечалась на ряде точек Рыбинского, Горьковского и Чебоксарского водохранилищ, где в восстановленных (слой 2-5 см) и богатых Сорг илах она достигала уровня МГ высокотрофных озер (Дзюбан, 2010) — 5-22 мл СН4/(дм3 • сут). В песках проточных зон интенсивность метаногенеза не превышала 0.001-0.2 мл СН4/(дм3 сут), а в остальных грунтах составляла в среднем 0.5 мл СЩ/(дм3 • сут) с максимумом в верхневолжских водоемах и минимумом на Нижней Волге (табл. 5).
Таблица 5. Интенсивность метаногенеза, окисления метана, мл СН4/(дм3 • сут) в отложениях волжских водохранилищ и скорость выделение метана в воду, мл СН4/(м2 • сут), июль-август 1987 г.
Водохранилище Eh, Сорг? Слг, Ш4, *МГ ОМ ВМ
и участок мВ г/дм3 %Сорг мл/дм3 (0-1 см)
Рыбинское, речной 56 / - 2.8 11 0.01 <0.01/ 0.01 0.01 0.1
«», озеровидный-1 110 / 25 4.2 10 0.42 0.01 / 1.6 0.48 6
«», озеровидный-2 80 / - 16.1 7 0.6 0.16 / 3.2 0.3 35
«», загрязненный -10 / -85 32.6 10 14.2 0.12 / 6.0 0.9 46
Горьковское, речной-1 105 / -20 8.2 12 5.7 <0.01 / 0.3 0.1 8
«», речной-2 85 / 0 7.8 9 0.57 0.1 / 0.25 0.33 3
«», загрязненный 40 / -80 14.1 16 23.2 0.1 / 12.6 8.8 160
«», озеровидный 90 / -10 26.4 20 3.3 0.01 / 2.4 0.95 6
«», приплотинный 85 / -45 12.1 10 6.8 0.01 / 1.2 0.9 18
Чебоксарское, речной 80 / 65 3.1 19 0.05 <0.01/ 0.01 0.03 1.2
«», загрязненный -55 / -135 7.6 15 24.2 1.6 / 12.5 8.2 150
«», центральный 60 / -10 5.1 - 0.4 0.1 / 0.2 0.1 2
«», приплотинный 30 / -65 5.3 15 1.1 0.1 / 0.52 0.5 0.1
Куйбышевское, речной 45 / -80 5.9 7 0.08 0.01 / 0.18 0.2 4
«», загрязненный 65 / -80 10.2 15 4.2 0.01 / 6.2 2.7 35
«», Волжский 55 / -70 11.2 19 2.1 0.01 /0.4 0.82 0.05
«», Камский 80 / -15 10.9 17 10.5 0.01 / 1.1 1.1 19
«», приплотинный 45 / -80 8.9 18 1.8 0.02 / 1.2 0.2 10
Саратовское, речной 180 / 50 2.2 - 0.01 <0.01/ 0.01 0.02 0
«», загрязненный 25 / -85 17.3 8 9.9 0.45 / 4.1 1.9 20
«», центральный 20 / 5 9.2 9 1.2 0.01 /0.32 - 2
«», приплотинный 60 / - 8.5 8 1.3 0.01 / 0.05 0.01 0
Волгоградское, речной-1 110 / 70 0.9 - < 0.01 <0.01/ 0.01 < 0.01 0
«», речной-2 110 / 75 3.1 6 0.01 <0.01/ 0.01 0.01 0
«», центральный-1 10 / -105 10.9 8 7.7 0.1 / 0.95 0.68 77
«», центральный-2 60 / -10 7.9 10 3.8 <0.01/ 0.71 1.2 -
«», приплотинный 40 / -65 7.9 12 0.9 0.01 / 1.1 1.5 13
Примечание. Слг — легкогидролизуемые ракции Со эрг. *МГ — числитель в слое 0-2 см, знаменатель - — 2-5 см.
Так же и в других таблицах.
Окисление образовавшегося метана, в условиях постоянного притока к поверхности донного ложа растворенного в воде О2, осуществляется уже бентосным бактериальным сообществом. Измерения показали, что процессы потребления СН4 в грунтах регистрировались повсеместно. Их скорость составляла в большинстве проб 0.01-0.9 мл СН4/(дм3 • сут). На отдельных же участках каскада со специфической экологической обстановкой, которая отмечалась обычно в зонах максимального антропогенного воздействия, метанокисление достигало в илах 7-9 мл СН4/(дм3 • сут). Главной особенностью подобных участков являлось сочетание энергичного метаногенеза в толще отложений (при низких значениях Е^) с активной аэрацией придонных слоев воды благодаря проточности или ветровому перемешиванию (табл. 5).
Скорость выделения метана из грунтов в водную толщу (без учета окисления СН4 в пограничном слое вода-отложения) варьировала в зависимости от соотношений скоростей процессов метано-генеза и метанокисления в донных отложениях разного типа от 0.05 мл СН4/(м2 • сут) до 310 мл СН4/(м2 • сут). В песчанистых и глинистых окисленных грунтах проточных зон Саратовского и Волгоградского водохранилищ поступление газа в воду не регистрировалось вовсе (табл. 5).
