Влияние стоков Череповецкого промышленного / на

Влияние стоков Череповецкого промышленного
/ на
экологическое состояние Рыбинского водохранилищ |. Р ы ­
бинск. 1990....С.
Сборник статей посвящен оценке экологического состояния Рыб^гкого
водохранилища после аварии на череповецком металлургическом ьмбинате (ЧМК) зимой 1986— 1987 гг. Впервые рассмотрено негативное вляние
и последствия промышленных сточных вод ЧМК на экосистему^ одохранилища: микробиологическую ситуацию, растительность, зооплаьтон,
бентос, ихтиофауну. Приводятся уровни загрязнения воды, грунтов, Соты
и даются рекомендации для улучшения экологического состояния адохранилища.
Сборник рассчитан на гидробиологов, ихтиологов, экологов, спе*алистов по охране окружающей среды.
Ответственный редактор Б. А. Ф Л Е Р О В
У Д К (504.054:628.39) (285.2:47) (628.394.285.2:47)
Б. А. Ф Л Е Р О В
(Институт биологии внутренних вод им. И. Д . П а п а нин а
А Н СССР)
ЭКОЛОГИЧЕСКАЯ ОБСТАНОВКА НА РЫ БИНСКОМ
ВОДОХРАНИЛИЩ Е В РЕЗУЛЬТАТЕ АВАРИИ НА
ОЧИСТНЫХ СООРУЖЕНИЯХ г. ЧЕРЕПОВЦА В 1987 г.
Дается оценка экологической ситуации в Шекснинском
плесе Рыбинского водохранилища на основании гидро­
химических, токсикологических, микробиологических, гидро­
биологических и ихтиологических исследований, выполнен­
ных после аварии на Череповецком металлургическом
комбинате в 1987— 1988 гг.
Н ачало аварии на Череповецком металлургическом к о м ­
бинате (Ч М К) приходится на последние числа д ек а б р я
1986 г. В это время произошел аварийный сброс кислоты
на заводскую территорию, в результате которого погиб
активный ил на установке биохимической очистки, а 5 я н в а р я
1987 г. из-за остановки работы (заморож ена система
трубопроводов) обесфеноливающей установки концентриро­
ванные сточные воды коксохимического производства
вывели из строя городские очистные сооружения и стали
беспрепятственно поступать в Рыбинское водохранилище.
С о зд а вш ая ся крайне критическая ситуация усугубилась ещ е
и тем, что производственное объединение «Аммофос» 5 я н в а ­
ря 1987 г. произвело аварийный выброс более 1 тыс. м3
концентрированной серной кислоты. Все это привело к э к о ­
логической катастрофе Шекснинского плеса Рыбинского
водохранилища.
Програм ма „Комплексных исследований экологической
обстановки на Рыбинском водохранилище в результате
аварии на очистных сооружениях г. Череповца в 1987 г.“
разработана
Институтом
биологии
внутренних
вод
им. И. Д . П апанина АН С С С Р сразу ж е после выхода
распоряж ения Ярославского облисполкома „О проведении
мероприятий по предотвращению последствий аварии на
очистных сооружениях г. Череповца" от 19. IV. 1987 г.,
№ 84— р. Р еал и зац и я программы исследований осущ ествля­
л ась в течение 2-летнего периода 1987— 1988 гг. З а это
з
время проведено 6 комплексных и несколько специальных
экспедиций с участием исследователей И БВ В АН СССР
разного профиля.
С тандартные гидрохимические параметры (pH, цветность,
взвешенные вещества, щелочность, С 0 2, кислород, Б П К 5 ,
органический углерод, все формы азота, неорганический
и общий фосфор, общее железо) Шекснинского плеса не
показали существенных отклонений как непосредственно
перед вскрытием льда, так и течение всего 1987 г.
В марте 1987 г. в воде Шекснинского плеса (ст. Любец)
было обнаружено большое содержание ароматических
углеводородов; ди- и полиароматические углеводороды
(нафталин, дигидроаценафтилен, флуорен, дифенил), сум­
марно 42 м гк/л ; кетоны, альдегиды и сложные эфиры
(дибутилфталат, д и о к ти л ф т а л а т ), суммарно 23 мкг/л;
кислород- и серосодержащ ие гетероциклические соединения
(дибензоф у раны ), суммарно 12 м к г/л ; алкилбензолы и
нефтепродукты, суммарно 10 мкг/л. В пробах очистных
сооружений Ч М К (после биологической очистки) концентра­
ции загрязняю щ и х веществ были в 10— 100 раз выше.
В послепаводковый период (май 1987 г.) концентрация
ди- и полиароматических углеводородов уменьшилась почти
в 200 раз; кетонов, альдегидов, сложных эфиров — в 7 раз,
кислород- и серосодержащ их гетероциклических соедине­
н и й — почти в 600 раз; азотсодерж ащ ие гетероцикличе­
ские соединения вовсе отсутствовали. На других станциях
Шекснинского плеса состав и количество загрязняю щ их
веществ были примерно такими же.
После аварийного сброса производственным объедине­
нием «Аммофос» концентрированной серной кислоты в
р. Кошту произошло высвобождение тяж елы х металлов,
накопленных в донных отложениях за время существования
ЧМ К, и перенос их на значительное расстояние по Шекснинскому плесу. Загрязн ен ие воды прослеживалось до Ц ен траль­
ного плеса водохранилища. Повышенное содержание м етал­
лов наблюдалось и в донных отложениях. Так, даж «
у д. М якса в 1987 г., по сравнению с 1985— 1986 гг. со д ер ж а­
ние меди в них увеличилось в 3, кадмия — в 2.5, цинка —
в 3, никеля — в 5, хрома — в 10 раз. Причем растворенная
форма металлов преобладала над взвешенной и была
биологически активной, поскольку в мышцах рыб, выловлен­
ных в этом районе, наблюдалось превышение содерж ания
свинца, кадмия, никеля и хрома по сравнению с предельно
допустимыми концентрациями этих веществ, установленны4
Токсичность воды водохранилища для Ceriodaphnia
af finis
а — 25 м а я и 8 и ю н я 1987 г., б — 19 ию ня и 20 и ю л я 1987 г., в — 25 а в г у с т а
и 5 о к т я б р я 1987 г., г — 17 м а я 1988 г., д — 25 с е н т я б р я 1988 г ., I — о ч е н ь
т о к с и ч н а я в о д э ( г и б е л ь ж ивот ны х 5 0 — J0 0 % ) , II — у м ер е н н о т о к с и ч н а я
в о д а (г и б е л ь 2 0 — 5 0 % ) , I II — н е т о к с и ч н а я в о д а (ги б е л ь 0 — 2 0 % ) ; м ес та
о т б о р а п роб: 1 — д. К а б а ч и н о , 2 — р . Я го р б а , 3 — р. К о ш т а , 4 — р. С у д а ,
5 — о. К а р г а ч , 6 — ст. Л ю б е ц , 7 — д . М я к с а , 8 — ст. С р ед н и й Д в о р , 9 —
Ц е н т р а л ь н ы й м ы с, 10 — В о л ж с к и й плес.
ми для рыбных продуктов. К лету 1988 г. концентрация
тяж елы х металлов в воде Шекснинского плеса снизилась
до уровней, характерных д ля 1985— 1986 гг. В это время
тяж елы е металлы находились в биологически малоактивной
форме.
В мае 1987 г. на участке плеса от р. Кошты до ст. Любец
уровень загрязненности грунтов нефтью увеличился в 2 раза.
С одержание углеводородов в воде Шекснинского плеса
у г. Череповца в вегетационный период 1987— 1988 гг.
существенно не изменилось, а количество битумоидов
возросло в 1987 г. в среднем в 2 р аза, в 1988 г. — в 10 раз.
Д инамику качества воды в различных участках плеса
определяли при помощи высокочувствительного 7-суточного
биотеста с использованием C eriodaphnia af finis (Lill).
Биотестирование показало, что после вскрытия льда и до
середины июля 1987 г. вода Шекснинского плеса была
токсичной (см. рисунок). Качество воды приблизилось
к контрольному уровню (контроль — вода Волжского плеса)
только в конце августа. Однако в конце сентября и октябре
1987 г. она снова стала токсичной. В мае 1988 г. качество
воды Ше'кснинского плеса было удовлетворительным за
исключением воды р. Ягорбы, где наблю далась 100%-ная
гибель рачков. В сентябре оно вновь снизилось на всех
станциях, что вызвало 20— 50%-ную гибель цериодафний.
Это свидетельствовало о продолжаю щ ем ся поступлении
неочищенных стоков г. Череповца в Рыбинское водохра­
нилище.
Изучена интенсивность микробиологических процессов
продукции и деструкции органического вещества, определено
содерж ание специфических групп бактерий, свидетельствую­
щих о загрязнении вод и донных отложений фенолами,
н афталинами и нефтепродуктами. В районе г. Череповца
численность сульфатвосстанавливаю щ их бактерий, содер­
ж ани е сульфидов, интенсивность сульфатредукции была в
5 — 10 раз выше по сравнению со станциями открытой
части водохранилища, что указы вает на сильное за г р я зн е ­
ние иловых отложений органическим веществом и су л ь ф а та ­
ми промышленного происхождения. Содержание сапрофит­
ных бактерий здесь превыш ало норму на 1— 2 порядка.
В целом, по микробиологическим данным можно заключить,
что Шекснинский плес постоянно подвергался сильному
антропогенному воздействию, и это отрицательное влияние
распространялось на расстояние 50— 60 км от источника
загрязнения.
6
О постоянном уровне загрязнения свидетельствует н а ­
личие тяж ел ы х металлов в растениях. Исследование 7 видов
высшей водной растительности Рыбинского водохранилища
в 1986— 1988 гг., т. е. до и после аварии на ЧМ К, показало,
что, начиная с южной границы Шекснинского плеса
(ниже ст. Л ю бец) и по мере продвижения к г. Череповцу,
содерж ание тяж елы х металлов в растениях нарастало.
В районах о. В аганиха и г. Череповца содерж ание
никеля в растениях в 2, меди в 2.5, хрома в 16, цинка в 8 раз
больше по сравнению с контрольными растениями, взятыми
из незагрязненных вод р. Мологи. Наибольшей аккумули­
рующей способностью обладаю т ряска и рдесты (гребен­
чатый и разн оли стн ы й ). Значительного увеличения с о д е р ж а ­
ния металлов в высшей водной растительности после
аварии не наблюдалось.
Трансф ормированная в результате аварии зона Ш екснин­
ского плеса выделяется и по обедненному зоопланктону.
Видовой состав сократился в среднем на 50— 6 0 % , главным
образом за счет выпадения олигосапробных форм. Заметно
снизилась здесь и численность организмов. Эта зона
характер и зовал ась низкими индексами биоценотического
сходства (например, ст. К о ш т а — 15.2%, ст. Ягорба —
18.2% ). Здесь ж е наблю далось развитие отдельных сапро­
фитных видов. З а гр я зн ен н а я зона по показателям зоопланк­
тона в 1987 г. имела протяженность более 20 км, а в 1988 г.
около 7 км. Влияние аварийного сброса Ч М К наиболее
ярко выразилось в конце м ая 1987 г.
Аварийный сброс практически не повлиял на видовой
состав перифитонных и планктонных инфузорий. Однако
по уровню их развития в Шекснинском плесе выделили
следующие зоны сапробности: полисапробную (р. Кошта,
особенно в районе сброса стоков), устойчивую а-мезосапробную (у г. Ч ереп овца), переходную а- и Р-мезосапробную (о-ва В аганиха, К ар гач ).
Исследование зооперифитона в 1986— 1988 гг. показало,
что до аварии на Ч М К в Шекснинском плесе уж е существо
вали подверженные сильному антропогенному воздействию
полисапробная зона (у г. Череповца) и зона локального
токсического воздействия. В 1987 г. зона токсического
воздействия сильно расш ирилась и включила в себя
р. Кошту, о. В аганиха, о. Каргач, ст. Любец. Она х ар акте­
ри зовалась самыми низкими индексами видового р азн ооб р а­
зия (7.6— 14.4) по сравнению с незагрязненной (19.2— 27.3),
а т а к ж е низкими величинами численности и биомассы
7
зооперифитона. В 1988 г. произошло некоторое улучшение
состояния зооперифитона в токсической зоне. Видовое
разнообразие увеличилось, его индексы составили 9.2—
21.3; численность и биомасса т а к ж е повысились. Однако
условия в этой зоне в 1988 г. оставались неблагоприятными
д ля вы ж ивания основного компонента зооперифитона —
дрейссены.
Биомасса бентоса Шекснинского плеса в 1987 г. была
сравнительно высока, но ее представляли почти исключи­
тельно олигохеты — наиболее токсикорезистентные Живот­
ные. Сферииды в бентосе практически не встречались.
На мейобентос в 1988 г. оказывали сильное воздействие
промстоки особенно в районе г. Череповца, где отмечалось
почти полное отсутствие фауны копепод и наличие большого
количества сапробиотических форм нематод в составе дон­
ной фауны.
Зимой 1987 г. в Шекснинском плесе Рыбинского водо­
хранилищ а происходила массовая гибель рыб. Картина
отравления, паталогоанатомические изменения, содержание
в тканях рыб загрязняю щ и х веществ показали, что отравле­
ние вызвано аварийным сбросом отходов коксохимического
производства ЧМК- В рыбе обнаружены предельные и ар о ­
матические углеводороды — производные коксохимической
промышленности (производные нафталина, дигидроаценафтилена, дибутилфталата, пиридина, дибензофурана,
флуорена и т. д .), уровни которых в 100— 1000 раз
превышали концентрации, наблюдаемые в это время в воде.
Н аряду с этим, у рыб отмечалось разрушение тканей
иммунокомпетентных органов, воспалительные реакции, по­
вышенная активность ацетилхолинэстеразы мозга и пони­
ж енн ая концентрация коллагена в позвоночнике, свиде­
тельствующие об их сильном стрессорном состоянии.
Весной и летом 1987 г. состояние рыб несколько
улучшилось. В мае в рыбе присутствовали загрязняю щ ие
вещества, но в значительно меньших (30— 60 раз) коли­
чествах по сравнению с зимним периодом. Однако у рыб
наблюдались специфические антитела к фенолу и нафталину,
пониженный уровень гуморальных факторов иммунитета,
появление токсинсодержащих гранул липофусцина, пере­
стройка холестеринового обмена, направленного на генера­
тивный синтез, повышенный уровень ацетилхолинэстеразы
мозга.
Несмотря на отсутствие в рыбе ароматических углево­
дородов (октябрь) в летне-осенний п е р и о д ‘1987 г. было
8
зарегистрировано резкое снижение численности и плотности
популяций всех видов рыб в верхней части Шекснинского
плеса, что явилось прямым следствием аварии на ЧМК.
В результате непосредственной гибели рыб понизилась
численность промысловой части популяций синца, снетка,
судака и налима, что привело к существенному недолову
этих видов рыб в 1987 г.
В 1988 г. плотва Шекснинского плеса отличалась
от Волжской пониженным коэффициентом упитанности,
повышенным содержанием ацетилхолинэстеразы в мозге
и пониженным уровнем коллагена в позвоночнике. Низкое
содерж ание коллагена в позвоночнике лещ а обнаружено
только в районе о. Ваганиха. В 1988 г. у лещей отсутствовали
воспалительные процессы в печени, почках, селезенке,
количество гранул липофусцина значительно уменьшилось,
упали так ж е титры антител к фенолу и нафталину.
О днако в иммунокомпетентных органах рыб появились
соединительнотканные образования, которые могут привести
к ослаблению сопротивляемости организма к инфекционным
и паразитарны м возбудителям.
Нагульные скопления пелагических рыб, ранее состояв­
шие преимущественно из снетка, в 1988 г. достигли перво­
начального уровня (до аварии на Ч М К ). В популяции
л е щ а присутствовали особи с резорбированной икрой.
В Шекснинском плесе был отмечен пониженный уровень
плодовитости л ещ а, свидетельствующий о том, что воспроиз­
водительная способность самок в 1988 г. еще не восстано­
вилась. Из большой выборки лещей у 2% наблю дался
некроз плавников, причем, пораженные особи встречались
по всей восточной части Рыбинского водохранилища.
В 1988 г. в Моложском плесе снизились уловы лещ а
и синца; в Шекснинском и Волжском — остались на прежнем
уровне. В ближ айш ие годы можно ожидать сокращ ения
численности налима. Упадет т а к ж е численность снетка,
которая может повлечь за собой снижение в уловах
доли хищных рыб (судака, окуня).
Эколого-генетический анализ состояния популяций лещ а
Рыбинского водохранилища в 1970— 1980 гг. выявил пони­
женную стабильность развития лещ а в Шекснинском плесе,
свидетельствующую о неблагоприятных условиях в этом
районе в результате загрязнения череповецким промышлен­
ным узлом.