В водохранилищах Камского каскада, исследования цикла метана проводились летом 1987 и 1988 гг. (Dzyuban, 1999). Донные отложения этих водоемов перегружены аллохтонными восстанов-
ленными органическими соединениями (Романенко, 1985), снижающими Red/Ox. В результате особенностей физико-химической структуры и состава ОВ камских грунтов в них сформировались условия достаточно благоприятные для анаэробного бактериального сообщества.
Интенсивность процессов метанобразования в восстановленных и богатых Сорг отложениях камских водохранилищ оказалась максимальной для всего Волжско-Камского каскада (табл. 6) и соответствовала уровню высокотрофных озер (Дзюбан, 2010), достигая в подповерхностных слоях 1522 мл СН/(дм3 • сут). Микробное окисление СН4 регистрировалось во всех типах отложений этих водохранилищ, однако его интенсивность колебалась по отдельным участкам весьма широко и составляла 0.01-8.2 мл/(дм3 • сут). Выделение СН4 из осадков в водную толщу также происходило повсеместно — даже в песках проточных участков (Dzyuban, 1999). Последнее свидетельствует об особой роли микробных процессов цикла метана в экосистемах водоемов, испытывающих повышенное технико-бытовое загрязнение.
Таблица 6. Интенсивность метаногенеза, окисления метана, мл СН4/ (дм3 • сут) в отложениях камских водохранилищ и скорость выделение метана в воду, СН4/ (м2 • сут), июль-август 1987 г.
Водохранилище и участок Eh, мВ Сор^ г/дм3 Сж> %Сорг CH4, мл/дм3 МГ ОМ (0-1 см) ВМ
Камское, речной 110 / 40 3.2 8 0.01 < 0.01 / 0.1 0.1 0
«», озеровидный-1 25 / -80 18.2 8 14.1 0.12 / 9.6 0.9 150
«», озеровидный-2 25 / -80 18.2 10 16.6 0.25 / 14.4 1.6 240
«», озеровидный-3 30 / -40 17.4 - 16.1 0,18 / 14.2 - -
«», загрязненный -85 / -125 28 9 18.4 1.1 / 20.2 2.1 320
Воткинское, речной-1 180 / 40 9.2 - 0.01 < 0.01 / 0.1 0.01 11
«», речной-2 60 / - 16.8 9 0.85 0.05 / 1.3 1.9 13
«», центральный 10 / -60 17.5 9 7.8 0.12 / 9.6 0.4 145
«», загрязненный 25 / -80 18.2 10 16.6 0.25 / 13.4 1.6 220
«», приплотинный 10 / -120 16.1 9 4.7 0.15 / 5.7 2.2 85
Нижнекамское, речной 150 / 90 3.2 8 0.01 < 0.01/ 0.08 0.1 0
«», центральный -15 / -105 22.1 9 14.3 0.25 / 14.9 7.1 130
«», загрязненный -10 / -110 21.5 9 4.5 0.01 / 21.8 8.2 310
«», приплотинный 80 / 45 6.5 7 0.01 < 0.01 / 5.5 4.2 15
В Шекснинском водохранилище, самом северном из обследованных водоемов, интенсивность процессов цикла СН4 в донных отложениях оказалась в период наблюдений (лето 1994 г.) по сравнению с волжскими водохранилищами в целом невысокой (БЕуиЬап, 2005). Скорость метаногенеза в это время не превышала 0.005-0.98 мл СЩ/(дм3 • сут), а метанокисления — 0.005-1.28 мл СЩ/(дм3 • сут). Представленные показатели отражают характерную для грунтов водохранилища экологическую обстановку — слабоокисленные условия в поверхностных слоях ДО и низкая обеспеченность лабильными ОВ (табл. 7).
Таблица 7. Интенсивность метаногенеза и окисления метана, мл СН4/(дм3 • сут) в отложениях Шекснинского и Цимлянского водохранилищ
Участок Внешний вид Eh, Сор^ Ст> CH4, МГ ОМ
грунтов мВ г/дм3 %Сорг мл/дм3 (0-2 см) (0-1 см)
Шекснинское (июль 1994 г.)
Речной, слабо Слабозаиленный 140 / 40 11.6 9 1.45 0.11 0.38
загрязненный песок
«», загрязненный Темный вязкий ил 60 / -10 14.3 14 5.26 0.33 0.24
Озеровидный, 1 Серый ил 40 / -20 12.2 11 1.65 0.51 1.28
Озеровидный, зона Черный ил 20 / -40 14.1 13 7.78 0.43 0.26
загрязнений
Сизьменский разлив Серый ил 80 / - 12.8 12 2.81 0.22 0.79
Приплотинный Серый ил 90 / 10 16.2 12 1.89 0.10 0.11
Цимлянское (август 1988 г.)
Речной Глинистый песок 60 / - 5 4.8 18 0.74 0.18 0.19
Озеровидный 1 Глинистый ил 60 / -20 7.7 20 4.28 0.24 0.31
Озеровидный 2 Мекодетритный ил 40 / -80 9.2 24 6.80 1.15 1.11
В высокопродуктивном Цимлянском водохранилище, работы на котором велись в конце лета 1988 г., грунты весьма богаты легкодоступными органическими соединениями, что создает в глубо-
ких слоях осадков с низким Eh благоприятные условия для анаэробного сообщества (Дзюбан, 2010). Поэтому интенсивность метанобразования в летний период была в них довольно высокой, достигая в детритных илах при Eh = -80, 1.2 мл СЩ/(дм3 • сут). Причем, благодаря постоянному ветровому перемешивании водной толщи и аэрации осадков, весь образующийся СН4 окислялся уже в самых поверхностных слоях грунтов (табл. 7).
Сезонная динамика процессов цикла метана и экологические факторы, обуславливающие их интенсивность. Сезонные исследования проводились на Рыбинском водохранилище в 1997 г. в зоне закрытого прибрежья, зарастающего высшей водной растительностью. На примере отдельного экотопа были показаны особенности сезонной динамики микробного цикла метана в грунтах и влияние на отдельные процессы ряда экологических факторов (рис. 2, 3).
Сезонный ход метаногенеза в грунтах зарастающей литорали имел один, но ярко выраженный пик в конце лета, когда шло массовое отмирание высшей водной растительности. В этих грунтах, где запас органического вещества в целом невелик (Дзюбан, 2010), колебания общего Сорг не оказывали заметного влияния на динамику МГ. Активность метаногенов, судя по графику, находилась в тесной зависимости от обеспеченности бактериобентоса лабильным ОВ (рис. 2), на что указывает высокий коэффициент корреляции = 0.78.
МГ, мл СН4/(дм3 • сут) 40 30 20 10
IV
У*
- *
у
-о——
V VI VII
Месяцы
3 ж
Сорг, г С/дм3
Сvсв, % Сорг
IX
20
15
10
Рис. 2. Сезонные изменения метаногенеза (1), концентрации Сорг (2) и Сусв, % (3) в грунтах литоральной зоны Рыбинского водохранилища
Динамика интенсивности окисления метана в аэрируемых грунтах зарастающей литорали Рыбинского водохранилища совпадала с сезонной кривой, отражающей колебания концентрации СН4 (рис. 3). Подобная зависимость отмечалось исследователями и ранее (Devol, 1983). В условиях постоянного перемешивания водной массы, изменения концентраций растворенного О 2 в придонных слоях не оказывали какого-либо воздействия на процессы МО.
МО, мл СН4/(дм3 • сут)
6 4 2
СН4, мл/дм3 О2, мг/л
20
VI VII Месяцы
10
2
0
II
X
0
0
Рис. 3. Сезонные изменения интенсивности окисления метана (МО, 1) и концентрации СН4 (2) в донных отложениях зарастающей литорали, а также содержания в придонной воде растворенного кислорода (О2, 3).
Для более глубокого понимания экологических особенностей микробных процессов образования СН4 было выполнено сопоставление всего полученного в результате многолетних исследований массива данных по метаногенезу с рядом важнейших характеристик грунтового комплекса. На графики были нанесены результаты определений интенсивности МГ в различных образцах ДО в сочетании с содержание в них легкодоступных органических соединений. (Сусв). Аналогичное сопоставление было сделано для метаногенеза и Eh в тех же пробах и слоях ДО.
Графический анализ зависимости илового МГ в водохранилищах от пула лабильных органических соединений показал прямую зависимость интенсивности процессов микробного образования СН4 от содержания в отложениях Сусв (рис. 4).
МГ, мл СН4 /(дм3 сут)
(а)
25 ■
(б)
20 ■
15 ■
♦ ♦ ♦
10 ■ ♦
5 ♦ ^ . ♦ /—
0
6
Сусв, г/дм
6
Сусв, г/дм
Рис. 4. Зависимость между интенсивностью метаногенеза в различных слоях грунтов водохранилищ и содержанием в них лабильного ОВ (Сусв). а — в слое 0-2 см, б — в слое 2-3 см.
Подобная же зависимость была обнаружена при анализе скорости илового МГ и окислительно-восстановительных условий в отложениях. Причем наиболее четко фактор влияния Red/Ox на активность метаногенного сообщества проявляется при сопоставлении данных, полученных из самых поверхностных (0-1 см) проб отложений (рис. 5а).
МГ, мл СН4 /(дм3 сут) 1.6 1.2 0.8
(а)
25 -|
♦
20 -
15 -♦ ♦
♦ 10
-100 -50 0 50 100 150 200 Eh, мВ
(б)
-150 -100 -50 0 50 Eh, мВ
100
2
0
0
2
4
0
2
4
Рис. 5. Зависимость между интенсивностью метаногенеза в различных слоях грунтов водохранилищ и Red/Ox условиями в них (Eh). а — в слое 0-1 см, б — в слое 1-3см.
Вклад процессов цикла метана в суммарную иловую деструкцию; роль в функционировании экосистем водохранилищ. По результатам измерений метаногенеза на отдельных горизонтах отложений была рассчитана продукция метана (ПМ) на 1 м2 дна участков и водоемов в целом. Оценка ПМ в грунтах водохранилищ каскада показала, что минимальной она была в песках и глинистых грунтах речных участков, а максимальной — в осадках загрязняемых зон (Дзюбан, 2002, 2010; Dzyu-ban, 1999). В волжских водоемах ПМ колебалась от 0.1 до 380 мл СЩ/(м2 • сут), уменьшаясь в среднем с севера на юг. Особенно высокой она оказалась в грунтах водохранилищ Камы, перегруженных аллохтонными ОВ, где колебалась от 0.5 до 436 мл СЩ/(м2 • сут) и по усредненным расчетам была в несколько раз выше, чем в волжских ДО (табл. 8).