Таким образом, Шекснинский плес Рыбинского водо­
хранилищ а постоянно подвергается воздействию промыш9
леных сточных вод г. Череповца, содерж ащ их тяж елы е
металлы и отходы коксохимического производства. Хро­
ническое антропогенное влияние привело к неудовлетвори­
тельному микробиологическому состоянию воды в районе
города, к загрязнению донных отложений и высшей водной
растительности северной части Шекснинского плеса т я ж е ­
лыми металлами, а т а к ж е — к заметному снижению с т а ­
бильности развития популяции л ещ а. Н и ж е города постоян­
но существует токсическая зона.
Д ек а б р ь ск ая авар и я 1986 г., вы званная аварийным
сбросом промышленных сточных вод коксо-химического
производства ЧМ К, настолько усугубила экологическую
обстановку, что можно говорить об экологической катастро ­
фе Шекснинского плеса в весенне-летний период 1987 г.
В этот период вода плеса оказал ась токсичной. В ней и в
рыбе присутствовали химические соединения — производные
коксохимической промышленности. Экосистема плеса была
серьезно нарушена: сильно ухудшилась микробиологическая
ситуация (неудовлетворительное состояние распространи­
лось на юг от г. Череповца на 50— 60 км), выпали олигосапробные виды планктонных организмов, индексы видо­
вого разнообразия зооперифитонных организмо были
низкими, бентос был представлен только токсикорезистентными видами, наблю далась м ассовая гибель промысловых
видов рыб. В целом нанесен большой ущерб рыбному
хозяйству. В 1988 г. шло постепенное восстановление
экосистемы плеса, однако отдаленные последствия аварии
трудно предсказуемы из-за невозможности определить
судьбу загрязняю щ их веществ коксохимического производ­
ства в биоте Рыбинского водохранилища.
Д л я , улучшения состояния экосистемы Шекснинского
плеса Институт биологии внутренних вод им. И. Д . Папанина АН С С С Р рекомендует введение искусственных биотопов
(субстратов) в прибрежные зоны верховий плеса, что позво­
лит увеличить численность гидробионтов-фильтраторов и
аккумуляторов и тем самым усилить самоочищающую
способность воды, а т а к ж е обогатить фауну кормовыми
организмами для рыб.
В связи с неблагоприятным состоянием ихтиофауны
следует установить постоянный, строгий санитарный конт­
роль за качеством рыбной продукции, поступающей в
торговую сеть Ярославской и Вологодской областей, при
этом, СЭС г. Череповца необходимо создать службу по
ю
определению содерж ания загрязняю щ и х веществ в рыбе.
Госкомприроде С С С Р следует принять меры по предот­
вращению и устранению загрязнения нерестовых притоков
Рыбинского водохранилища.
По рекомендациям И Б В В АН С С С Р 1987 г. в настоящее
время ведется проектная р азрабо тк а системы управления
нерестилищ площадью 3 км , которая будет размещена
в низовьях Шекснинского плеса.
И Б В В им. И. Д . П а пани н а АН С С С Р в 1989 г. реко­
мендует резко ограничить весенний отлов неохраняемых
рыб в запретный период, а с 1990 г. ввести в период нереста
полный запрет на отлов всех видов рыб на акватории
всего Рыбинского водохранилища сроком на 5 лет.
У Д К 551.46.09:628.5(285.2) (47)
Ю. В. Е Р Ш О В
(Институт биологии внутренних вод им. И. Д . П апанина
А Н С С С Р)
ОЦЕНКА ЗАГРЯЗНЕННОСТИ ВОДЫ И ГРУНТОВ
ШЕКСНИНСКОГО ПЛЕСА РЫБИНСКОГО
ВОДОХРАНИЛИЩ А БИТУМОИДАМИ
И НЕФТЕПРОДУКТАМИ
Показано, что в результате аварии на очистных соору­
жениях г. Череповца уровень загрязненности воды нефте­
продуктами не изменился, содержание битумоидов увеличи­
лось в 2— 10 раз, загрязнение донных отложений воз­
росло в 2 раза.
Зимой 1986— 1987 гг. в результате аварии на очистных
сооружениях г. Череповца неочищенные бытовые и про­
мышленные стоки стали поступать в Шекснинский плес Р ы ­
бинского водохранилища, что долж но было привести к уве­
личению содерж ания битумоидов (экстракт углерода четы­
реххлористого) и нефтепродуктов (углеводороды) в воде и
грунтах. Д л я оценки степени этого увеличения в 1987—
1988 гг. собрано 126 образцов воды для определения в них
углеводородов, 1 2 1 — для определения битумоидов, о б р а­
ботано т а к ж е 19 проб донных отложений. Содержание биту­
моидов и углеводородов в вегетационный период контролиро­
вали на 11 станциях, 7 из которых расположены в Ш екснин­
ском плесе, по одной в устьях рек Ягорбы, Кошты, Суды и
в Главном плесе (ст. Средний Д вор ).
Концентрацию битумоидов (X) в образцах воды и грун­
тов определяли методом экстракции с гравиметрическим
окончанием, углеводородов (У) — ИК-методом в сочетании
с колоночной хроматографией [2]. При извлечении биту­
моидов и углеводородов каж ды й литр воды д важ д ы обраб аты ­
вали 12.5 мл углерода четыреххлористого на качалке
при скорости вращ ения 170 об./мин. Время экстрак­
ц и и — 20 мин, время разделения ф а з — 15 мин. Антропагенную составляющую этих параметров оценивали делени­
ем валовых концентраций битумоидов и углеводородов на их
фоновые значения, равные соответственно 0.2 и 0.02 мг/л.
Содержание углеводородов биогенного (У0) и нефтяного
!2
(У н) происхождения рассчитывали с помощью отноше­
ния У/Х. Р анее было показано [1], что для образцов воды
и грунтов, отобранных на участках Рыбинского водохрани­
лищ а, не подверженных нефтяному воздействию, это
отношение равно 5 и 2 % соответственно, и их мож но при­
нять за фоновые величины. Уровень загрязненности нефтью
или ее производными определяли с использованием отноше­
ния У/У„, которое показывает, во сколько раз в ал о в ая кон­
центрация углеводородов превосходит таковую биогенного
происхождения. Величина У /У 0 — 1 позволяет установить,
во сколько раз концентрация углеводородов нефтяного про­
исхождения выше, чем биогенный фон [1, 2].
В вегетационный период воду для анализов отбирали с
двух горизонтов; 0,5 м от поверхности воды и 0,5 м от поверх­
ности грунта. Содержание битумоидов и углеводородов в
грунтах определяли в наилке, если он был, и в поверхностном
5-сантиметровом слое.
В период исследований содерж ание битумоидов и угле­
водородов в воде изменялось в значительных пределах, от­
л ичаясь крайними значениями в 100 и 40 раз соответствен­
но (табл. 1).
Наиболее обогащенной углеводородами была вода
р. Ягорбы, где за безледный период их концентрация не
опускалась ниже 0.13 м г /л с максимумом в июле 1987 и
1988 гг., превышающем рыбохозяйственную П Д К в 6— 8 и
3 — 12 раз, а фоновую величину в 15—21 и 7—30 раз соот­
ветственно (табл. 1). Основная масса углеводородов с в я з а ­
на с нефтяным происхождением и была выше содерж ания
углеводородов биогенного происхождения в среднем в
6.9 р аза (табл. 2).
Концентрация битумоидов в воде р. Ягорбы в 1987 г. пре­
выш ала фоновую в 2 — 4 раза, в 1988 г. — в 5— 11 раз. Т а ­
ким образом, основная масса битумоидов в реке была антро­
погенного, а углеводородов — нефтяного происхождения.
Вода р. Кошты была насыщена углеводородами значи­
тельно слабее, битумоидами — несколько выше, их содер­
ж ани е превыш ало биогенный фон для углеводородов в
1987 г. в 4 —8 раз, в 1988 г. в 7— 8 раз, для битумоидов в
1987 г. в 4 — 5 раз, в 1988 г. в 12— 28 раз. Однако содержание
углеводородов нефтяного и биогенного происхождения,
по усредненным данным, было одинаковым, что, по-видимому,
связан о с поступлением в реку значительного количества
сточных вод коксохимического комбината (табл. 2).
Содержание битумоидов в воде р. Шексны было практи13
Содержание битумоидов и углеводородов в воде
В рем я
наблю ­
дения
X
1987 г.
май 0.24
0.22
июль 0.26
сен­
тябрь
ок­
тябрь
1988 г.
май
июль
П р о ти в
р. К ош ты
Д . К абачино
Д . Т орово
О. К а р га ч
С т. Л ю б е ц
д.
Y
X
Y
X
Y
X
Y
X
Y
X
0.05
0.08
0.15
0.95
1.10
1.17
1.48
0.85
—
0.07
0.08
0.17
0.20
0.12
0.28
0.53
0.65
0.71
0.53
0.64
0.42
0.04
0.08
0.12
0.16
0.06
0.07
0.14
0.41
0.71
0.58
0.73
0.64
0.52
0.4
0.06
0.06
0.10
0.16
0.07
0.07
0.08
0.33
0.32
0.47
0.33
0.45
0.51
0.29
0.06
0.05
0.14
0.16
0.06
0.07
0.06
0.26
0.41
0.30
0.33
0.34
0.35
0.28
0.27
0.73
0.58
1.19
0.05
0.13
0.05
0.07
0.27
0.31
0.49
0.60
0.06
0.05
0.05
0.06
0.29
0.96
0.28
0.41
0.04
0.06
0.03
0.04
0.16
0.21
0.21
0.33
—
—
0.32
0.21
0.16
0.04
0.04
0.07
0.16
0.15
0.21
0.23
0.03
0.03
0.07
0.04
—
1.06
15.10
2.05
3.00
—
—
0.10
0.63
0.11
0.15
П р и м е ч а н и е . Над чертой — 0,5 м от поверхности воды.
чески на уровне фона. Концентрация углеводородов в веге­
тационный период превосходила фоновую величину в 1,5—
8 раз, рыбохозяйственную П Д К — в 3 раза. Н ефтяная
со ставляю щ ая была выше биогенной в 5 раз, что, видимо,
связано с функционированием речного флота.
Наименьшие величины определяемых параметров отме­
чали в воде р. Суды, где в 1987 г. количество битумоидов
колебалось в пределах фоновых значений, содерж ание уг­
леводородов было выше фонового в 1,5— 7 раз, а рыбохо­
зяйственной П Д К в 0.6— 3 раза. В 1988 г. концентрация
битумоидов так ж е была на уровне фоновых значений, а уг­
леводородов — превыш ала фон в 1,5 раза, но не превыш ала
рыбохозяйственную ПДК- Однако за весь период наблюде­
ний нефтяная составляю щ ая углеводородов была выше
биогенной в 4 раза.
Таким образом, вода притоков Шекснинского плеса бы­
ла обогащена углеводородами в основном нефтяного проис­
хождения.
В зимний период 1987 г. содержание углеводородов в во­
де Шекснинского плеса на участке о. Каргач — д. М якса
изменялось в пределах 0.06— 0.18 м г/л , что выше фона в
14
Таблица
1
Шекснинского плеса, мг/л
В асильево
Y
Д. Мякса
X
С т. С р е д н и й
Д вор
Y
X
Y
Р . Я го р б а
Р. Суда
Р . К о ш та
X
Y
X
Y
X
Y
0.48
0.31
0.33
0.9
—
0.13
—
0.28
0.24
0.03
0.06
0.43
0.95
0.17
0.2
0.14
0.05
0.06
0.30
0.32
0.06
0.04
0.58
0.53
0.05
0.04
0.14
0.14
0.30
0.46
0.19
0.31
0.48
0.30
0.15
0.13
0.05
0.06
0.30
0.30
0.04
0.04
0.28
0.30
0.03
0.04
0.89
0.34
1.28
0.09
0.23
0.05
0.15
0.22
0.12
0.26
0.07
0.84
0.45
0.68
0.13
0.20
0.07
0.08
0.06
0.21
0.26
0.04
0.04
0.12
0.12
0.05
0.05
0.88
1.10
0.13
0.37
5.62
0.15
—
0.02
—
0.03
0.03
0.18
0.23
0.05
0.03
0.17
0.19
0.03
0.04
1.66
2.30
0.57
0.77
2.43
0.13
—
0.15
0.18
0.76
0.02
0.03
0.76
0.75
—
—
—
поД чертой — 0.5 м от дна.
3 — 9 раз, а рыбохозяйственной П Д К в 1.2— 4 р аза. В апре­
ле этого ж е года на разрезе д. Гаютино — ю ж н ая часть
Центрального мыса концентрации битумоидов и углеводо­
родов в воде различных станций варьировали в интервале
0.48—0.74 и 0.13—0.25 м г/л соответственно, превыш ая ф о ­
новые значения в 2.5— 3.7 и 6.5— 13 раз. Причем, со д ер ж а­
ние углеводородов в воде в это время было в 4, а битумоидов
в 2 раза выше средних величин, полученных за зимний пе­
риод 1981 — 1982 гг. В 1987 г. основная масса углеводородов
на этом участке водохранилища была нефтяного происхож­
дения (биогенная составл яю щ ая была в 5 раз ниже нефтя­
ной), что объясняется последствиями аварии на очистных
сооружениях г. Череповца.
Содержание битумоидов в воде плеса в безледный пери­
од колебалось в широких пределах, отличаясь крайними
значениями в 100 раз, иногда превыш ая фоновую величину
в 7 (1987 г.) или 75 (1988 г.) раз. М акси м альная концент­
рация битумоидов отмечалась в воде у г. Череповца (ст. наротив р. К ош ты ), ее величина в 1987 г. была 1.13 м г/л , в
1988 г. 5.2 м г/л , что соответственно в 2 и 10 раз выше, чем
в 1981 — 1982 гг., когда в среднем по плесу она составляла
15
Таблица
2
Среднее содержание углеводородов нефтяного и биогенного происхождения в
воде Шекснинского плеса за 1987— 1988 гг., мг./л
Индикаторы
нефти
Д.
К а б а - Против
чино
р. Кошты
Д. Торово
О. Каргач
Ст. Любец
Д. Василь­ Д.
ево
Мякса
Ст.
Сред- Р. Ягорба
ний Двор
Р. Кошта
Р. Суда
Уср
0.06
0.16
0.09
0.07
0.07
0.08
0.09
0.06
0.41
0.13
0.05
Ун
0.05
0.08
0.06
0.05
0.04
0.06
0.07
0.05
0.35
0.06
0.04
У6
0.01
0.08
0.03
0.02
0.03
0.014
0.02
0.01
0.06
0.07
0.01
У /У б
6
2
3
3.5
2.5
6
4.5
6
6.9
1.9
5
0.5 м г/л. При удалении от источника загрязнения содер­
ж ани е битумоидов в воде снижалось и у д . М якса было на
уровне 1981 — 1982 гг.
Углеводородов в воде плеса присутствовало меньше, чем
в р. Ягорбе, но больше, чем в р. Суде. Концентрация их на
различных станциях превосходила фоновую в 2— 15 раз в
1987 г. и в 2 —30 раз в 1988 г., а рыбохозяйственную П Д К —
соответственно в 6 и 12 раз. М аксимальные валовые кон­
центрации были характерны для воды плеса вблизи г. Ч е­
реповца (ст. напротив р. Кошты), минимальные — для воды
у д. Кабачино и д. М якса. Иногда эта закономерность н а­
руш алась. Так, в июле 1987 г. на всех станциях плеса кон­
центрация углеводородов была выше, чем в мае, сентябре и
октябре, но максимальная обнаруж ена в придонном слое
воды у д. М якса на границе с Главным плесом (табл. 1).
М аксимальное содержание углеводородов нефтяного
происхождения было характерно д ля воды со станции, р а с ­
положенной против р. Кошты, однако оно составляло
половину от валового содерж ания углеводородов. Это у казы ­
вает на то, что в 1987— 1988 гг. очистные сооружения г. Ч е ­
реповца работали недостаточно надежно, поэтому в Шекснинский плес со стоками поступало большое количество
органического вещества со значительным содержанием би­
тумоидов и углеводородов ненефтяного происхождения. На
остальных станциях, по усредненным данным, основная м а с­
са углеводородов была нефтяного происхождения и п ревыш а­
л а таковую биогенного происхождения в несколько раз
(табл. 2).
Авария на очистных сооружениях г. Череповца практи­
чески не повлияла на валовое содерж ание углеводородов в
воде плеса в вегетационный период 1987— 1988 гг. Это сл е­
дует из сравнения средних концентраций углеводородов в
воде на участке плеса вблизи г. Череповца (ст. против
р. Кошты) и у д . М яксы за 1987— 1988 гг. с таковыми за
1981 — 1982 гг. В 1987 г. среднее содерж ание углеводородов
на этих участках составляло соответственно 0.13 и 0.11 мг/л,
в 1988 г. — 0.2 и 0.04 м г /л и не превыш ало аналогичных д а н ­
ных за 1981 — 1982 гг. [1].