При площадной оценке валового метанокисления (ОМвал) толщина слоя донных осадков, где могли протекать подобные окислительные процессы (по значениям Eh), была принята равной 1 см (Dzyuban, 1999). Результаты расчетов показали, что величина ОМвал варьировала в зависимости от
экологических особенностей грунтов в пределах 0.1-88 мл СН4/(м2 • сут), а в среднем на водоем составляла 4.2-23 мл/(м2 • сут) в волжских водохранилищах и 13-39 мл/(м2 • сут) в камских (табл. 8).
Таблица 8. Валовые оценки процессов превращения метана в поверхностных слоях донных отложений водохранилищ, мл СН4/(м2 сут) и расход в этих процессах Сорг и О2 (летне-осенний период)
Водохранилище ПМ ОМвал ВМ Сорг на ПМ О2 на ОМ
мл СН4/ (м2 • сут) мг С (О2)/ (м2 • сут)
Иваньковское 0.5-380 0.4-180 0-205 1-710 1.2-540
69 23 48
Рыбинское 0.2-300 0.1-95 0-205 0.4-560 0.3-270
69 23 48
Горьковское 2.1-255 1.0-88 3.2-162 4-470 3-250
68 21 39
Чебоксарское 0.4-280 0.3-80 0-150 0.8-520 1-230
52 21 32
Куйбышевское 0.2-124 0.1-27 0-31 0.4-250 0.3-90
27 11 15
Саратовское 0.2-88 0.2-19 0-10.1 0.4-170 0.6-54
18 7.6 5.3
Волгоградское 0.1-31 0.1-15 0.1-9.2 0.2-59 0.3-44
10 4.2 4.2
Камское 1.4-410 0.2-55 2.2-300 2.6-760 0.6-170
145 31 140
Воткинское 2.2-275 0.2-44 6.8-186 71-410 0.6-126
138 13 91
Нижнекамское 1.0-436 0.2-80 0-310 1.9-830 0.6-229
169 39 110
Примечание. Над чертой — крайние значения, под чертой — средняя величина. То же в табл. 9.
Скорость потока метана из различных отложений в водную толщу варьировала в летне-осенний период от 0 до 310 мл СН^(м2 • сут), составляя в среднем на водоем 4.2-110 мл СЩ/(м2 • сут). При этом наблюдалась та же, характерная для каскада, тенденция в соотношениях различных показателей цикла метана: минимальное ВМ регистрировалось в южных Волгоградском и Саратовском водохранилищах, максимальная величина этого процесса — в северных Воткинском и Нижнекамском (табл. 8).
Экспериментальные данные по круговороту метана, полученные в результате многолетних исследований на водоемах Волжско-Камского каскада, позволили, используя стехиометрические уравнения (Беляев и др., 1981; Adams, уап Eck, 1988), провести расчеты расхода Сорг и О2 на отдельных этапах цикла. Оказалось, что траты Сорг в процессах метаногенеза, идущего в поверхностных слоях грунтов водохранилищ, варьируют в летне-осенний период от 0.2 мг С/(м2 • сут) до 810 мг С/(м2 • сут). Траты кислорода на окисление СН4 в отложениях составили в тот же период наблюдений от 0.1 мг О2/(м2 • сут) до 310 мг О2/(м2 • сут) (табл. 8).
По мере накопления экспериментальных данных по ПМ в донных отложениях и понимания весомого участия метаногенов в распаде Сорг возникла естественная необходимость внесения поправок в расчеты деструкции. При суммировании данных общей деструкции (Добщ), рассчитанной по выделению СО2, и величины реассимиляции СО2 (50% ПМ) получается более полная оценка общего распада Сорг в илах или — суммарная деструкция ОВ (Дсум). Кроме того, с учетом расходов Сорг на продукцию СН4 увеличились не только оценки валового распада ОВ, но также значительно возросли характеристики полной анаэробной деструкции (Дан-п)
Применение полученных данных для более полного расчета деструкции органического вещества в донных отложениях водохранилищ выявило весомую роль микробных процессов цикла метана в распаде ОВ. Особенно велика значимость этих процессов в деструкционных потоках, протекающих в восстановленных и богатых Сорг грунтах эвтрофируемых или загрязняемых участков (Дзюбан, 2010; Dzyuban, 1999).
Вклад продукции метана в суммарную деструкцию ОВ, рассчитанную с учетом реассимиля-ции метаболической углекислоты, варьировал от 1-13% в грунтах волжских водохранилищ до 28% — в Камских. Причем на ряде участков он превышал величину Дан, полученную традиционным методом (табл. 3). Доля же илового метанокисления в тратах кислорода на аэробную деструкцию достигала в водохранилищах 50-85% (табл. 9).
Таблица 9. Роль иловых процессов цикла метана в распаде ОВ в донных отложениях водохранилищ Волго-Камского каскада в летне-осенний период
Водохранилище Деструкция с учетом ЦМ, ПМ, ОМ,
г С/(м2 • сут) % от Дсум % от Да
Дсум Дан-п
Иваньковское 0.4-1.5 0.31 0.35-0.51 0.21 1-8 0.2-54
Рыбинское 0.04-0.8 0.25 0.02-0.45 0.16 2-10 0.2-49
Горьковское 0.09-0.85 0.33 0.02-0.44 0.21 1-4 0.5-59
Чебоксарское 0.1-0.79 0.28 0.04-0.7 0.14 1-5 0.1-36
Куйбышевское 0.1-0.76 0.3 0.02-0.39 0.17 1-13 0.3-31
Саратовское 0.02-0.39 0.18 0.01-0.14 0.08 1-5 0.1-7
Волгоградское 0.01-0.59 0.24 0.01-0.58 0.08 1-7 0.1-3
Камское 0.02-0.58 0.26 0.01-0.44 0.18 2-28 1-61
Воткинское 0.02-0.35 0.24 0.01-0.24 0.16 1-26 2-65
Нижнекамское 0.02-0.82 0.26 0.01-0.51 0.18 2-24 3-85
Исследования, проведенные на различных участках Рыбинского водохранилища в январе-марте, показали, что общеводоемный распад ОВ происходил в это время в основном за счет деструкции в донных отложениях (Дзюбан, 2010). Кроме того, в суммарной иловой деструкции значительно возрастала роль процессов цикла метана. Так вклад метанокисления в аэробную деструкцию достигал 70-87%, а доля метаногенеза при расчете полного анаэробного распада ОВ достигала в подледный период 85-95% (табл. 10).
Таблица 10. Процессы распада органического вещества в донных отложениях Рыбинского водохранилища в подледный период
Участок Время Грунты Eh, мВ Даэр Дан-п МО, МГ,
водохранилища работ 0-1/1-3 см мг С/(м2 сут) % Даэр % Дан-п
Главный плес 03.1991 Торфянистый ил 60/ 15 10 10 70 85
Волжский плес «» Черный песчанистый ил 30 / -5 10 30 85 75
Прибрежье 01.2007 Илистый песок 65 / 15 5 7 70 85
«» «» Черный илистый песок 20 / -5 10 80 87 95
Известно, что концентрация метана в атмосфере Земли постоянно растет, что в значительной степени происходит за счет поступлений биогенного газа (Яо<!Ье, 1990). Однако сведения о масштабах выноса СН4 из внутренних водоемов до настоящего времени весьма скудны (2ауагап, 1997; ОаГеЬепко е* а1., 2001).
Таблица 11. Интенсивность процессов цикла метана в грунтах (слой 0-5 см) и воде, а также скорость его эмиссии (ЭМ) на различных экотопах Рыбинского водохранилища в летний период 1995 г.
Участок Глубина, м Характер грунта МГ МО ЭМ
мл СН4/(м2 • сут)
Центральный плес 5-6 Песчанистый ил 1.8 / 0 1.4 / 0.2 < 0.1
Русло р. Молога 14 Темный детритный ил 18.6 / 0 4.8 / 3.6 0.6
Зарастающая литораль 1-1.5 Грубодетритный песок 12.4 / 0.1 1.6 / 0.8 10.1
Открытая литораль 0.7 Песок 0.2 / 0 0.2 / < 0.01 < 0.1
Череповецкая зона 1-2 Черный грунт с резким 90-300 / - 10-120 / 150-800
запахом
Устье загрязняемой 1 Серый вязкий 80 / 1.1 0 / 4.7 160-480
р. Ладогора газирующий ил
Примечание. Числитель — данные по грунтам, знаменатель — по воде.
Исследования цикла метана с измерением его эмиссии (ЭМ), проведенные на ряде характерных экотопах бассейна Рыбинского водохранилища, показали, что ее величина колеблется очень широко (табл. 11) — от практически нулевых значений до 480-800 мл СН4/(м2 • сут) (Дзюбан, 2010). Низкая ЭМ характерна для открытых участков водоема и литоральных пляжей, где процессы цикла метана низки. Максимальный вынос газа регистрируется в загрязняемых зонах, где при мощном иловом метаногенезе образующийся газ не успевает окислиться ни в грунтах, ни в воде (табл. 11).
Анализ всех полученных за последние годы данных о протекающих в илах водохранилищ процессах распада органических веществ и цикла метана, а также результаты сезонных исследований и экспериментов, позволили подойти к пониманию экологической роли этих процессов для водоемов в целом и на отдельных специфических участках.
Оценки суммарной деструкции органического вещества в отложениях, выполненные на основе новых методических подходов, и расчет доли в ней отдельных значимых микробных процессов, включая метаногенез, позволили выявить характерные особенности функционирования бактериальных сообществ-деструкторов в илах различных групп внутренних водоемов.
В водохранилищах, где водная толща благодаря проточности и ветровому перемешиванию постоянно аэрируется, интенсивность и направленность деструкционных процессов в грунтах зависит в первую очередь от обеспеченности и состава ОВ, а также от географического расположения водоемов и в меньшей степени — от их продуктивности. В результате глубокого изучения всех звеньев деструкции ОВ в донных отложениях, особенно цикла СН4, удалось выявить их зональные особенности и большую роль анаэробной составляющей. Было показано, что процесс метаногенеза является геохимически значимым во всех водоемах каскада и траты Сорг при образовании СН4 составляют весомую часть не только полной анаэробной деструкции, но и суммарной (рис. 6).
Рис. 6. Зональные особенности баланса основных звеньев деструкции ОВ в отложениях водохранилищ и роль процессов метаногенеза (по усредненным данным на все донное ложе). 1 — аэробная деструкция, 2 — анаэробная деструкция (по выделению из илов СО2), 3 — вклад метаногенеза в суммарную деструкцию (по новой схеме расчета). Цифры над кружками — суммарная деструкция ОВ, мг С/(м2 • сут).