В донных отложениях содерж ание битумоидов и углево­
дородов от станции к станции варьировало в широком ин­
тервале величин, отличаясь крайними значениями в 57 и
550 раз соответственно. Больш ая часть углеводородов в
грунтах Шекснинского плеса и его притоков была нефтяного
происхождения, а в грунтах Главного плеса нефтяные ком17
00
Таблица
3
Содержание битумоидов и углеводородов нефтяного и биогенного происхождения
в донных отложениях Шекснинского плеса, мг/г
Индикаторы
нефти
Д.
К а ба - Против
чино
р. Кошты
О. Вага­
ниха
Д. Торово
—
—
—
8
8
О. Каргач
Ст. Любец
Д. Василь­
ево
Д. Мякса
3
—
3.5
—
—
1
Т5~
1
4.1
4
4
Ж 2
5
4.15
025
0Л8
ТЛЗ
0.1
0.11
“5 3 "
0Ж
0 Ж
0
0.03
5Ж
0006
~0Т
0.1
0.08
0Л9
0004
Ст. Сред­
ний Двор
Р. Ягорба
Р. Суда
—
_
1982 г.
У/Уб
2
3
-
—
М ай
X
0.85
0.8
У
0.24
ун
0.22
0.13
Уб
0.02
0.02
У/У6
12
8
0.15
Т5~
0.93
Ш ё
ш
г
~ п г
2Ж
064
Т5Ж
005
~ТЗ"
Т Г
М 5
05Т
ОЖ
Т4~
1987 г
Т Г
0.53
0.34
0.33
0.45
0.26
0.25
0.08
0.08
0.08
7
4
4
044
ТГ4“
ОЖ
Т Г
1
1.4
П р и м е ч а н и е . Над чертой — наилок, под чертой — 5-сантиметровый поверхностный слой.
т
г
поненты практически отсутствовали. В притоках м акси м аль­
ные концентрации битумоидов и углеводородов биогенного
и нефтяного происхождения были характерны для грунтов
устья р. Ягорбы, в плесе — для грунтов у д. М якса (табл. 3).
Это не значит, что донные отложения этих участков подвер­
гались наиболее интенсивному нефтяному воздействию, так
как по валовой концентрации и ее нефтяной составляющей
оценить уровень загрязненности грунтов нефтью можно
лиш ь в случае однотипности их на всех станциях отбора
проб. Донные отложения плеса и его притоков не удовлет­
воряют данному условию, поэтому степень загрязненности
грунтов нефтью или ее производными оценивали с помощью
отношения У /У а. Д л я притоков этот показатель был макси­
мальным в грунтах устья р. Ягорбы, д ля Шекснинского пле­
са — на участке от ст. Кабачино до ст. Любец. Это означает,
что упомянутые участки в момент обследования п одверга­
лись наиболее интенсивному нефтяному воздействию. П р и ­
чем, по сравнению с 1982 г. уровень загрязненности грунтов
нефтью на участке плеса от ст. против р. Кошты до ст. д. М я к ­
са увеличился примерно в 2 р аза, что обусловлено аварией
на очистных сооружениях г. Череповца (табл. 3).
Таким образом, ав ар и я на очистных сооружениях г. Ч е ­
реповца привела к увеличению содерж ания битумоидов
вблизи города, а в апреле 1987 г. на разрезе д. Гаютино —
ю ж н ая часть Ц ентрального мыса и практически не повлияла
на содерж ание углеводородов в воде плеса в вегетацион­
ный период 1987— 1988 гг. В мае 1987 г. наблюдалось уве­
личение содерж ания углеводородов в поверхностном слое
донных отложений на участке плеса от ст. напротив р. К ош ­
ты до ст. Любец.
ЛИТЕРАТУРА
1. Абиотические факторы круговорота веществ в водоемах замедленного
водообмена: Отчет о НИР (заклю ч.)/И Б В В АН СССР. Шифр темы
2.33.6.1, № г/р 81015333; Инв. № 02860041763. Борок, 1985.
2. Е р ш о в Ю. В. Содержание углеводородов в воде и грунтах оз. Плещеево//Функционирование озерных экосистем. Рыбинск, 1983.
УДК 574.64 28
И. В. Ч А Л О В А
Институт биологии внутренних вод им. И. Д . П а панина
А Н СССР
ИЗУЧЕНИЕ ТОКСИЧНОСТИ ВОД РЫБИНСКОГО
ВОДОХРАНИЛИЩ А С ПОМОЩЬЮ СЕМИСУТОЧНОГО
ТЕСТА НА CERIODAPHNIA A FFINIS
Проведено биотестирование природных вод с помощью
Ceriodaphnia aff inis. Выявлены токсические зоны Ры­
бинского водохранилища, прослежена динамика их изме­
нений.
В 1987— 1988 гг. проведено биотестирование воды Р ы ­
бинского водохранилищ а на 10 станциях с целью выявления
токсических зон, образовавш ихся в результате аварийного
сброса промышленных стоков Череповецкого металлургиче­
ского комбината. Был использован семисуточный тест с C e ­
riodaphnia af finis Lillieborg
(1900)
(C ru stacea, Cladocera) [1, 2].
Пробы воды на водохранилище отбирали батометром с
глубины 0 — 50 см и хранили в холодильнике при температу­
ре -)-4°С.
Молодь цериодафний в возрасте 0— 2 ч по одной р а с с а ­
живали в 10 стеклянных стаканчиков, содерж ащ их по 15 мл
тестируемой воды. В качестве контроля использовали воду,
в которой содерж ал ась л аб о рато рн ая культура С. af finis.
Ежедневно животных кормили суспензией д рож ж ей в кон­
центрации 5 мг/л, д о б а вл я я ее в каждый стаканчик по
0.05 мл. В течение недели в одно и то ж е время суток регист­
рировали количество живых рачков, пометов и молоди у
каждой самки. Отродившуюся молодь после подсчета у д а­
ляли. На 3-и и 5-е сутки с н ачала опыта воду в стаканчиках
заменяли.
По окончании тестирования для каждой пробы воды и
контроля определяли процент гибели животных и их репро­
дуктивную способность. Последний показатель включает в
себя среднее число пометов на 1 самку за 7 суток и среднее
количество молоди на 1 самку за тот ж е период.
С конца мая до начала июня 1987 г. вода была высоко­
токсичной на всех исследованных станциях, (за исключе­
нием ст. Мякса, где погибло менее 50% животных)
20
Таблица
1
Гибель Ceriodaphnia affinis при тестировании, %
М е ст о о тб о р а
проб
У д. Кабачино
Р. Ягорба
Р. Кошта
Р. Суда
О. Каргач
Ст. Любец
У д. Мякса
Ст. Средний
двор
Ц ентральны й
мыс
Волжский плес
Контроль
1988 г.
1987 г.
26 V
8 IV
19 VI
20 V II
2 5 V II
5 X
27 X
100
100
100
100
100
100
50
90
90
80
100
90
80
30
90
100
100
100
20
20
20
100
100
100
100
10
10
0
20
10
20
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
80
70
0
0
0
0
10
100
10
0
0
10
40
50
50
40
50
30
30
100
100
20
30
0
0
0
20
20
—
70
100
10
0
60
20
10
0
0
0
0
0
0
0
10
20
0
40
30
0
—
—
0
IB V
—
25
IX
(табл. 1). В два последующих месяца высокая токсичность
воды сохранялась на участках водохранилища прилегаю­
щих к г. Череповцу (у д. Кабачино, р. Ягорба, р. Кошта,
р. С уда).
В конце лета и осенью вода Шекснинского плеса и цент­
ральной части водохранилища была удовлетворительного
качества. Однако в конце октября в реках Ягорба и Кошта
вновь стала токсичной: она вызы вала гибель более 50%
рачков.
Анализ репродуктивной способности С. af finis позво­
ляет более точно определить качество исследуемой воды.
Несмотря на то, что при биотестировании осенних проб во­
ды смертность животных практически не наблюдалась,
среднее количество пометов и молоди на 1 самку в это время
не достигало контрольных величин (табл. 2, 3). В целом же
полученные результаты по репродуктивной способности р а ч ­
ков из различных участков Рыбинского водохранилища
подтверж даю т результаты биотестирования по показателям
выживаемости.
Биотестирование воды в 1988 г. показало, что весной об­
становка на всех исследованных станциях была более б л а ­
гоприятной по сравнению с 1987 г. П олн ая гибель животных
отмечалась только в пробе из р. Ягорбы (табл. 1). Осенью
произошло увеличение токсичности воды на всех исследо­
ванных участках Рыбинского водохранилища. Сходная кар21
Таблица
2
Среднее число пометов у одной самки
М е ст о
о тб о р а
проб
1987 г.
1988 г.
26 V
8 VI
19 V I
20 V II
25V111
5 X
27 X
18 V
25 IX
У д. Кабачино 0
Р. Ягорба
0
Р. Кошта
0
Р. Суда
0
О. Каргач
0
Ст. Любец
0
У д. Мякса
0.2
Ст. Ср. Двор 0
Ц ентральны й
—
Мыс
Волжский плес
0
Контроль
—
0.2
0
0.2
0
0.3
0.2
0.6
0
0
0
0
0
1.6
1.6
1.5
1.4
0
0
0
0
1.8
2.1
2.1
1.2
1.8
2.0
1.8
1.9
1.6
2.3
2.2
2.3
2.3
2.2
1.2
1.4
1.7
1.7
2.8
1.1
1.4
0.4
0.5
1.8
0.8
1.2
1.3
1.8
1.6
0
1.2
2.1
1.9
1.8
1.8
1.4
0.5
0.8
1.3
0.9
1.7
1.5
1.3
0
—
—
0
1.5
0
0.4
1.6
2.9
1.9
2.1
3.2
1.0
2.3
3.2
2.4
2.1
3.1
1.2
1.2
3.6
1.1
1.8
3.1
—
тина наблю далась и при изучении репродуктивной способ­
ности цериодафний (табл. 2, 3).
Таким образом, загрязняю щ и е вещества, накопивш ие­
ся в водоеме зимой 1987 г. в результате аварии на Черепо­
вецком металлургическом комбинате, распространились на
значительное расстояние от места сброса и образовали
токсичные зоны. К концу лета качество воды в Шекснинском
плесе улучшилось и сохранилось на удовлетворительном
уровне до осени 1988 г. Увеличение токсичности осенью
1988 г. свидетельствует о новом поступлении з а г р я зн я ю ­
щих веществ в Рыбинское водохранилище.
Л ИТЕРАТУРА
1. Рекомендации по экспрессному установлению хронической токсич­
ности сточных и природных вод с использованием рачка Ceriodaphnia
dubia. М., 1У87.
2. M o u n t
D. L., N o r b e r g
T. J. A seven-day life-cycle
C ladoceran toxicity te st//E n v iro n . Toxisol. Chem. 1984. Vol. 3.
Таблица
3
Среднее число молоди у одной самки
М е ст о о тб о р а
Проб
У д. Кабачино
Р. Ягорба
Р. Кошта
Р. Суда
О. Каргач
Ст. Любец
У д. Мякса
Ст. Ср. Двор
Центральный Мыс
Волжский Плес
Контроль
198 8 г.
1987 г.
26 V
0
0
0
0
0
0
4 .8 + 1 .2
0
0
—
8 VI
0 .4 + 0 .9
0
0.5+1.1
0
0
0 .5 + 0 .8
1.5+1.0
0
0
—
19 VI
20 V II
2 5 V III
0
0
0
0
6 .0 + 2 .4
6.1+2.1
4 .3 + 2 .8
4 .3 + 2 .2
0
3 .7 ± 1 .7
—
0
0
0
0
6 .8 + 3 .5
6 .1 + 2 .6
5 .5 + 1 .5
3 .7 + 2 .5
1 .2± 1.9
3 .5 + 2 .9
10.0+3.7
5 .9 + 2 .9
6 .8 + 2 .7
6 .8 + 2 .7
6 .1 + 2 .3
5 .6 + 2 .0
7 .9 + 1 .6
9 .6 ± 1 .2
8 .7 + 2 .5
5 .5 ± 2 .4
7.6+2.Э
9.0+2.1
5 X
27 X
18 V
10.3+2.5 5.0+4.1 5 .3 + 2 .3
0
10.9± 2.6 1.4+2.7
8.1+6.1 1.9+2.8 3.9+3.1
7 .2 + 2 .4 7.0+3.1
4 .7 + 0 .9 2 .7 + 2 .0 6 .8 + 2 .3
7.8+1.1 3 .6 + 2 .0 5 .2 ± 2 .7
11.0+2.1 4 .3 + 1 .6 5 .9 + 3 .4
4 .0 + 2 .5 5 .8 ± 2 .5 5 .8 + 3 .8
5 .5 + 3 .9 9 .6 ± 2 .7 4 .0 + 2 .6
9 .1 + 2 .9 8 .9 ± 1 .7 3 .8 + 2 .5
12.3+1.3 12.7+1.3 11 .9 ± 1 О
2 6 IX
2 .9 + 1 .9
1.2+ 0.9
1.8+ 1.5
3 .2 + 2 .5
2 .4 + 2 .0
4 .3 ± 2 .7
3 .5 + 2 .2
3 .3 + 1 .8
2.8+2.1
4 .3 + 2 .7
8 .4 -2 .1
УДК 549.68(285.2) (57)
В. И. Р О М А Н Е Н К О . Л. И. З А Х А Р О В А ,
В. А. Р О М А Н Е Н К О , В. А. Г А В Р И Л О В А , Е. А. С О К О Л О В А
(Институт биологии внутренних вод им. И. Д . П апанина
А Н СССР)
ОЦЕНКА КАЧЕСТВА ВОДЫ
ПО МИКРОБИОЛОГИЧЕСКИМ ПОКАЗАТЕЛЯМ
В РЫБИНСКОМ ВОДОХРАНИЛИЩ Е У г. ЧЕРЕПОВЦА
В районе влияния бытовых и промышленных стоков г. Че­
реповца активизируюся микроорганизмы, разрушающие
фенол, нафталин, нефтепродукты, белковые соединения, и
бактерии, восстанавливающие сульфаты до сероводорода,
ускоряющие продукционно-деструкционные процессы.
В 1986— 1988 гг. перед нами была поставлена зад ач а
определить по микробиологическим показателям влияние
г. Череповца на качество воды и донных отложения Ры би н ­
ского водохранилища.
Город Череповец расположен на берегу р. Шексны в се­
верной оконечности Шекснинского плеса водохранилища.
Население города около 300 тыс. человек. Это круччый центр
черной металлургии, химии и судостроения.
Пробы воды и ила отбирали на 14 станциях, 6 из которых
были расположены, на чистых участках в центре водохрани­
л и щ а и на реках выше города (ст. Наволок, ст. Средний
Д вор, д. М якса, р. Суда, р. Ягорба, д. Кабачино) и 8
(д. Васильево, ст. Любец, о. Каргач, о. Луковец, р. Кошта,
р. Шексна, р. Серовка, устье р. Ягорбы) — в различных
пунктах, куда могли поступать сточные воды (рис. 1).
В отличие от известных способов оценки качества воды
по Кольквицу [14] и А. С. Разум ову [7], мы использовали
большее число микробиологических [9], а так ж е ряд ф изи­
ческих и химических показателей.
Д л я оценки качества воды А. С. Р азум ов [6] и С. И. К уз­
нецов [4] предложили рассчитывать индекс отношения об­
щего количества бактерий к количеству сапрофитных. П о ­
скольку индекс вы р а ж ал ся очень большими цифрами, то
В. И. Романенко [8] предложил характеризовать его о б р ат­
ной величиной — отношением сапрофитов к общему коли­
честву, выраженной в процентах. Различные классы орга24
Рис. 1. Химическая и микробиологическая характеристика вод
Шекснинского плеса.
Станции: 1 — Наволок, 2 — Средний Двор, 3 — д. Мякса, 4 — д. Васильево,
— Любец, 6 — о. Каргач, 7 — р. Суда, 8 — о. Луковец, 9 —- р. Кошта, 10 — р. Шексна, [I — р. Ягорба (выше города), 12 — р. Серовка, 13 — устье р. Ягорбы, 14 —
д. Кабачино; а — азот органический и минеральный, 0.4 m tN /л, б — фосфор
минеральный, 40 мкгР/л, в — интенсивность фотосинтеза при естественном
освещении, 35 мкгС/(л. сут), г — деструкция органического вещества, 0.1 мгС/
(л. сут), д — гетеротрофная ассимиляция С 02, 1.5 мкгС/(л. сут), е — продукция
бактериальной биомассы, 20 мкгС/(л. сут).
5
нических соединений р азруш аю тся строго определенными
группами бактерий, хотя каждый вид бактерий, как прави­
ло, может использовать несколько органических соединений.
Например, имеются бактерии, окисляющие фенол и способ­
ные: использовать глюкозу, которую потребляют многие
микроорганизмы. При наличии фенола в больших количест­
вах, чем глюкозы, они переключаются на его окисление. При
этом клетками вырабаты ваю тся специфические ферменты,
способные разру ш ать фенол. П о численности тех или иных
физиологических групп бактерий мож но судить о наличии и
обилии специфических веществ в водоеме, таких как клет­
чатка, фенолы, нафталины, нефтепродукты, перхлораты, бел ­
ки, жиры, углеводы, восстановленные соединения ж елеза,
марганца, серы (сульфиды, тиосульфаты и пр.).
Новые методы определения активности бактериальных
процессов с помощью меченых радиоактивными атомами
низкомолекулярных органических соединений позволяют
проследить за их потоком в биоценозах воды и донных от­
ложений [15].
С начала А. Ф. Ф ранцев [13], а затем С. И. Кузнецов [3]
использовали культуру водорослей S cenod esm us quadrica u d a д ля определения «производительности» воды, что
фактически было первой попыткой биоиндикации на н али ­
чие в воде биогенных элементов. Авторы подсчитывали под
микроскопом прирост клеток водорослей. Мы усовершенст­
вовали этот метод и использовали его для определения
загрязнения воды в районе г. Череповца. Наши опыты п ока­
зали, что при интенсивном поступлении биогенных элемен­
тов происходит стимуляция развития водорослей, а при н а ­
личии токсических соединений — угнетение.
Бытовые и сточные воды города оказываю т так ж е зам ет­
ное влияние на донные отложения ближайш их водоемов.
В первую очередь здесь накапливаю тся органические ве­
щества (взвеси, концентрированные растворы ), поступаю­
щие из города, что приводит к повышенной бактериальной
деятельности. При наличии сульфатов активизируются про­
цессы их редукции с образованием сероводорода. Если в
городе имеется д ер евообрабаты ваю щ ая промышленность,
то в иловых отложениях наблюдаются бурные процессы об­
разован и я метана. Все это приводит к резкому понижению
окислительно-восстановительного потенциала в иловых от­
лож ениях и вторичному загрязнению водоемов продуктами
анаэробного дыхания и брожения (сероводород, меркаптан,
водород, метан, м асл ян ая кислота и пр.).
26
Химические и микробиологические анализы проводили
по руководствам О. А. Алекина [1], В. И. Романенко и
С. И. Кузнецова [11].
Интенсивность процесса фотосинтеза и гетеротрофную
ассимиляцию углекислоты определяли с помощью ме­
ченого радиоактивным углеродом карбоната, скорость пото­
ка низкомолекулярных метаболитов в воде — по методу
Р а й т а и Хобби [15] с использованием меченых |4С ацетата,
глюкозы, фенола. Редукцию сульфатов анализировали с
применением 35S 0 4. Бактерии, окисляющие фенол, н а ф т а ­
лин, углеводороды учитывали методом титров на жидкой
питательной среде Таусона, в которую соответственно вно­
сили стерильное соляровое масло, 0 . 1%-ный раствор фенола
по 1 капле на пробирку или несколько кристаллов н а ф т а ­
лина. Учет бактерий производили по развитию их в десяти­
кратных разведениях. Более подробно мы даем описание
вновь разработанны х (окисление фенола) или усовершен­
ствованных методов (использование тесткультуры водо­
рослей) .
Д л я определения интенсивности разруш ения фенола
микрофлорой в склянку с 30 мл воды добавляли по 0,2 мл
раствора фенола меченого 14С с активностью под счетчиком
Гейгера 1 3 0 -103 имп./мин, через 3 сут. вносили по 1 капле
1%-ного раствора N a O H и 0.25 мл 40% -ного формалина.
Пробы переливали в колбы для диффузной отгонки
|4СОг [Ю ]. Об интенсивности разруш ения фенола судили
по количеству образовавш ейся радиоактивной углекислоты.
Чтобы определить наличие фенола и скорость его потребле­
ния г. илах, образцы отбирали из поверхностного слоя ило­
вых отложений в склянки из-под пенициллина. В каждую
склянку вносили по 0,2 мл стерильного раствора меченого
фенола. В специальном опыте было установлено, что опти­
мальное время инкубирования проб д ля этого эксперимента
равно 24 ч при постоянной температуре 20°С. Через 24 ч их
фиксировали 5 каплями 5% -ного раствора N a O H чтобы с в я ­
зат ь выделившуюся углекислоту, и 0.25 мл 40% -ного ф ор­
малина, чтобы убить микрофлору. Выделившуюся СОг от­
гоняли в раствор щелочи описаным ранее диффузным ме­
тодом [10]. О бразовавш ийся карбонат осаж дали б ари ­
ем. В а 1 СОз отфильтровывали на мембранные фильтры и
после просушивания подсчитывали под торцовым счетчи­
ком Гейгера.
Д л я оценки качества воды дополнительно был исполь­
зован модифицированный нами метод биотестирования с
27
помощью культуры водорослей S. q u a d ric a u d a . Продукцию
биомассы в процессе фотосинтеза оценивали с помощью
радиоактивного изотопа в составе Ы а Н |4СОз. Пробы воды
отбирали на тех же станциях и в лаборатории профильт­
ровывали через бумаж ны е фильтры «синяя лента». Затем
воду пастеризовали путем кратковременного нагревания
до 80°С, чтобы убить мелкие формы водорослей, и р а зл и ­
вали по 50 мл в склянки светлого стекла, в которые вносили
по 1 мл ресуспензированной культуры S. q u a d ric a u d a очи­
щенной от биогенных элементов путем промывания на мем­
бранных фильтрах. В склянки вносили по 1 мл карбоната,
меченого 4С с активностью под торцовым счетчиком Гейге­
р а 7 2 -1 0 3 имп./мин. Пробы экспонировали в люминостате
в течение 5 сут при освещенности 3000 лк. После этого их
профильтровывали через мембранные фильтры, обр аб аты ­
вали 0.5% -ным раствором соляной кислоты для очистки от
N a 2l4C 0 3 и определяли под счетчиком радиоактивность водо­
рослей. П арал л ел ьн о в воде находили содерж ание гидро­
карбонатов. Интенсивность фотосинтеза рассчитывали по
известной формуле [11]. С помощью этого метода можно
установить места с наиболее благоприятным содержанием
и сочетанием биогенных элементов, а т ак ж е наличие то к­
сичных соединений или других неблагоприятных для р азв и ­
тия водорослей условий. Метод может дать хорошие резуль­
таты с параллельными химическими анализами воды.
В крайнем случае, можно проводить сравнение интенсив­
ности фотосинтеза в чистых, удаленных от берега частях
водохранилища и явно загрязненных участках водоема.
В местах с наибольшим содержанием биогенов наблю ­
дается и наиболее интенсивное развитие фитопланктона.
Следовательно, при использовании в качестве тестобъекта
культуры водорослей в летний период, развитие по­
следних будет определяться остаточными величинами
химических элементов, не потребленных фитопланктоном в
настоящий момент. Учитывая их оборот в процессе фото­
синтеза и деструкции, можно вычислить интенсивность по­
требления тест-объектом биогенных элементов. Поскольку
работы проводили не с одной культурой водорослей, для
выравнивания результатов применяли среду-стандарт, кото­
рую т ак ж е засевали культурой S. g u a d r ic a u d a и экспониро­
вали в люминостате в течение 5 сут. Р зультаты интенсивности
фотосинтеза водорослей на среде-стандарте в первом опыте
принимали за единицу.
Численность бактерий и санитарное состояние воды в р а й ­
28
оне г. Череповца изучали неоднократно. Так, в 1959 —
1961 гг. количество сапрофитных бактерий у г. Череповца
было в 100— 1000 раз больше, а кишечных палочек в десятки
и сотни раз больше, чем в центральной части водохранилища
[2]. Это свидетельсвует о загрязнении воды в районе города
органическими веществами и фекалиями.
В 1979 г. было установлено [12J, что в районе г. Черепов­
ца протекали интенсивные процессы окисления глюкозы и
одноатомного фенола. Скорость потребления глюкозы здесь
была в 46, а фенола в 584 р а за больше, чем в центре водо­
хранилища, что свидетельствует о напряженности микро­
биологических процессов возле города. Таким образом,
загрязнение этого района началось давно, и специфические
продукты загрязнения (фенол) присутствовали уж е в 1975 г.
В 1987— 1988 гг. было проведено три экспедиции в р а з ­
ные сезоны вегетационного периода. Температура воды вес­
ной и осенью была примерно в 2 р а за ниже, чем летом, и
поэтому процессы протекали в 2— 3 раза медленнее. П р о з­
рачность воды была максимальной в центре водохранилища,
у д. Мяксы она сн и ж ал ась и по мере приближения к городу
ум еньш алась в 3— 8 раз. Это свидетельствует об увеличении
количества взвешенных органоминеральных частиц, а сле­
довательно ухудшении качества воды.
Одновременно с понижением прозрачности воды вверх
по Шекснинскому плесу в озрастала ее минерализация. Вес­
ной на ст. Н аволок наблюдали высокую электропроводность
воды (238 мкСм) как результат зад ерж ки высокоминерали­
зованных зимних вод, после прохождения паводка она
уменьшилась до 169 мкСм. В верховьях Шекснинского плеса
паводковые воды были менее минерализованы, летом и
осенью электропроводность на этих участках повышалась.
Особенно большие ее величины отмечались в районе сброса
богатых химическими соединениями вод металлургического
комбината и других предприятий города. Весной электро­
проводность достигла здесь 923 мкСм,' в то время как в
р. Шексне ( у д . К абачин о), основной артерии, наполняющей
Шекснинский плес, в среднем з а сезон равн ялась 162 мкСм.
Н а всех станциях, находящихся под влиянием города,
отмечали повышенное содержание основных биогенных эле­
ментов. Содержание азота и фосфора у города было в сред­
нем в 2— 3 р а з а больше, чем в Центральном плесе водохра­
нилища, а по отдельным станциям — в 5— 7 раз. Это д о л ж ­
но было активизировать развитие фитопланктона, однако
процессы фотосинтеза протекали интенсивнее не у самого
29
города, а на 20— 25 км ниже по течению р. Шексны, что мо­
ж ет быть св язан о с низкой прозрачностью воды и токсичным
влиянием сточных вод. Например, в июле на ст. Наволок
продукция фитопланктона р авн ял ась 142, на ст. Л ю бец —
442, в устье р. Ягорбы — 99.3 мкг С / ( л - с у т ) .
В северной части Шекснинского плеса деструкционные
процессы протекали намного интенсивнее, чем в центре во­
дохранилищ а. При этом отметили одну интересную особен­
ность: если в центральной части водоема отношение деструк­
ции органического вещества к интенсивности фотосинтеза
в 1 л евфотической зоны за сутки было меньше единицы, то
у города и на подходе к нему оно колебалось от 2 до 4.64:
Номера станций (рис. 1)
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
И
12
13
14
Деструкция
органичес­
кого веще­
ства
(А),
мкгС/ ( л •
сут)
60
60 70 180 130 60 80 280 190 190 280 260 190 100
Интенсив­
ность фото­
синтеза (Б ),
м к г С / (л •
82 133 159 116 217 116 20
сут)
90 51 70 73 56 85 950
А /Б
0.73 0.45 0.44 1.51 0.60 0.52 4.00 3.11 3.73 2.71 1.62 4.64 2.24 0.11
Это свидетельствует о значительном содержании органи­
ческого вещества в северной части Шекснинского плеса,
которое поступает сюда с городскими стоками.
В пунктах, не подверженных влиянию города, общее ко­
личество бактерий в исследуемый период колебалось в
среднем от 1.03 до 2.04 млн. кл ./м л, на загрязненных участ­
ках р азм ах колебаний значительно больше — от 1.02 до
6.81 млн. кл./м л. Количество бактерий выше здесь в 2 — 3 р а ­
за (табл. 1). Следовательно, северный район Шекснинского
плеса по своему трофическому статусу соответствует мезотрофно-евтрофному типу, в то время как все водохранили­
ще — типично мезотрофный водоем.
Особенно показательной в оценке степени загрязнения
водоема служит группа сапрофитных бактерий, учтенных
на рыбо-пептонном агаре. В 1987 г. численность их в
30
Таблица
1
Гидрохимические и микробиологические показатели воды на станциях
Шекснинского плеса
П о к азател и
Температура, °С
П розрачность во­
ды по диску Секки,
см
Э лектропровод­
ность, воды, мкСм
Карбонаты, мгС /л
Кислород, мг/л
Азот органический
и минеральный,
MrN/л
Фосфор минераль­
ный, мкгР/л
Интенсивность фо­
т о си н теза
при
постоянном осве­
щении 2500 лк,
м кгС /(л -ч)
Интенсивность фо­
тосинтеза при ес­
тественном осве­
щении, м кгС /(лсут)
Интенсивность фо­
тосинтеза под 1 м2
поверхности
во­
доема, г С /(м 2-сут)
Ч и сты е
с та н ц и и
З агр яз­
н енны е
ст а н ц и и
11.40
14.70
134.00
77.00
177.00
16.90
9.13
301.00
21.00
8.13
0.40
1.10
35.6
116.00
6.86
9.62
101.00
149.00
0.28
0.18
П о к азател и
Д еструкция
органи ческо­
го вещества,
м гС / (л • сут)
Гетеротроф ная ассимиля­
ция СОг,
м кгС / (л - сут)
Общее коли­
чество бакте­
рий, млн. кл./
мл
Продукция
бактериаль­
ной биомассы,
м кгС / (л • сут)
Сапроф итны е
бактерии, тыс.
кл./мл
От н о ше ни е
сапрофитов к
общему коли­
честву, %
Бактерии,
о к ис л я ющие
нефть, тыс.
кл./мл
Бактерии,
окисляю щ ие
фенол, кл./мл
Бактерии,
окисляю щ ие
нафталин,
кл./мл
Ч и сты е
ст а н ц и и
Загряз­
н енны е
станции
0.09
0.19
2.65
4.95
1.45
2.47
44.00
87.00
0.90
58.70
0.06
2.73
6.48
902.00
1.00
68.00
648.00
4399.00
ц ен трал ь н о й
части
водохранилища
не
превыш ала
0.15 тыс. кл./м л. На участке от д. М яксы до о. К аргач ^коли­
чество их в озрастало в 2— 4 р аза, а возле города достигло
несколько десятков и сотен тысяч клеток в 1 мл. Особенно
выделялись станции в устье р. Ягорбы и р. Серовки, где их
содерж ание равнялось соответственно в среднем 48 и
31
383 тыс. кл./м л. Эта громадная численность бактерий у к а ­
зы вает на чрезвычайно сильное загрязнение органическими
соединениями этих участков и на то, что поступающие сюда
сточные воды города не подвергались очистке. Об этом же
свидетельствует и индекс отношения сапрофитных бактерий
к общему количеству микроорганизмов. В чистых районах
он в ы р а ж ал ся сотыми и тысячными долями процента, на
подходах к городу — десятыми долями, а на самых з а г р я з ­
ненных участках составлял несколько процентов, последнее
крайне редко встречается в водоемах умеренных и
северных широт. В этих районах можно ож идать зн ач и ­
тельно большего содерж ания и болезнетворных микробов.
Поскольку сапрофитные бактерии очень быстро реаги ­
руют на изменение внешних факторов, численность их рез­
ко повысилась в 1988 г., т а к как температура воды в
среднем была на 3— 4° С выше, чем в предыдущем. У д. М я к ­
са, находящ ейся на расстоянии 55 км от города, н аб лю ­
дали возрастание количества сапрофитных бактерий до
2.7 тыс. кл /м л . Резкое, скачкообразное увеличение числен­
ности до 13.2 тыс. к л /м л произошло на ст. Любец, а
вблизи города достигло максимума — 104.7 тыс. кл /м л .
Это свидетельствует об обилии легкоусвояемых органиче­
ских соединений и благоприятной температуре.
Кроме органических соединений, на которых р азви ваю т­
ся сапрофитные бактерии, у г. Череповца в воду поступали
и токсичные соединения, такие как нефтепродукты, фенолы,
нафталины. Нефтепродукты попадали в Шекснинский плес
с городскими стоками и от речного транспорта, концентри­
ровались на поверхности воды. В центре водохранилища
количество бактерий, окисляющих нефть, соляровое масло
и пр., в ы р аж ал о сь несколькими десятками клеток. От д. М я к ­
са численность их стала нарастать (370 к л ./м л ), дости­
гая у города несколько десятков тысяч (33— 70 тыс. к л ./м л ),
а в р. Серовке — 7 млн. кл./м л. Из полученных р езу л ьта­
тов следует, что в р. Шексне и в верховьях Шекснинского
плеса, а т ак ж е в реках Серовке, Коште и Ягорбе нефте­
продукты присутствовали в громадных количествах.
В этих ж е районах Шекснинского плеса во всех пробах
постоянно встречались специфические группы бактерий,
окисляющих фенолы и нафталины. Количество фенолокисляющих бактерий в 68 раз, а нафталинокисляю щих в
7 раз выше их содерж ания в центральном плесе водохра­
нилища и низовьях Шекснинского расширения.
И ловые отложения вокруг города сильно загрязнены
32
243Г00 J3S0000
ВШ н
„
щр
Рис. 2. Микрофлора воды Шекснинского плеса.