В целом оказалось, что в грунтах северных водохранилищ (Верхней Волги и Камы) доминируют процессы анаэробного распада органического вещества, на Нижней Волге и в Цимлянском водохранилище преобладает аэробная минерализация ОВ, а на Средней Волге потоки иловой деструкции
250
210
сбалансированы. При этом в грунтах камских водоемов, перегруженных аллохтонными и, в том числе, техногенными органическими соединениями, значимость процессов метаногенеза в суммарной деструкции особенно велика, а в отложениях южных водохранилищ доля метаногенеза в Дсум минимальна (рис. 6).
Одной из главных угроз для естественного экологического состояния водных систем является все возрастающее антропогенное загрязнение. Наибольшую опасность представляет техногенное загрязнение (ТГЗ), когда в водоемы поступают отходы промышленных предприятий, содержащие химические реагенты, нефтепродукты и различные трудноминерализуемые соединения, часто токсичные для большинства гидробионтов. Подобные седименты, длительно накапливаясь в грунтах, полностью изменяют природные физико-химические свойства грунтов, оказывают сильное влияние на всю донную биоту (Leppakoski, Linstrom, 1987), в том числе, на состав и функционирование иловых микробных сообществ (Дзюбан, 2014).
Влияние ТГЗ на процессы деструкции ОВ и цикла метана наиболее глубоко изучали на Рыбинском водохранилище, где за годы работы Череповецкого промышленного комплекса в Шекснинском заливе сформировалась зона повышенного загрязненная. Накопление в грунтах разнообразных отходов, привносимых со стоками производств и с городскими коллекторными сбросами, привело к глубоким изменениям в составе и свойствах донных отложений. По сравнению с грунтами открытой части водоема здесь резко возросло содержание ОВ и метана, Red/Ox даже у самой поверхности ДО упал до значений Eh, указывающих на восстановленность среды (рис. 7).
1 К/Л г. Рыбинск
Рис. 7. Изменения физико-химических условий в поверхностных грунтах (слой 0-1 см) череповецкой зоны Рыбинского водохранилища. 1 — Е^ х10 шУ, 2 — СН4, мл/дм3, 3 — Сорг, г/дм3. Цифры над столбцами — данные по череповецкой зоне. Справа от схемы — шкала измерений.
На отдельных участках череповецкой зоны состав поступающих в осадки загрязняющих веществ различен и зависит от источника загрязнений. Вблизи коммунальных коллекторов отложения обогащаются лабильными ОВ, а в грунты, принимающие техногенные сбросы, поступает большое количество таких соединений как нефтепродукты, фенолы, кислоты, соли тяжелых металлов и другие токсичные соединения. Накопление техногенных отходов приводит к значительным изменениям в составе и активности илового микробного населения (БЕуиЬап е* а1., 1996).
Углубленные исследования, проведенные в летний период на различных участках Рыбинского водохранилища, включая подробное изучение грунтов череповецкой зоны, показали, что роль мета-ногенеза в иловом распаде ОВ во всех биотопах и отложениях заметно весомей, чем считалось ранее
(Романенко, 1985). Оказалось, что анаэробная деструкция Сорг, благодаря учету (по новой схеме) вклада в них процессов МГ, регистрируется практически повсеместно и ее значимость для экосистемы весьма высока (рис. 8).
до 200 до 350 до 500
□ - 1 ^ -2 В - 3 ■ -4
до 2500
Рис. 8. Соотношение процессов распада ОВ в грунтах и вклад метаногенеза в суммарную иловую деструкцию на основной части Рыбинского водохранилища (а — прибрежье, б — центр, в — глубоководные участки) и в череповецкой зоне (г — хозяйственно-бытовые загрязнения, д — ТГЗ). 1 — аэробная деструкция, 2 — анаэробная деструкция (по выделению из илов СО2), 3 — метаногенез, 4 — сульфатредукция. Цифры над кружками — суммарная деструкция ОВ, мг С/(м2 • сут).
Величина суммарной деструкции в ДО акватории г. Череповец по сравнению с остальными участками оказалась намного масштабней (рис. 8) и основная часть Сорг разрушалась здесь анаэробным путем с доминированием МГ. При этом в зонах преимущественно бытового загрязнения Дсум максимальна и аэробная деструкция в поверхностных слоях ДО играет заметную роль (рис. 8г). В грунтах, перегруженных техногенными отходами, величина Дсум тоже велика, хотя гораздо меньше, чем на предыдущих участках, а процессы аэробной минерализации ОВ идут чрезвычайно слабо (рис. 8д) или даже не регистрируются. В техногенных осадках отмечается также значительное возрастание интенсивности сульфатредукции, при которой в придонную воду поступает токсичный для гидробионтов сероводород. Активность этого экологически важного процесса, свидетельствует о глубоком и устойчивом анаэробиозе даже в поверхностных слоях подобных осадков.
В результате в районах, испытывающих хроническое загрязнение хозяйственно-бытовыми и в особенности промышленными сточными водами в донных отложениях, несмотря на постоянную аэрацию придонных слоев воды при ветровом перемешивании, происходит разрушение естественных аэробных микробных сообществ и доминирование анаэробных. Последние интенсивно разлагают поступающие аллохтонные ОВ с образованием различных восстановленных соединений — конечных и промежуточных продуктов анаэробного микробного распада — метана, сероводорода, меркаптана, аммиака и других токсичных для гидробионтов веществ с выносом их в водную толщу.