L " 7 ° 6 Т в7 к о л и ч е с т во б а к т е Рий ' 1 м л н - КЛ./МЛ, б - к о л и ч е с т в о с а п р о ф и т н ы х
о а к т е р и и , I ты с. к л ./м л , в — о т н о ш ен и е с а п р о ф и т о в к о б щ ем у к о л и ч е с т в у б а к т е р и й
«■’ /о , г — к о л и ч е с т в о б а к т е р и й , о к и с л я ю щ и х н е ф ть в в о д е , 6 ты с. к л ./м л д — т о ж е
ф е н о л , 1 ты с. к л ./м л , т о ж е н а ф т а л и н , 70 ты с. к л ./м л . О с т а л ь н ы е о б о зн а ч е н и я
т е ж е , ч т о и н а ри с. 1.
2 Заказ 132
33
углеводородами. Закономерность распределения нефте-,
фенол- и нафталинокисляющих бактерий в грунтах т ак ая
же, как в воде (табл. 2).
В 1988 г. анализы были повторены. Полученные ранее
результаты полностью подтвердились на фоне межгодовых изменений. Этот год резко отличался от предыдущего
ж арким летом. На фоне высокой температуры более ин­
тенсивно протекали процессы фотосинтеза и деструкции
органического вещества. Увеличилось и число микроорга­
низмов.
Общие закономерности распределения численности б а к ­
терий и интенсивность микробиологических процессов в
1987— 1988 гг. были одинаковыми (рис. 1, 2). Исключение
составили бактерии, окисляющие фенолы и нафталины,
содерж ание которых в воде резко уменьшилось в 1988 г.
В 1988 г. были сделаны дополнительные анализы по оп­
ределению скорости потока низкомолекулярных метаболитов
(глюкозы, фенола) через бактериальные клетки. Запасы
глюкозы на разных участках различались незначительно
(табл. 3). В то ж е время скорость потребления глюкозы
у г. Череповца была в 18 раз выше, чем в более отдален­
ных пунктах водохранилища. Время оборота глюкозы на
загрязненных участках было в 10 раз меньше по сравне­
нию с чистыми, где, следовательно, поток метаболитов
во много ,раз ниже. Этим ж е методом было определено
содержание фенола. И з приведенных данных (табл. 3)
видно, что на контрольных станциях его было очень мало
или не содерж алось совсем. М аксимальные величины были
зарегистрированы в р. Коште (сброс коксохимических ком­
бинатов), р. Серовке (сброс деревообрабаты ваю щ его комби­
н а т а ), устье р. Ягорбы (место стоянки судов). Н а станциях,
расположенных ближе к городу, наблюдались больш ая
скорость потока фенола и меньшее время его потребления
микрофлорой воды. Интенсивность разруш ения фенола мик­
рофлорой донных отложений была т а к а я же, как в воде
(табл. 4). З а весь летний период, с м ая по ноябрь, зап ас
фенола составил примерно 13.8 мг С /л , или 13.8 г С / м 3.
Эта величина свидетельствует о фенольном загрязнении
отдельных участков водоема.
Антропогенное загрязнение мож но выявить и по ре­
зультатам биотестирования с чистой культурой водорос­
лей S. q u a d ric a u d a . П оказатели тестирования качества
воды сильно варьируют в зависимости от года. С исполь­
зованием чистой культуры водорослей в качестве тест34
Таблица
to
2
*
Численность бактерий, окисляющих нефтепродукты и фенол в донных отложениях
Н е ф т е о к и с л я ю ш и е б а к т е р и и , ты с. к л ./г
М е с т о о тб о р а
проб
м ай
ию ль
Ст. Наволок
10
0
Ст. Средний Двор
10
1
10
1
У д. Мякса
—
—
У д. Васильево
10000 1000
Ст. Любец
О. Каргач
1000
100
100 10000
Р. Суда
О. Луковец
10000
100
Р. Кошта
100 1000
Р. Шексна
100
100
Р. Ягорба (выше го­
1000
рода)
10
1000
Р. Серовка
100
1000 1000
Устье р. Ягорбы
100 10000
Д . Кабачино
сл
Ф е н о л о к и с л я ю щ и е б а к т е р и и . КЛ ./г
'
1988 г.
1987 г.
сен­
тябрь
10
10
10
X
м ай
ию ль
сен­
тябрь
X
1987 г.
м ай
сен­
тябрь
1
10
6 .6
100
—
—
10
10000 7000.0 10000
1000
10
1
100
1000
1000 700.0
100 3400.0
10000 6700.0
100
1
1
1000
10
100
100
1000
10
400.0
337.0
37.0
1000
0
0
0
10000
0
100 400.0
100 100.0
100
100
100
100
1000 1000
70.0
700.0
0
0
0
0
6 .6
6 .6
1000 670.0
1000 700.0
1000 1000.0
100 3400.0
100
1
100
100
10 10000
10 10000
1988 г.
X
м ай
ию л ь
сен ­
тябрь
X
0
333.3
0
0
0
0
0
0
0
0
6 .6
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
5005
0
100
67.0
100
70.0
100 3700.0
0
0
500
5000
0
0
0
0
0
1000
0
0
0
0
0
0
0
333
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0 1000
0 50000
0
0
0
0
0
0
1000
0
0
0
333
333
0
—
0
10 10000
0
100
67.0
0
100
0
0
10 3340.0
100 3370.0 100000
0
0
Таблица
3
Поток глюкозы и фенола в водных биоценозах Рыбинского водохранилища
в 1988 г.
Фенол
Глюкоза
Место отбора проб
Ст. Наволок
Ст. Средний двор
У д. Мякса
У д. Васильево
Ст. Любец
О. Каргач
Р. Суда
О. Луковец
Р. Кошта
Р. Шексна
Р. Ягорба (выше города)
Р. Серовка
Устье р. Ягорбы
Д . Кабачино
июль
сентябрь
июль
сентябрь
S
V
Т
S
V
т
S
V
т
S
V
т
31.0
0.77
40
6.3
12.6
0.01
0.13
675
96
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
48.0
68.5
28.0
0
63.0
69.0
3.5
0
0
0
0
0.430
3.100
1.600
0
3.200
3.000
0.077
0
0
0
0
110
7.0
14.0
26 3
0.010
0.035
0.058
680
400
450
—
12.6
—
0.74
—
—
—
—
17
—
—
—
—
—
—
—
—
—
—
—
—
—
—
—
6.4
—
35.5
10.0
6.3
2.60
—
17.90
7.14
0.23
3
—
2
1
27
13.6
31.5
0.30
0.69
45
46
5.6
12.6
12.6
6.0
44.0
24.0
2.6
0.32
0.70
0.74
0.34
12.90
2.50
0.11
18
18
17
18
3
10
23
22
18
0
20
23
45
•—
10.8
30.0
10.5
0
57.0
163.0
19.7
—
0.098
0.840
0.180
0
1.100
2.500
0.230
—
110
46
60
0
54
64
60
П р и м е ч а н и е . S — запасы, мкгС/л, V — скорость потребления, мкгС/ ( л- ч) , Т — время потребления субстрата, ч.
Таблица
4
Интенсивность разрушения фенола микрофлорой донных отложений
с образованием С 0 2
М е ст о о тб о р а
п роб
Ст. Наволок
Ст. Средний Двор
У д. Мякса
У д. Васильево
Ст. Любец
О. Каргач
Р. Суда
О. Луковец
Р. Кошта
Р. Шексна
Р. Ягорба (выше го­
рода)
Р. Серовка
Устье р. Ягорбы
У д. Кабачино
Р а д и о а к т и в н о с т ь |4СОг, о б ­
р а з о в а в ш е й с я из ф е н о л а ,
и м п ./м и н
Р азр у ш ен о ф ен ола, %
о т з а д а н н о й вели чи н ы
407
2647
925
416
1671
1825
4114
3864
898
5049
1.6
10.2
3.6
1.6
6.4
7.0
15.8
14.9
3.5
19.4
5228
2321
4151
441
20.1
8.9
16.0
1.7
объекта легко определить наличие биогенных элементов
в воде или донных отложениях. В местах с их повышен­
ным содержанием фотосинтез водорослей протекает интен­
сивнее. Это мы наблюдали в 1987 г. (табл. 5). Установить
ж е наличие токсических соединений значительно труднее.
Правильный вывод может быть сделан только при сопо­
ставлении фотосинтеза с химическими анализами по со­
держ анию биогенных элементов. Если фотосинтез тестобъекта резко снижается при благоприятном биогенном
режиме, то в этом районе присутствуют токсические со­
единения, что, возможно, и произошло в 1988 г.
В 1986 г. на ряде станций определяли величины окис­
лительно-восстановительного потенциала в иловых отло­
жениях. Анализы были проведены гладким платиновым
игольчатым электродом в паре с каломельным. Ил отбира­
ли стратометром с плексиглазовой трубкой, в которой был
сделан ряд отверстий д ля введения платинового электрода
[13]. Работы проводили с использованием походного рН-метра. В поверхностных слоях ила окислительно-восстанови­
тельный потенциал в ы р а ж ал ся большими положительными
величинами, а с глубиной резко понижался (табл. 6). Осо­
бенно низкие величины были отмечены у о. Луковец.
По нашим данным, на станциях, удаленных от города,
численность сульфатвосстанавливаю щ их бактерий в июле
37
Таблица
Биотестирование воды с помощью культуры водорослей S. quadricauda
(интенсивность фотосинтеза, м к гС /(л -5 сут)
1988 г.
1987 г.
М е с т о о тб о р а п роб
Ст. Наволок
Ст. Средний Двор
У д. Мякса
У д. Васильево
Ст. Любец
О. Каргач
Р. Суда
О. Луковец
Р. Кошта
Р. Шексна
Р. Ягорба (выше города)
Р. Серовка
Устье р. Ягорбы
Д . Кабачино
м ай
сен тябрь
X
261
203
150
116
117
194
103
444
512
268
443
304
570
163
745
881
649
429
715
870
526
931
1151
248
2008
1104
1477
793
503
542
400
273
416
532
315
688
832
258
1226
704
1023
478
м ай
и ю ль
сен тябрь
X
235
235
308
97
146
162
81
118
244
101
65
73
36
97
226
200
254
195
215
186
288
238
234
128
198
184
256
154
418
418
371
186
232
510
278
211
325
209
186
278
278
232
293
284
311
159
198
286
216
189
268
146
150
178
190
161
5
Таблица
6
Окислительно-восстановительный потенциал в воде и толще ила в 1986 г.
Гори­
зо н т, см
Ст. Л ю б е ц
Eh
О. Л у к о в е ц
til.
Eh
28.1
+240
гН2
Р . К о ш та
Eh
Р. С е р о в к а
гНг
Eh
Д . К абачино
гН2
Eh
гН2
+300
24.3
+210
+ 110
+80
+80
+65
---
21.2
17.8
14.7
14.7
16.2
---
Вода, над илом
+230|
21.9
h-
22.2
+
1+410
О
0.3
16.4
21.2
20.8
—
0
0
-3 0
-4 0
-1 0
-6 0
-4 0
-7 0
22.6
22.6
13.0
12.6
13.6
12.0
12.6
11.6
Ил
1
2
3
5
10
15
20
25
+370
+350
+230
+ 30
— 170
+30
- о
.
26.7
26.0
21.9
15.0
8.1
15.0
22.6
—
+ 170
.
—
+70
+20
+ 10
-8 0
-2 0 0
-5 0
19.8
—
16.4
14.6
14.3
11.2
7.1
12.2
+210
+200
—
+40
+40
+80
+60
+70
15.3
15.3
16.7
16.0
16.4
—
—
__
была на 2— 3 порядка меньше, чем в зоне влияния г. Ч е ­
реповца (табл. 7). В соответствии с численностью этих
бактерий увеличивалось содерж ание сульфатов в 2 — 3 раза,
количество сульфидов и интенсивность процессов редук­
ции— в 5— 10 раз, что свидетельствует о сильном антропоген­
ном влиянии города. Осенью эти показатели уменьшились,
но по-прежнему были значительно выше в районе сброса
сточных вод. Экстремально высокие величины обнаружены
в июле в р. Серовке.
В среднем, по всем исследованным пунктам 59% серы
находилось в виде свободного сероводорода и сульфидов
и 4 1 % — форме сульфатов. Поделив содержание сул ьф а­
тов на интенсивность их редукции, можно примерно опре­
делить время, за которое они могут полностью восстано­
виться. В июле на разных станциях время оборота суль­
фатов колебалось от 3.5 сут (устье р. С уды ), до 118 сут
(р. Я горба), в среднем 20.8 сут. В сентябре, когда тем пера­
тура воды понизилась на 10— 13°С, время полного оборота
сульфатов возросло до 71.7 сут. Отношение средних вели­
чин равнялось 3.4. Возобновление запасов сульфатов, очевид­
но, происходит за счет круговорота серы в илах и поступле­
ния из водной толщи.
Таким образом, вся акватория северной части Ш екс­
нинского плеса Рыбинского водохранилища и малые реки
этого района находятся под мощным воздействием г. Ч ере­
повца. Сюда поступают подогретые воды города, громад39
4ь.
О
Таблица
Процессы сульфатредукции в донных отложениях в 1988 г.
К оличество сульф атредуцирую ш их б а к т е р и й , ты с. к л / г
М е с т о о т б о р а п роб
Ст. Наволок
Ст. Средний
Двор
У. д. Мякса
У д. Васильево
Ст. Любец
О. Каргач
Р. Суда
О. Луковец
Р. Кошта
Р. Шексна
Р. Ягорба (вы­
ше города)
Р. Серовка
Устье р. Ягорбы
У. д. Кабачино
С одерж ание
сульф атов,
m ts / кг и л а
Содержание сероводорода и
сульфидов,
мг/кг ила
И н тен си вн ость с у л ь ф а т р е ­
д у к ц и и , MrS / (к г * с у т )
ию ль
сен тябрь
ию л ь
сентябрь
июль
сен тябрь
ию л ь
сентябрь
1.0
10.0
П .6
10.3
13.9
70.2
0.46
0.97
0.2
6.0
4.0
4.0
4.0
200.0
100.0
150.0
50.0
20.0
10.0
30.0
6.0
10.0
50.0
50.0
70.0
100.0
17.1
34.9
23.3
15.8
.32.2
34.9
52.1
101.4
175.4
33.6
19.6
17.5
13.1
24.0
22.6
26.1
34.3
43.3
36.0
8.2
22.1
31.6
25.3
31.6
173.9
234.0
102.4
34.8
43.6
17.7
13.3
14.5
10.8
138.5
' 70.8
83.5
1.82
4.62
1.92
1.37
4.70
9.70
10.43
1.72
11.74
0.80
0.54
0.06
0.07
0.20
0.60
0.67
0.03
1.11
12.5
10000.0
1000.0
10.0
30.0
350.0
50.0
30.0
68.5
963.3
45.2
34.3
64.4
82.2
43.8
23.3
26.3
1524.1
37.9
46.3
55.7
322.5
68.3
64.5
0.58
143.60
7.50
4.95
0.63
4.08
1.70
1.03
П р и м е ч а н и е . В р. Серовке в июле и сентябре пробы ила были взяты в
различных пунктах.
7
ное количество органических соединений бытового и промыш­
ленного происхождения. Влияние города сказы вается на
расстоянии 11 км по течению р. Шексны, отрицательное
воздействие сточных вод проявляется при удалении на
25— 30 км, а иногда и на 55 км (д. М я к с а ) . Шекснинский
плес содержит в 1.5— 2 р а за больше бактерий по сравн е­
нию с центром водохранилища. Заметных величин дости­
гает численность сапрофитных бактерий. Особенно з а г р я з ­
нены р. Кошта, р. Ш ексна у сброса городских сточных
вод, устье р. Ягорбы, р. Серовка. Наличие специфических
групп бактерий и их активная деятельность — свидетель­
ство сильнейшего загрязнения этого участка фенолами,
производными нафталина, нефтепродуктами и фекальными
сбросами.
Л ИТЕРАТУРА
1. А л е к и н О. А. Химический анализ вод. суши. Л., 1954.
2. К а з а р о в е ц
Н. М. Санитарно-бактериологическая характе­
ристика вод Рыбинского водохранилища//Биологические аспекты изуче­
ния водохранилищ. М.; Л., 1963.
3. К у з н е ц о в С. И. Биологический метод оценки богатства воды
биогенными элементами//М икробиология. 1945. Т. 14, вып. 4.
4. К у з н е ц о в С. И. Роль микроорганизмов в круговороте ве­
ществ в озерах. М., 1952.
5. К у з н е ц о в С. И., Р о м а н е н к о В. И. Определение запасов
глюкозы в воде Рыбинского водохранилища//М икробиология. 1979. Т. 48,
вып. 4.
6. Р а з у м о в А. С. Прямой метод учета бактерий в воде. С рав­
нение его с методом Коха//М икробиология. 1932. Т. 1, вып. 2.
7. Р а з у м о в
А. С. Микробиальные показатели сапробности
водоемов, загрязненных промышленными сточными водами//М икробиология. 1961. Т. 30, вып. 3.
8. Р о м а н е н к о В. И. Общ ая численность бактерий в Рыбинском
водохранилище//М икробиология. 1971. Т. 40, вып. 4.