Таким образом, в акватории Череповецкой зоны и на других подобных участках иловая микро-биота под воздействием массированных и разнообразных поллютантов теряет одну из своих важнейших функций — минерализация поступающих в водоем органических и минеральных веществ, а грунты превращаются в мощный источник вторичного загрязнения.
ЗАКЛЮЧЕНИЕ
Исследования интенсивности микробных процессов цикла СН4 в грунтах водохранилищ с оценкой их роли в деструкции органического вещества выявили важное место отдельных звеньев биологического круговорота метана в функционировании водных экосистем. Оказалось, что процес-
сы образования СН4 регистрируются повсеместно, а в высокотрофных водоемах и на загрязняемых участках интенсивность метаногенеза достигает геохимически значимых масштабов. Показано, что ведущими экологическими факторами, определяющими уровень МГ, являются обеспеченность грунтового комплекса лабильными органическими соединениями и окислительно-восстановительные условия среды.
Определение продукции СН4 в разнотипных отложениях позволило внести важное дополнение в схему расчетов иловой деструкции органического вещества и получить более адекватные оценки как общего распада ОВ, так и полной анаэробной деструкции. Полученные данные показали, что в грунтах водохранилищ Волжско-Камского каскада процессы образования метана играют весомую роль в распаде органического вещества, при этом была выявлена эколого-географическая зональность отмеченных характеристик. Оказалось, что в отложениях волжских водоемов вклад продукции метана в суммарную деструкцию составляет 1-13% и снижается с севера на юг, в грунтах камских водохранилищ вклад ПМ заметно выше — 4-28%, а в зонах сильного антропогенного воздействия — достигает 40% в Дсум и 60-90 % в анаэробном распаде ОВ.
Результаты проведенных на водохранилищах Волги, Камы, Шексны и Дона многолетних исследований свидетельствуют, что микробные процессы деструкции органического вещества и цикла метана в донных отложениях являются не только важнейшим звеном круговорота углерода, но также — мощным средообразующим фактором при функционировании экосистем этих водоемов.
СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ Беляев С.С., Лебедев В.С., Лауринавичус К.С. Современное микробиологическое образование метана в пресных озерах Марийской АССР // Геохимия. 1979. № 6. С. 933-940. Belyaev S.S., Lebedev V.S., Laurinavichus K.S. Sovremennoe microbiologicheskoe obrazovanie metana v presnykh ozerakh Mariyskoy ASSR // Geokhimiya. 1979. №. 6. S. 933-940. [Belyaev S.S., Lebedev V.S., Laurinavishus K.S. The modern microbiological formation of methane in freshwater lakes of Mari ASSR/ Geokhimiya. 1979. №. 6. P. 933-940.] In Russian Беляев С.С., Леин А.Ю., Иванов М.В. Роль метанообразующих и сульфатредуцирующих бактерий в процессах деструкции органического вещества // Геохимия. 1981. № 3. С. 437-445. Belyaev S.S., Lein A.Yu., Ivanov M.V. Rol' metanobrazuyuschikh i sul'fatredutsiruyuschikh bakteriy v protsessakh destruktsii organicheskogo vesch-estva // Geokhimiya. 1981. No. 3. S. 437-445. [Belyaev S.S., Lein A.Yu., Ivanov M.V. The role of methanogenic and sulfate-reducing bacteria in processes of destruction of organic matter // Geokhimiya. 1981. No. 3. P. 437-445.] In Russian
Водохранилища мира. М.: Наука, 1979. 287 с. Vodokhranilischa mira. M.: Nauka, 1979. 287 s. [Reservoirs of the
World. Moscow: Nauka, 1979. 287 p.] In Russian Дзюбан А.Н. Деструкция органического вещества и процессы превращения метана в донных отложениях Рыбинского водохранилища // Биология внутр. вод. 2002. № 1. С. 35-42. Dzyuban A.N. Destruktsiya organich-eskogo veschestva i protsessy prevrascheniya metana v donnykh otlozheniyakh Rybinskogo vodokhranilischa // Bi-ologiya vnutr. Vod. 2002. No. 1. S. 35-42. [Dzyuban A.N. Destruction of organic matter and processes of methane transformation in bottom sediments of the Rybinsk reservoir // Biol. Vnutr. Vod. 2002. No. 3. P. 29-33.] In Russian Дзюбан А.Н. Деструкция органического вещества и цикл метана в донных отложениях внутренних водоемов. Ярославль: Принтхаус, 2010. 192 с. Dzyuban A.N. Destruktsiya organicheskogo veschestva i tsikl metana v donnykh otlozheniyakh vnutrennikh vodoyomov. Yaroslavl: Printkhaus, 2010. 192 s. [Dzyuban A.N. Destruction of organic matter and the methane cycle in bottom sediments of inland waterbodies. Yaroslavl: Printkhaus, 2010. 174 p.] In Russian
Кузнецов С.И., Г.А. Дубинина. Методы изучения водных микроорганизмов. М.: Наука, 1989. 286 с. Kuznetsov S.I., G.A. Dubimina. Metody izucheniya vodnykh mikroorganizmov. M.: Nauka, 1989. 286 s. [Kuznetsov S.I., G.A. Dubimina. Methods of investigations of aqueous microorganisms / Moscow: Nauka, 1989. 286 p.] In Russian Романенко В.И. Микробиологические процессы продукции и деструкции органического вещества во внутренних водоемах. Л.: Наука, 1985. 295 с. Romanenko V.I. Mikrobiologicheskie protsessy produktsii i destruktsii organicheskogo veschestva vo vnutrennikh vodoyomakh. L.: Nauka, 1989. 295 s. [Romanenko V.I. Microbiological processes of production and destruction organic matter in inland reservoirs. Leningrad: Nauka, 1989. 295 p.] In Russian Adams D.D., van Eck G.Th. Biogeochemical cycling of organic carbon in the sediments of the Grote Rug reservoir //
Arch. F. Hydrobiol. Ergebn. Limnol. 1988. V. 31. P. 319-330. Bange H., Dahlke S., Ramesh R. et al. Seasonal study of methane and nitrous oxide in the coastal waters of the southern
Baltic Sea // Estuarine, Coast. and Shelf Sci. 1998. V. 47. No. 6. P. 807-817. Cappenberg Th.E., Hordijk C.A., Hagenaars C.P.M. A comparison of bacterial sulfate reduction and methanogenesis in the anaerobic sediments of a stratified lace-ecosystem // Arch. Hydrobiol. Beih. Ergebn. Limnol., 1984. V. 19. P. 191-199.