9. Р о м а н е н к о В. И. Микробиологические показатели качества
воды и методы их определения//Водные ресурсы. 1979. № 6.
10. Р о м а н е н к о
В. И., В е р е ш Л , Метод определения 14С02
при исследовании метаболизма у гидробионтов с помощью радиоактив­
ного углерода//Биология внутренних вод: Информ. бюл. Л., 1983. № 59.
11. Р о м а н е н к о В. И., К у з н е ц о в е . И. Экология микроорга­
низмов пресных водоемов. Л., 1974.
12. Р о м а н е н к о В. И., К у з н е ц о в С. И. Использование мече­
ного 14С-фенола для определения его запасов и скорости потребления
микрофлорой водоемов//М икробиология. 1976. Т. 45, вып. 1.
13. Ф р а н ц е в А. В. Опыт оценки гидробиологической производи­
тельности москворецкой воды//М икробиология. 1932. Т. 1, вып. 2.
14. К о 1 w i t z R., M а г s s о n M. Ber. Dtsch. Bot. Ges. 1908. 26 a.
15. W г i g h t R. Т., H о b b i e J. E. The uptake of organic Solutes
in lake W ater//L im nol. and O ceanogr. 1965. Vol. 10.
41
УДК 574.583 (28) .591 +551.46.09:6281.5
И. К. Р И В Ь Е Р
(Институт биологии внутренних вод им. И. Д . П апанина
А Н С С С Р)
ВЛИЯНИЕ СТОКОВ Г. ЧЕРЕПОВЦА НА ЗООПЛАНКТОН
ШЕКСНИНСКОГО ПЛЕСА
Поступающие в Шекснинский плес сточные воды г. Че­
реповца вызывают смену олигосапробных форм зоопланк­
тона на а-мезосапробные. Количественный уровень р а зв и ­
тия зависит так ж е от метеоусловий года. Кроме токсиче­
ских веществ, сточные воды несут минеральную взвесь,
что вызывает гибель фильтраторов — зоопланктеров.
Характеристики зоопланктона сл у ж а т надежными пока­
зателями в диагностике и прогнозировании состояния как
речных, так и озерных экосистем [1,8].
В Шекснинском плесе материал собирали в 1982 и
1983 гг., а т а к ж е после аварийного сброса в 1987 и 1988 гг.
Изучали следующие показатели зоопланктона, которые
могут характеризовать изменения водной среды под воз­
действием промстоков: видовой состав, ареал отдельных
видов и групп, особенно олигосапробов, индексы биоценотического сходства, показатели биомассы, численность,
величины индексов сапробности. Д л я выяснения влияния
некоторых факторов на изменения в зоопланктонном сооб­
ществе были привлечены данные по температуре, прозрач­
ности, взвешенному веществу. В 1988 г. были проведены
эксперименты по воздействию сточной воды на озерный
комплекс Главного плеса Рыбинского водохранилища.
Д анные, полученные в 1982— 1983 гг., до аварии на очи­
стных сооружениях, следует считать фоновыми, позволяю ­
щими проследить изменения в сообществе при поступле­
нии сбросов, не прошедших очистные сооружения.
Изменения в видовом составе. В мае 1982 г. в зоо­
планктоне было встречено 27 видов, наименьшее их коли­
чество (22% ) отмечалось ниже устья р. Кошты. Количе­
ство видов в озрастало от устья р. Суды до о. К аргач с 41
до 60% относительно общего списка. Значительные измене­
ния в видовом составе загрязненной зоны связаны с отми­
ранием здесь зимних форм — олигосапробов, поступающих
с чистым стоком из приплотинного плеса Шекснинского
водохранилища.
В начале августа 1983 г. изменения в видовом составе,
42
представленном 31 видом, были менее выражены в связи
с большой долей в планктоне мезосапробных форм. В ыпа­
дение из планктона некоторых видов (Kellicottia, пред­
ставители рода Conochilus, Lim nosida, D ap hnia c ristata )
наблюдали в наиболее загрязненных участках (устье р. Ягор­
бы и ниже устья р. К о ш т ы ). Наиболее разнообразный зоо­
планктон отмечали ниже ст. Л ю бец (табл. 1).
Таблица 1
Количество видов зоопланктона в Шекснинском плесе,
% от общего числа
В рем я
наблю ­
дений
Д .К а б а
ЧИНО
1982.V
1983, VII —
51.6
1987.V
1987,VII 53
1988, VII 57.5
У стье
р. Я гор-
37
60
51.6
43
47.5
М ост
44
84
58.1
45.7
—
У стье
У стье О . В а га О . К ар- С т. Л ю ­ Д . Вы- Д . М я к ­
р. К о ш ­ р. С у ­
н и ха
гач
бец
са
челоты
ды
во
22
74
51.6
35.3
10
41
72
34
56
50
44
70
71
68
50
59
—
51.6
59
50
80
48.4
50.3
57.5
100
68
68
87
64.5
_
45
Аналогичную картину наблюдали и в различные сезоны
1987 г. Весной в районе города, ниже устья р. Кошты и до
устья р. Суды, зоопланктон со держ ал всего 34— 58% видов
от общего состава. Н и ж е ст. Л ю бец от д. Вычелово до д. Мяксы
он был более разнообразен. Летом 1987 г. в районе города,
а особенно в устье р. Кошты, отмечено несколько более одной
трети от общего списка видов (35) (табл. 1). Наибольш ие
изменения обычно наблюдаются среди ветвистосусых, которые
разнообразны летом: так, выше города (уд. К абачино) и ниже
ст. Л ю бец в планктоне присутствовали Lim nosida, Diaphanosom a, D aph nia cristata , D. cu cu llata, B osm ina longispina,
B.
coregoni,
B.
lo n g iro s tris ,
C h y d o ru s
s p h a e ric u s .
Вблизи устья p. Кошты от этого р азнообразия остаются лишь
2— 3 вида, в основном B osm ina long iro stris и C hydorus
sphaericus.
В течение всех лет исследований в районе города от устья
р. Ягорбы до устья р. Суды встречались формы, развитие
которых связано с поступлением органических загрязнений
со сточными водами. Это виды рода B rachionus, главным
образом В. calyciflorus, которые исчезали ниже о. К аргач
и ст. Лю бец, где качество воды улучшалось.
Летом 1988 г. при особых погодных условиях — высоких
43
температурах воды в течение всего летнего периода, в наибо­
лее загрязненных участках было зарегистрировано массовое
развитие сапробного комплекса, в том числе коловраток —
брахионусов, характерных для аэротенков и полей ороше­
ния [2,3]. Плотность брахионусов и акватория их расселе­
ния были несравненно большими, чем когда-либо наблюдалось
в этом регионе. Так, в 1987 г. при температуре 14— 16.7°С
численность В. calyciflorus в районе устья р. Кошты не
превыш ала 2.5 тыс. э к з ./м 3, тогда как в 1988 г. при температуре
23— 28°С на этом ж е участке она составляла 105 тыс.
э к з ./ м 3, а в самой р. К о ш т е — 1.5млн. э к з ./м 3.
Акватория, подверж енная влиянию стоков г. Череповца, —
очаг загрязнения Шекснинского плеса и всего водохранили­
ща — постоянно расширяется и на протяжении последних
лет исследований зоопланктона доля сапробного комплек­
са (главным образом В, calyciflorus) неуклонно растет
(рис. 1,2).
Процесс трансформации видового состава в районе ис­
следований сложен и склады вается из взаимодействия
нескольких факторов: проточности, поступления промсто­
ков, содерж ащ их токсические вещества и большое коли­
чество минеральной взвеси, а так ж е выноса форм с н еза­
грязненных мелководий и поступления их из чистых боковых
притоков. В русло р. Шексны выше города (д. Кабачино)
поступает лимнический олиго-мезосапробный планктон из
приплотинного расширения Шекснинского водохранилища.
В его составе много крупных ветвистоусых (D aphnia, B o s­
m ina, Limnosida, L eptodora, B ythotrephes) и озерных
коловраток
(Conochilus,
Kellicottia,
E u c h la n is ) .
Эти
формы в русле р. Шексны постепенно отмирают и у д . К а ­
бачино регистрируется измененный зоопланктон, состоящий
в основном из коловраток и копепод. В районе устья
р. Ягорбы в «шекснинскую» струю добавляю тся сапробные
формы, развиваю щ иеся в ее устье, и зоопланктон приоб­
ретает черты, свойственные водному населению загр я зн ен ­
ной реки. В черте города его состав относительно постоянен.
Н и ж е города стоки, вносимые р. Коштой, резко изменяют
видовой состав. Это вы р а ж ае тся в выпадении многих форм
из «шекснинской» струи, а иногда (1988 г.) — почти в пол­
ной смене видового состава, что связан о с интенсивным
развитием сапробного биоценоза в р. Коште.
Летом 1988 г. специфические формы из р. Кошты, под­
хваченные потоком р. Шексны, распространялись до о. К а р ­
гач, ниже они не встречались. Это связано с их отмиранием
44
I
15 ИЯИ.3K3-/m S
Рис. /. Численность B rachionus calyciflorus от д. Кабачино до
ст. Наволок в июле 1988 г.
в условиях относительно чистых вод. Зоопланктон по руслу
р. Шексны вплоть до д. М якса сохранял одну треть видово­
го состава. Наибольш ие нарушения состава (как и во все
годы исследований) отмечались в районе устья р. Ягорбы
и особенно вблизи устья р. Кошты (15—0 % ) . В районе
45
Рис. 2. Динамика численности Kellicottia (1) и B rachionus (в основном
В. calyciflorus) (2) в Рыбинском водохранилище.
ст. Н аволок наблю дался типично озерный зоопланктон,
который не может служить контролем. Сходство его по
руслу Шексны невелико и сильно колебалось (13—0 % )
(табл. 2).
Таблица
2
Индексы биоценотического сходства зоопланктона различных участков
Шекснинского плеса в июле 1988 г., %
У ч а с то к
Устье Ягорбы
Р. Кошта
Устье Кошты
О. Ваганиха
О. Каргач
Ст. Любец
Д. Мякса
Ст. Наволок
Д . К абачино
19.5
4.8
31.0
33.1
27.2
27.3
30.1
8.5
У стье
р. Я го р б ы
35,0
30.1
35.0
11.8
4.26
7.44
1.8
У стье
Р. К о ш ­
р. К о ш ты
та
39.6
35.5
14.7
2.0
0
0
35.8
41.6
22.0
18.5
2.5
О. В а га О. К а р Ст. Л ю -Д
гач
б ец
ниха
34.6
18.0
17.7
12.8
34.8
30.4
24.1
46.1
40.8
М як­
са
43.5
Таким образом, в районе устья р. Ягорбы, а особенно
р. Кошты, откуда поступают в р. Шексну промышленные
и бытовые стоки, наблю далось резкое сокращение и измене­
ние видового состава зоопланктона, вызванное отмирани­
ем олиго-мезосапробных форм, а так ж е поступлением со
46
стоком этих рек сапробных видов. В 1987 г. после аварии
на очистных сооружениях и при низких летних температу­
рах воды развитие зоопланктона было слабым, а поступле­
ние сапробных видов незначительным. В 1988 г., когда
температура в июле была более, чем на 10°С выше, сапробный комплекс, состоящий всего из 4 видов, интенсивно р а з ­
вивался в р. Коште, поступал в русло Шексны и распростра­
нялся до о. Каргач.
Количественные показатели зоопланктона. М атериалы
за весь период исследований (за исключением ж аркого
1988 г.) показывают значительное снижение количества
зоопланктона в зоне загрязнения, которое было ярко вы ­
раж ен о в разные годы, разные сезоны, отмечалось при
различном составе зоопланктона и разных метеоусловиях:
температуре, инсоляции, прозрачности воды. Результаты
двух съемок в мае 1982 г. и августе 1983 г. позволили уста­
новить зоны протяженностью 20 км, где регистрировалось
снижение численности: от устья р. Кошты до ст. Любец
(по судовому ходу — руслу р. Шексны) (рис. 3, 4).
Весной 1982 и 1987 гг. сроки исследований совпадали,
метеоусловия и показатели водной среды были сходными,
что отразилось на составе зоопланктона и количественном
уровне его развития. Так, 13 мая 1982 г. температура
воды колебалось от 10.6 до 12°С, было обнаружено 40 видов,
средняя численность составляла 14.2 тыс. э к з ./ м 3; 19 мая
1987 г. эти показатели были соответственно: 10.6— 14°С,
31 вид и 14.7 тыс. э к з ./ м 3. Большее снижение количества зоо­
планктона в мае 1987 г. в загрязненной зоне и увеличение ее
протяженности следует рассматривать как результат а в а ­
рийного сброса (рис. 3, 4).
Л ето 1987 г. по условиям среды настолько отличалось
от лета 1983 г., что выявление воздействия промстоков
оказалось затруднительным. Исследования, проведенные
летом 1983 г. (которые могут служить фоновыми) и летом
1987 г., охватывают один период (1— 3 августа й 19 июля),
характеризую щийся обычно обильным для этого времени
и разнообразным зоопланктоном, преобладанием р ак оо б ра з­
ных. Однако в 1987 г. средняя температура воды в районе
исследований составляла всего 16°С, тогда как в 1983 г. —
20.3°С. В 1987 г. низкая температура воды, сильное волно­
вое перемешивание и высокая мутность определили не­
свойственное летнему времени состояние зоопланктона.
Оно выразилось в бедном, характерном более для весны,
чем для лета, видовом составе, преобладании коловраток,
47
%
Рис. 3. Численность зоопланктона (отклонения от среднего уровня, % )
весной 1982 г. (1,2) и 1987 г. (3) в Шекснинском плесе.
П о оси а б с ц и с с — с т а н ц и и : 1 — р. Я го р б а , 2 — п л я ж , 3 — м ост, 4 — у с т ь е р. К о ш ты ,
5 — у с т ь е р. С уд ы , 6 — о. В а г а н и х а , 7 — о. К а р г а ч , 8 — с т . Л ю б е ц , 9 — д . В ы ч ел о в о ,
10 — д . В а с и л ь е в о , 11 — д . М я к с а , 12 — ст. Н а в о л о к .
Рис. 4. Численность зоопланктона (отклонения от среднего уровня, %)
летом 1983 г. (1) и 1987 г. (2) в Шекснинском плесе.
О б о з н а ч е н и я те ж е , ч т о н а р и с. 3.
сохранении в сообществе зимне-весенних видов (P o ly a rth ra
dolichoptera) и отсутствии типичных летних форм (Diaphanosom a,
Termocyclops,
B y th o tre p h e s ). Численность
ракообразных, особенно ветвистоусых, в 1987 г. была на
порядок ниже, чем в 1983 г.:
49
Количество видов
Численность,
тыс. экз./м 3
Год
Коловратки
Веслоногие
Ветвистоусые
1983
1987
1983
1987
13
21
54
13.3
7
5
36.7
3.2
и
9
30.6
1.6
Биомасса зоопланктона в 1987 г., так ж е как и числен­
ность, оказались на порядок ниже, что было связано с не­
благоприятными метеоусловиями и с воздействием токсиче­
ских сбросов. Снижение биомассы, наблюдаемое ниже впаде­
ния р. Кошты, было особенно заметным в 1987 г. и ее повы­
шение произошло значительно ниже ст. Любец. где в
1983 г. наблю дался у ж е максимум зоопланктона (рис.5).
г /м .5
Рис. 5. Биомасса зоопланктона летом 1983 г. (1) и 1987 г. (2) в Шекснин­
ском плесе, г /м 3.
Остальные обозначения те же, что и на рис. 3.
50
Летом 1988 г. б лагодаря восстановлению работы очист­
ных сооружений и в связи с устойчивой ж аркой погодой,
вызвавшей обильное развитие бактерио-, фито- и зоопланк­
тона, количественный уровень развития последнего превы­
ш ал тот, который наблю дался в 1987 г., в 10— 100 раз:
Д. Ка- Устье Р. Кош Устье Э. Вага­ 0. Кар­Ст. Лю Д. Мяк Ст. На­
бачино р Ягор
та
р. Кош­ ниха
гач
волок
бец
са
ты
бы
Те мпе ра т ура ,
поверхности,
°С
П розрачность,
см
Числе нност ь ,
тыс. экз./м 3 '
25
26.7
27.5
24.6
24.4
24.5
22.8
22.8
24.6
80
60
50
50
80
110
150
150
250
170
197.6
337
291
52.3
85.5 4706.4 393.4 331.3
Ниж е устья р. Кошты отмечалось не снижение, а значитель­
ное повышение численности организмов в результате вспыш­
ки размнож ения двух сапробных видов: B rachionus ca ly ­
ciflorus
и A splanch a
siboldi
(численность 4.6 млн.
э к з ./ м 3) в самой реке.
Таким образом, в 1982— 1983 гг., до аварии на очистных
сооружениях, загрязненн ая сточными водами зона имела
протяженность около 20 км (до ст. Л ю бец) и выделялась по
снижению количества организмов. Весной 1987 г., при сход­
ных метеоусловиях, но после аварии, отклонения в числен­
ности были значительно более выражены и фактически весь
Шекснинский плес был беден зоопланктоном. Сравнение л е т ­
него м атериала 1987— 1988 гг. со сборами предыдущих лет
затруднительно, так ка к лето 1987 г. оказалось необычно
холодным и ветреным, а лето 1988 г. отличалось устойчивой
штилевой ж аркой погодой и высокими температурами воды.
Значительно колебались так ж е л етняя биомасса и числен­
ность организмов. Особенно большие величины биомассы
( г / м 3) регистрировались в 1988 г.:
1983 г.
1987 г.
1988 г.
Устье
р. Кошты
О. Вага­
ниха
Ст. Любец
Д. Мякса
Ст. Наволок
1.3
0.02
6.0
0.78
0.27
6.8
2.2
0.12
1.4
1.7
0.39
4.7
1.8
—
3.25
Общие потери зоопланктона зави сят от его изначальной
биомассы и степени ее снижения в токсической зоне. Расчеты
производились только д ля руслового участка р. Шексны.
51
В 1982— 1983 гг. трасф ормированная зона простиралась до
ст. Любец. Весной потери на этом участк составили 9,5 т,
летом — 142 т; весной 1987 г. — около 12 т, летом — около
20 т. Н и зкая величина, полученная д л я лета 1987 г., связан а
со слабым развитием зоопланктона, но относительные его
потери были больше, чем в 1983 г. на 30% . Летом 1988 г.
биомасса сапробов в р. Коште р авн ял ась 64 г / м 3, что в ы зв а­
ло повышение количества организмов в близлеж ащ их
участках за счет выноса этих форм.
П розрачность воды и взвешенное вещество. Влияние
взмучиваемости донных осадков в периоды штормов на
фильтраторов (коловраток и ракообразных) хорошо изучено
в различных водоемах и широко освещено в печати.
В настоящее время большие акватории с трансформ ирован­
ным зоопланктоном и бентосом возникают в результате
дноуглубительных работ и добычи из водоемов гравия и
песка [5].
Промстоки г. Череповца, поступающие в р. Шексну,
снижают прозрачность на значительном участке. Это не
связан о с воздействием течения самой р. Шексны, так как
выше города в районе д. К абачино течение интенсивнее, но
прозрачность (см), как правило, в 2 р а за выше, чем в р ай ­
оне устья р. Кошты, что наблюдалось и в 1987 г.:
Д. Ка У стье
У стье У стье
О.
О. У стье Ст.
д.
д.
д.
б а ч и - р .Я г о ­ М о с т р. К о ­ Р Су- В а г а ­ К а р ­
Л ю ­ В ы че- В а с и ­ М я к ­
Рно
рбы
н и ха
ш ты
ДЫ
Кон- б ец л о в о л ь е в о
гач
са
дош и
Май
Июль
Октябрь
120
110
140
100
60
80
100
110
н о
100
60
70
100
105
110
120
85
90
100
100
110
90
90
—
120
110
90
130
130
110
120
130
110
110
—
120
В 1988 г., кроме измерений прозрачности, исследовали
взвешенное вещество во всей толще воды. Большое количе­
ство минеральной взвеси отрицательно влияет на зоопланктеров-фильтраторов, заби вает их фильтрационный аппарат,
вызывает погружение организмов ко дну и отмирание их.
Этому способствует и более высокое количество взвеси в
придонных слоях, что не улавливается, естественно, измере­
ниями прозрачности с помощью диска Секки.
Наши исследователи показали, что увеличение взвеси
наблю дается уж е в черте г. Череповца, особенно вблизи
устья загрязненной р. Ягорбы; второй участок, где ее коли­
чество особенно велико — это устье р. Кошты, что связано с
52
поступлением промстоков. Некоторое осветление воды про­
исходит лишь ниже ст. Л ю бец (рис. 6).
Рис. 6. Взвешенное вещество (м г/л) в поверхностном слое (1), у дна (2)
и прозрачность (см) воды (3) в Шекснинском плесе в мае (а) и июле (б)
1988 г.
П о оси а б с ц и с с — с та н ц и и : 1 — д. К а б а ч и н о , 2 — у с т ь е р. К о ш ты , 3 — р. К о ш т а , 4 — н и ж е р. К о ш ­
ты . 5 — д. Т о р о в о . 6 — у с т ь е р. С у д ы , 7 — о. К а р г а ч , 8 — ст. Л ю б е ц , 9 — д. В а с и л ь е в о ,
10 — д. М я к с а , 11 — ст. С р е д н и й Д в о р , 12 — с т. Н а в о л о к .
В мае 1988 г. количество взвеси колебалось от 2.8 м г/л
в р. Суде до 12— 13 м г /л вблизи устья р. Кошты. В этот
период в водохранилище, где прозрачность составляла
250—300 см, развитие фитопланктона только начиналось,
в Шекснинском ж е плесе была многочисленна M elosira
вследствие большого прогрева воды (в Главном плесе 5 —
7 °С, в Шекснинском — 10— 12 °С ). На незагрязненном
участке (ниже ст. Л ю бец) разница в количестве взвеси у
дна и поверхности была невелика. В районе поступления
промстоков (ниже устья р. Кошты — д. Торово) взвешенно­
го вещества было значительно больше, особенно в придон­
ном слое. Это связано с иным характером взвеси, с большей
долей минеральных частиц антропогенного происхождения.
У д. К абачино (контрольная станц и я), как и ниже ст. Л ю ­
бец, разница в количестве взвеси в поверхностном и при­
донном слоях была незначительной. Несколько более высо­
53
кое содерж ание взвеси в придонном слое в незагрязненных
районах характерно для весны Д 7]. В мае, в период наших
исследований, еще сохранялись особенности паводкового
периода, однако на участке устье р. Кошты — ст. Лю бец
это соотношение было значительно более выражено, чем на
контрольной станции (рис. 6, а ).
В июле на относительно чистых участках (ниже ст. М я к ­
са) при отсутствии взмучивания донных осадков (устой­
чиво-безветренный период) взвесь у поверхности была пред­
ставлена исключительно живым фитопланктоном, и ее было
больше, чем в придонных слоях. Количество взвешенного
вещества в незагрязненном участке Шекснинского плеса со­
ставл яло от 2.65 до 7.2 м г/л в среднем для толщи воды.
В Главном плесе, где прозрачность достигала 200— 300 см,
осадок, состоящий из водорослей, весил всего 1.6 м г/л
(рис. 6, б). В районе поступления промстоков масса осадка
на фильтрах составляла 22— 39 м г/л; при этом основная
часть его была представлена минеральными частицами. Ф и ­
топланктон присутствовал лишь в виде редких вкраплений.
Такое количество взвешенного вещества в загрязненной
зоне оказалось значительно более высоким, чем когда-либо
наблюдалось в водоеме летом [7], что является д о к аза тел ь ­
ством его антропогенного происхождения. Это одна из
причин выпадения фильтраторов-ракообразны х и некоторых
коловраток, в частности колониальной формы Conochilus,
на загрязненном участке.
Кроме минеральной взвеси, вода в районе промстоков
со д ер ж ал а токсические вещества, вызывающие гибель
многих массовых форм зоопланктона. В эксперименте зо о ­
планктон из чистых участков водохранилища (ст. Наволок)
помещали в воду из р. Кошты, а так ж е в воду со ст. Наволок.
Всю воду предварительно отстаивали в течение нескольких
часов для полного осаждения минеральной взвеси. Экспери­
менты производили в сосудах различного р азм ера — от 0.5
до 3 л: Провели 3 серии экспериментов по 3 повторности в
каждом. Плотность организмов (включая велигеров дрейссены) в сосудах составляла около 5 тыс. э кз./л , что близко к
величинам, наблюдаемым в водоеме в 1988 г. Естественно,
что олигосапробы-зоопланктеры, отловленные и помещен­
ные в ограниченное замкнутое пространство, гибнут и в
натуральной воде (табл. 3). Практически не жили в экспе­
риментальных сосудах в натуральной воде со ст. Наволок
наиболее чувствительные к изменениям среды велигеры
дрейссены (погибло 82—8 8 % ) , лимносида (1 0 0 % ), кел54
Таблица
3
Количество погибших организмов зоопланктона, %
С ерия
объем
опы та,
с о с у д а,
см 3
1,500
11,3000
111,3000
сл
сл
В ариант
оп ы та
В ел и гер ы
д р е й ссены
L im n o ­
s id a
K e llie o ttia
D a p h n ia c u c u l l a t a -Ь
D. c ris ta ta
B o s m in a
l o n g is p in a
Контроль
Опыт
Контроль
Опыт
Контроль
Опыт
82
100
87
100
100
100
100
100
100
100
80
100
82
100
94
100
60
100
81
100
10
85
50
90
63
100
88
100
88
100
C o n o c h ilu s
D . h y a liA s p la n c h h ip p o c re - n a + D . l o n ­
na
g is p in a
p is
0
86
10
100
0
100
15
23
10
33
18
40
0
80
0
2
0
0
M e so c y c E u d ia p to lo p s leu - m u s ( в з р о с ­
c k a rti- f
лы е о с о б и +
T e rm o c y c коп еп оlo p s
д и ты )
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
1
0
ликоттия (80—9 0 % ) , дафнии (60— 8 8 % ) . В воде из р. К ош ­
ты эти организмы в течение 2— 3 ч отмерли полностью.
Несколько более устойчивы к условиям эксперимента и к
загрязненной воде D aph nia hy alin a и D. longispina. Р е а к ­
цию на воздействие загрязненных вод можно было просле­
дить по выживаемости Conochilus hippocrepis. Гибели
колоний в контроле почти не наблюдалось (всего 10% во
II серии опытов). Колонии сохранились такими же, как в
природе, с 30— 70 особями в каждой. В воде из р. Кошты
через сутки обнаружили всего 4 живые колонии, со д ер ж а­
щие по 4 — 20 особей. Устойчивыми к условиям загр я зн ен ­
ной воды оказались A splanchna, Mesocyclops, Termocyclops, E u d iap to m u s и копеподитные стадии последних.
Проведенные эксперименты показали, что олигосапробылимнофилы Limnosida, D. c ristata , D. cu cullata, Bosm ina
longispina, Kellicottia не могут быть использованы в
экспериментах, так как не выносят д а ж е перемещения из
природной среды в сосуды. Д р у г а я группа видов а-, р-мезосапробы (аспланхны, циклопы, диаптомусы) устойчивы к
условиям эксперимента и к загрязнению. Наиболее п о к а за ­
тельный вид — крупная колониальная коловратка Conochi­
lus hippocrepis. Эта форма не переносит повышения мут­
ности и в массе отмирает после сильных штормов, что про­
исходит в результате прилипания минеральных частиц к
слизистой капсуле [4, 6]. В наших экспериментах вода из
р. Кошты была процежена через газ № 76 и отстаивалась
в течение 2-х сут (III серия). Таким образом, воздействие
взвеси в данном случае исключалось. П олная гибель С. hip­
pocrepis была вы звана токсическими свойствами воды.
Использование индексов сапробности не д ал о четких ре­
зультатов, особенно в замутненной токсической зоне у
устья р. Кошты, гле сильно сн и ж ал ась об щ ая численность
организмов. На участке поступления промстоков индексы
оказались низкими: 1.29, 1.43, 1.46 — весной и 1.8— 1.9 —
летом. В районе устья р. Ягорбы, куда поступают бытовые
сточные воды, наблюдались повышенные индексы: 2.61 —
весной 1982 г. и 2.52 — летом.
Таким образом, нарушение среды Шекснинского плеса в
результате поступления сточных вод г. Череповца просле­
ж ивается по сокращению и изменению видового состава,
снижению численности и биомассы зоопланктона на опре­
деленной акватории. Сокращение видового состава (в сред­
нем на 50— 6 0 % ) происходит в результате отмирания олигосапробных форм и замещ ения их отдельными сапробными
56
видами, развиваю щ имися в массе в загрязненных участках
при наиболее благоприятных метеоусловиях. Специфика
зоопланктона загрязненных зон доказы вается низкими
индексами биоценотического сходства в среднем (18% —
р. Ягорба и 16% — р. К ош та) с другими участками плеса.
Особенности вегетационного периода (инсоляция, тем ­
пература, прозрачность воды, интенсивность развития бактерио-фитопланктона) оказываю т реш ающее воздействие на
количественный уровень развития зоопланктона. З а период
исследований (1982— 1983 и 1987— 1988 гг.) 1987 г. отличал­
ся неблагоприятными метеоусловиями, в результате чего
выявить воздействие на зоопланктон последствий ав ар и й ­
ного сброса оказалось затруднительным. Однако, весной
1982 и 1987 гг. параметры среды были сходными и состояние
зоопланктона сравнимым. В этот период в 1987 г. изменения
в видовом составе зоопланктона и снижение его числен­
ности оказались более выраженными, чем до аварии. Уве­
личилась так ж е протяженность загрязненной зоны. Летом
1987 г. в результате особенно неблагоприятных погодных
условий (низкие температура и инсоляция, сильная ветровая
перемешиваемость, высокая мутность) самоочищающие спо­
собности водоема были снижены, планктон, и в том числе
зоопланктон, развиты слабо (средняя биомасса 0.24 г / м 3).
Летом 1988 г. благодаря высоким температурам воды (на
10 °С выше, чем в 1987 г.), высокой инсоляции и прозрачно­
сти, развитие зоопланктона было интенсивным (средняя
биомасса 4.3 г / м 3), что повысило способность водоема к
самоочищению.
Гибель зоопланктонных форм ниже устья р. Кошты
св яза н а с большой замутненностью воды — высоким содер­
жанием минеральной взвеси в промстоках. Отрицательным
фактором является так ж е токсичность воды, вы зы ваю щ ая
гибель основной части зоопланктонного комплекса.
Л ИТЕРАТУРА
1. А н д р о н и к о в а И. Н. Структурно-функциональная организа­
ция зоопланктона экосистем разных трофических типов: Автореф. дисс.
докт. биол. наук. Л., 1989.
2. Г а л к о в с к а я Г. А., М и т я н и н а И. Ф., Г о л о в ч и ц В. А.
Эколого-биологические основы массового культивирования коловраток.
Минск, 1988.
3. К у т и к о в а Л А. Класс Коловратки Rotifera Cuvier 1817//
Фауна аэротенков: Атлас. Л ., 1984.
4. Н и к о л а е в И. И., Р и в ь е р И. К. Вспышки численности
57
Conochilus hippocrepis (R otatoria) в планктоне Белого озера//Б иология внутренних вод: Информ. бюл. Л ., 1979. № 43.
5. Р и в ь е р И К К у р д и н В. П. О зоопланктоне некоторых
мутных водоемов Волго-Балтийской и Северо-Двинской водных систем //
Экологические исследования водоемов Волго-Балтийской и Северо-Двин­
ской водных систем. Л., 1982.
6. Р и в ь е р И. К., О в ч и н н и к о в а Н. К-, Л е б е д е в а И. М.
Многолетняя динамика зоопланктона Рыбинского водохранилищ а//Экология водных организмов Верхне-Волжских водохранилищ. Л., 1982.
7. Рыбинское водохранилище. Л ., 1972.
8. Ц и м д и н ь П. А. Биоценотический анализ экологического со­
стояния малых рек: Автореф, дис... докт. биол. наук. М., 1989.
УДК 574.586
И. А. СКАЛЬСКАЯ
(Институт биологии внутренних вод им. И. Д . Па панина
А Н СССР)
СТРЕССОВЫЕ СОСТОЯНИЯ СООБЩЕСТВ
ЗООПЕРИФИТОНА РЫБИНСКОГО
ВОДОХРАНИЛИЩ А
Приводятся данные о влиянии аварийных городских
стоков на структуру зооперифитона Шекснинского плеса
Рыбинского водохранилища.
Стрессовые состояния сообществ гидробионтов могут
быть вызваны различными причинами: резкими изменения­
ми абиотических факторов — поступлением подогретых вод
тепловых электростанций, сбросами городских стоков,
штормом, выпадением кислых дождей и т. д. Состояния
повышенного н апряж ения создаются так ж е в сообществах
при нашествии хищников или обострении конкурентных
отношений. П о времени и силе действия они бывают посто­
янными или эпизодическими, постепенно нарастаю щими или
внезапными.
Вопросы трансформации структуры
зооперифитона
Шекснинского плеса Рыбинского водохранилища под в л и я­
нием городских стоков находились в центре внимания иссле­
дований, проводившихся в районе г. Череповца в 1986—
1988 гг. Зимой 1987 г. произошла авари я на очистных соору­
жениях города и водоем длительное время находился под
воздействием разного рода сбросов. Выполненные исследо­
вания позволили проследить состояние структуры сообществ
зооперифитона в период предшествовавший аварии, во вре­
мя сбросов и оценить их последствия в дальнейшем.
При работе использовали искусственные субстраты.