Devol A.H. Methane oxidation rates in anaerobic sediments of Spanish Inlet // Limnol. Oceanogr. 1983. V. 28. No. 4. P. 738-742.
Dzyuban A.N. Microbiological processes of organic matter turnover in deposits of the Volga-Kama Chain of reservoirs // Water Resour. V. 26. No. 4. 1999. P. 411-420.
Dzyuban A.N. The Environmental conditions of the Sheksna reservoir: assessment based on microbiological investigations // Water Resour. V. 32. No. 1. 2005. P. 65-72.
Dzyuban A.N. Methanogenesis and organic matter destruction in bottom sediments of technogenic water bodies // Water Resour. 2014. V. 41. No. 3. P. 344-351.
Dzyuban A., Kopylov A., Kosolapov D., Krylova J., Kozlovskaya V., La-Point T. Effect of industrial-sanitary savage on bentic microbial communities ithe Upper Volga (Russia) // Partnerships for the Environment: Sci. Education and Policy. SETAC 17-th Ann. Meeting. Wash.DC. SETAC, 1996. P. 303-305.
Gal'chenko V.F., Dulov L.E., Cramer B., Konova N.I., Barysheva S.V. Biogeochemical processes of methane cycle in the soils, bogs, and lakes of western Siberia // Microbiology. 2001. V. 70. No. 2. P. 175-185.
Rodhe H. A. comparison of the contribution of various gases to the greenhouse effect // Science. 1990. V. 248. P. 12171219.
Leppakoski E.J., Linstrom L.S. Recovery of benthic macrofauna from chronic pollution in the area off a retinery plant, South-west Finland // J. Fish. Res Board. Can. 1987. V. 35. P. 766-770.
Naguib M. A rapid method for the quantitative estimation of dissolved methane and its application in ecological research // Arch. Hydrobiol. 1978. No. 82. P. 66-73.
Sorrell B.K., Boon P.J. Biogeochemistry of billabong sediments. 2. Seasonal variations in methane production // Freshwater Biol. 1992. V. 27. No. 3. P. 435-445.
Zavarzin G.A. Methane emission from the territory of Russia // Microbiology. 1997. V. 66. No. 5. P. 558-561.
THE METHANE CYCLE AND THEIR ROLE IN THE DESTRUCTION OF ORGANIC MATTER IN SEDIMENTS OF RESERVOIRS OF THE VOLGA-KAMA CASCADE
A. N. Dzyuban
I.D. Papanin Institute for Biology of Inland Waters RAS, 152742 Borok, Russia, e-mail: [email protected]
The study of microbial processes of the methane cycle and their role in the destruction of organic matter (OM) in sediments of reservoirs of the Volga-Kama cascade has revealed the ecologo-geographical zonality of the intensity of the studied processes and the role of methanogenesis in the OM destruction in silts.
Quantitative estimates of MG in sediments obtained for the waterbodies of the cascade demonstrate the all-round ecological importance of microbial processes of MG, especially in parts subjected to strong anthropogenic pressure where their contribution to the total destruction of OM varies within 15-30% and the portion in the value of the complete anaerobic destruction reaches 60-95%.
More complete data on scales of some component of the OM destruction in silts obtained according to the improved method with due regard for processes of the methane cycle and reassimilation of metabolic CO2 make it possible to determine the following regularities: (1) the total amount of destructed OM in sediments (on average for a waterbody) decreases from north to south in the cascade; (2) anaerobic processes prevail over aerobic ones in reservoirs of the Upper Volga and Kama rivers, they are balanced in the Middle Volga, and aerobic mineralization of OM prevails in waterbodies of the Lower Volga; (3) microbial processes of destruction and the CH4 cycle in bottom sediments of reservoirs of the Volga and Kama rivers are not only important components of the carbon cycle but powerful environment-forming factors in their ecosystems.
Keywords: methane cycle, destruction of organic matter, bottom sediments.