Подробная характеристика района работ и методика иссле­
дований опубликованы ранее [3]. Применение метода искус­
ственных субстратов в данном случае целесообразно по той
причине, что, во-первых, рассматриваемый зооценоз форми­
руется на новых субстратах, его население занимает строго
фиксированное положение и, следовательно, постоянно н а ­
ходится под воздействием выбранного исследователем
59
уровня влияния изучаемого фактора. Во-вторых, методика
использования искусственных субстратов позволяет просле­
дить промежуточные этапы сукцессий целых сообществ.
П о сути дела, это эксперимент непосредственно на водоеме,
и, хотя под контролем находятся отдельные параметры (х а ­
рактер субстрата, глубина погружения, длительность экс­
позиции), за основными характеристиками среды ведутся
наблюдения и измерения. В-третьих, эксперименты прово­
д ятся на уровне целого сообщества, что весьма в аж н о и
актуально.
Р азвитие биологических процессов в водоеме проходит
на фоне изменений абиотических факторов среды, границы
значений которых характерны для конкретных водоемов,
что и составляет их уникальность. Д л я каж дого ф актора
существует некое среднемноголетнее значение, ежегодное
отклонение от которого в сторону увеличения или умень­
шения откладывает тот или иной отпечаток на структурно­
функциональные характеристики сообществ.
Среди многокомпонентного набора факторов, состав­
ляю щ их абиотический фон водоема, можно выделить те из
них, которые не имеют тенденции накопления во времени:
температуру, содерж ание кислорода, режим течений, про­
зрачность и т. д. Их изменения будут иметь большую или
меньшую амплитуду отклонений от среднемноголетних
значений. Теоретически колебания таких факторов могут
перейти на новый более или менее высокий среднемноголет­
ний уровень значений.
Д р у г а я группа факторов естественного и антропогенного
происхождения (биогены, токсические вещества) н ак а п л и в а­
ется в воде и донных отложениях. Процесс накопления био­
генов имеет место и в естественных условиях водоема, од на­
ко усиливающийся антропогенный пресс катастрофически
ускоряет этот процесс. Следовательно, при прогнозирова­
нии состояния водных экосистем следует исходить прежде
всего из оценки тенденций и величины антропогенных н агру­
зок на водоем. Они будут определять направление измене­
ний структурно-функциональных характеристик сообществ.
В естественных условиях водоема ход биологических про­
цессов в сильной мере зависит от температуры, которая су­
щественно варьировала в годы исследований. В вегетацион­
ный сезон 1986 г. температура (°С) была близка к средне­
многолетней, в следующий 1987 г. — аномально низкой, в
1988 г. — аномально высокой:
60
1986 г .
1987 г.
1988 г.
М ай
И ю нь
И ю ль
А в гу ст
С ентябрь
—
—
8.0— 11.8
15.4— 17.0
13.2— 18.6
15.6—23.8
19.4—22.6
14.8— 17.2
23.8—25.4
20.2—22.0
15.2— 16.7
17.8—20.0
10.2— 14.2
11.5— 13.1
11.6— 13.2
Итак, в соответствии с прогревом водоема структура
сообществ зооперифитона на природных участках в первый
год исследований примерно д олж на соответствовать средне­
многолетней, во второй — находиться в угнетенном состоя­
нии из-за слабого прогрева водоема, а на третий год —
испытывать стимулирующее воздействие высоких тем пера­
тур. Соответственно, в зоне воздействия городских стоков
особенности термического реж има сочетались с разной сте­
пенью антропогенных нагрузок: постоянный уровень загрязнения+среднемноголетний уровень прогрева (1986 г.),
аварийные с б р о с ы + а н о м а л ь н о низкий прогрев (1987 г.), по­
следствия
аварийны х
сбросов-(-высокая
тем пература
(1988 г.).
Ц елесообразно последовательно рассмотреть особенно­
сти структурных характеристик зооперифитона в разные
годы на природных участках (д. Кабачино, р. Суда) и в
зоне антропогенного воздействия (в черте города — ниже
р. Ягорбы, р. К о ш та), (у островов Ваганиха и Л ю бец).
Природные сообщества. Состав основных групп зоопе­
рифитона в р. Шексне выше города у д. Кабачино, вклю чав­
ший личинок хирономид, дрейссену, наидид, в целом соответ­
ствовал комплексу доминирующих форм обрастателей на
природных участках Волжского плеса [2]. Характерным
элементом структуры зооперифитона оказались поденки
B aetis vernu s
(C u rt.), мшанки P aludicella artic u la ta
(Ehr.) и моллюски V iviparus viviparus (L .), отсутство­
вавш ие в перифитоне Волжского плеса.
Личинки поденок поселялись в основном на верхних
горизонтах, иногда их численность была более 11 тыс.
э к з ./ м 2, и они становились одним из доминирующих видов.
М шанки попадали на субстраты вместе с моллюсками
V. viviparus на раковинах которых они живут, но как
правило не играли заметной роли в сообществе, хотя на
отдельных горизонтах эпизодически их биомасса достига­
л а 4 г / м 2.
Моллюски V. viviparus появлялись на субстратах в
июне — июле, но к концу августа исчезали с этих биотопов.
Они поселялись на всех глубинах. В начале июля 1988 г.
61
r/tA*- TMC3Kj/wl
Рис. I. Биомасса (г /м 2) и численность (тыс. экз./м 2) зооперифитона
на природных участках Шекснинского плеса Рыбинского водохранилища.
а — у д. К а б а ч и н о , б — в р. С у д е ; 1 — д р е й с с е н а , 2 — л и ч и н ки х и р о н о м и д , 3 — н аи д и д ы ,
4 — п рочи е, 5 — б и о м а с с а .
отмечалось большое скопление живородок на субстратах от
поверхности воды до 0.5-метровой глубины, в расчете на
1
м 2 их
поверхности
количество
моллю сков
оказалось равным 105 экз.
62
В соответствии с термическим режимом, близким к сред­
немноголетнему в 1986 г., ход сезонной сукцессии сообще­
ства соответствовал тем закономерностям, которые были
отмечены нами для Волжского плеса [2]. Наибольшего
развития зооперифитон достигал в августе (рис. 1). В этот
период индекс видового разнообразия Кабэ [6] имел наи­
большее значение (см. таблицу).
Индекс видового разнообразия Кабэ зооперифитона
водохранилища в разные годы
П риродны е со о бщ ества Т рансф орм ированны е
В рем я
исследо
ваний
1986
г.
Июль
Август
Сентябрь
1987
1988
о. Л ю б е ц
в р. С уде
ниж е
р. Я го р б ы
19.3
21.2
17.4
18.4
23.3
18.4
20.3
19.3
13.4
5.3
7.3
7.4
20.4
18.2
21.4
22.4
19.2
23.4
19.3
27.3
18.2
17.2
27.4
7.6
11.2
11.4
14.4
10.6
9.4
11.4
14.4
21.3
20.4
21.3
27.1
19.2
15.1
17.3
9.2
16.2
16.2
о. В а г а -у
ниха
.
г.
Июль
Август
Сентябрь
Июль
Сентябрь
сообщ ества
в р. К о ш те у
д. К а б а ч и н о
г.
—
—
Дрессена поселялась на субстратах в июле — августе,
но к осени ее численность сильно уменьшилась за счет мигра­
ции моллюсков в придонный слой, где в скоплениях над
грунтом их численность составила 205 тыс. э к з ./ м 2, биомасса
576.6 г / м 2. Это явление характерно и для перифитона
Волжского плеса.
Среди личинок хирономид доминировали Glyptotendipes g lau cu s Mg., к осени увеличилась численность Cricotopus sylvestris (F ab r.) и Endochironom us albipennis Mg.
И з наидид_ преобладали Ripistes p a r a s ita (Schm .) и N ais
b a r b a ta Mull., в августе численность первого из них дости­
гала 20.8 тыс. э к з ./ м 2, биомасса 0 .8 г /м 2.
В 1987 г. в условиях аномально низкого прогрева водое­
ма зооперифитон был беден. Несмотря на то, что разнооб­
разие сообщества было высоким, его количественные х а р а к ­
теристики оказались гораздо ниже, чем в предыдущем
году. Низкий прогрев воды отрицательно сказал ся на тепло­
любивых видах — дрейссене и хирономидах. Основная
часть популяции моллюсков не разм нож алась. Н а субстра­
63
тах встречались лишь единичные осевшие поствелигеры.
Среди наидид по-прежнему преобладал Ripistes p arasita ,
но его численность о к а зал ас ь вдвое ниже, чем в 1986 г.
Высокий естественный прогрев водоема в 1988 г. активи­
зировал жизнь гидробионтов. Уже в начале июля их числен­
ность и биомасса были высокими — соответственно 30.7 тыс.
э к з ./ м 2 и 2.5 г / м 2. По структурным парам етрам зооперифи­
тон оказался полидоминантным: по численности преоб лада­
ли личинки хирономид C ricotopus intersectus (S taeg .)
(1 3 .8 % ), личинки хирономид первого возраста (1 6 .5 % ),
наидиды Ripistes p a r a s ita (1 5 .3 % ), гидры (2 1 .4 % ), поден­
ки Baetis v ern u s (7 .4 % ). Происходило заселение субстра­
тов поствелигерами. На самом верхнем горизонте живородки
образовывали скопления, но на н иж ележ ащ их горизонтах
в целом преобладали личинки хирономид и поденок.
В р. Суде были обнаружены те ж е группы перифитонных
организмов, что и у д . Кабачино, но преобладающее р азв и ­
тие получили временные обитатели субстратов — личинки
хирономид (рис. 1). Дрейссена р азв и ва л ась крайне слабо,
возможно ее расселению препятствовал неблагоприятный
естественный химизм воды или недостаток пищевых взвесей.
Ж ивородки встречались единично.
З а вегетационный период 1986 г. в р. Суде сформ ирова­
лось чрезвычайно однообразное по количественным х а р а к ­
теристикам сообщество с преобладанием личинок хироно­
мид, но при этом оно было не беднее по видовому разн ооб­
разию, чем в р. Шексне (см. табли цу). Личинки хирономид
составляли 78.6— 86% численности и 84.0— 95.5% биомассы,
доминировали G lyptotendipes glau cu s. Среди наидид н аи ­
большее развитие получили N ais b a r b a t a и Ripistes p a r a ­
sita. Личинки поденок, ручейников были малочисленны.
В 1987 г. роль личинок хирономид заметно снизилась, а
наидид возросла, среди них преобладали те ж е виды, что и
в 1986 г. К концу октября численность червей резко умень­
ш илась в результате гибели особей, закончивших половое
размножение, и вновь зооперифитон оказал ся представленным личинками хирономид в основном первого возраста.
Численность и биомасса обрастателей снизилась до 28 тыс.
э к з ./ м 2 и 0.2 г / м 2 соответственно.
Высокая температура воды в 1988 г. благоприятно о тр а­
зилась на биологических циклах основных групп перифито­
на — хирономид и дрейссены. Численность личинок хироно­
мид резко возросла и была выше, чем в предыдущие 2 года
при прежнем доминантном составе. Поствелигеры дрейссены
64
«появились на субстратах в июле, и хотя их численность на
^отдельных
горизонтах
была
довольно
значительной
Ц4.2 тыс. э к з ./ м 2), осенних скоплений моллюсков у дна не
:обнаружено.
Следовательно, разный уровень естественного прогрева
водоема не оказывал заметного влияния на видовое р азн о­
образие природных сообществ, но в сильной мере ск азы ­
в ал ся на активности биологических циклов теплолюбивых
видов, что находит отражение в количественных характери ­
стиках сообщества и его доминантной структуре.
Трансформированные сообщества. Особые условия для
развития зооперифитона сложились на правобережных
участках городской зоны ниже р. Ягорбы. При довольно
высоком разнообразии сообществ (см. таблицу) массовое
развитие получили наидиды. Полностью отсутствовали мол­
люски — дрейссена и живородки. Формировалось, как п р а­
вило, монодоминантное сообщество с преобладанием
N ais b a r b a ta , численность которого в отдельные годы со­
ставл я ла более 90% от общей, ему сопутствовали N ais
p a rd alis Piguet, D ero obtusa (U d e k .), Ripistes parasita .
Поступление аварийных сбросов в 1987 г. не снизило
роли наидид в перифитоне этого участка, а наоборот, числен­
ность и биомасса увеличилась до 11.7— 57.8 тыс. э к з ./м 2 и
0.2—0.4 г / м 2 соответственно (рис. 2). В большом количестве
развивались нематоды, в основном Tobrilus helveticus
(H ofm .), популяция которого была представлена особями с
необычайно крупными индивидуальными размерами, что
возможно в условиях высокой обеспеченности пищей.
Аварийные сбросы способствовали ещ е большей аккумуля­
ции органических веществ на этом участке, в результате
чего в 1988 г. численность наидид достигла 108— 172 тыс.
э к з ./ м 2, биомасса — 5.4— 7.6 г / м 2. По-прежнему основную
часть сообщества составляли N a is b a r b a ta и D ero obtusa.
Подобно тому, как в бентосе водоемов умеренных широт в
присутствии большого количества легкоусвояемого органи­
ческого вещества создаю тся огромные по численности попу­
ляции олигохеты Tubifex tubifex M ull [4], так и в пери­
фитоне вследствие бесполого р азм нож ения неограниченно
увеличивается численность другой олигохеты — N ais b a r b a ­
ta. При разнице в биотопической приуроченности их сходст­
во состоит в высокой способности утилизировать органичес­
кие вещества на рост и размножение и, по-видимому, в высо­
кой толерантности к естественным колебаниям температуры в
летний период. В данном случае однообразие биотопа, ха3 З а к а з 132
65
Рис. 2. Биомасса (г /м 2) и численность (тыс. эк з./м 2) зооперифитона
в зоне антропогенного воздействия
а — н и ж е р. Я го р б ы , б — в р. К о ш те ,
О с т а л ь н ы е о б о зн а ч е н и я т е ж е , ч т о и н а р и с. 1.
рактеризующегося избыточным содержанием органических
веществ, приводит к количественному однообразию сооб­
ществ на уровне подсемейства или семейства при сох ра­
66
нении сравнительно высокого видового разнообразия.
Высокую степень доминантности на уровне семейства
представлял собой зооперифитон р. Кошты, где частично
шел сброс стоков. Здесь сообщество обрастателей было
представлено почти одними гетеротопами — личинками хи­
рономид. Гомотопные, массовые на других участках виды
— дрейссена, наидиды, отсутствовали. На сильно з а г р я з ­
ненных локальных участках вблизи дамбы встречались
нематоды D ip lo gaster rivalis
(Leyd.), Tobrilus helveticus (H ofm .), T. gracilis (B a s t.). Первый из них, наибо­
лее массовый, характерен для полисапробных условий.
Индекс видового разнообразия был крайне низок, в 3—4 р а ­
за меньше, чем на природных биотопах (см. таблицу).
В 1987 г. отбор проб проводился ниже дамбы, где со­
общества были разнообразнее в основном за счет хиро­
номид, числ£Н.ность которых достигала значительных вели­
чин (рис. 2).
В июле 1988 г. численность хирономид составляла
62.6 тыс. э к з ./ м 2, биомасса 5.2 г / м 2. П реобладали личинки
P a ra c h iro n o m u s a r c u a tu s Goetgh., G lyptotendipes glaucus.
Н а этих участках, по-видимому, сущ ествовало загрязнение
иного свойства, чем в черте города ниже р. Ягорбы. Х а­
рактер стоков, вероятно был токсичным для гомотопов
(дрейссены, н а и д и д ), но гетеротопные организмы (хирономиды) осуществляли биологические циклы.
З а пределами города в зоне смешения вод рек Шексны
и Суды зооперифитон был сходным по составу с сообщ е­
ствами природных участков. В районе о. Ваганихи до а в а ­
рии на очистных сооружениях состав и количественные
характеристики зооперифитона были близки к соответст­
вующим показателям у д. К абачин о (рис. 3). В период
аварии именно эти участки подверглись наиболее сильному
воздействию стоков.
Воздействие токсических веществ на беспозвоночных
начинается с нарушения физиологических и поведенче­
ских реакций, подавления репродуктивного потенциала и,
в конечном итоге, приводит к разрушению структур сооб­
ществ, свойственных данному водоему.
Н а участках ниже города перифитон разв и вал ся к р ай ­
не слабо. Практически погибли многие беспозвоночные:
на субстратах встречались мертвые личинки хирономид,
поденки, рачки Sida cry sta llin a (О. F. Mil'll). Видовое
разнообразие сообществ было беднее, чем на природных
участках.
67
4986г.
Рис. 3. Биомасса (г /м 2) и численность (тыс. экс./м 2) зооперифитона
в зоне антропогенного воздействия.
а — о. В а г а н и х а , б — о. Л ю б е ц .
О с т а л ь н ы е о б о зн а ч е н и я те ж е , ч т о и на рис. 1 ( Р а б о т ы н а ст. Л ю б е ц в 1986 г. не п р о в о д и л и с ь ).
Слабый естественный прогрев воды в период аварии
усугубил ход процессов самоочищения. В условиях а к в а ­
риумных экспериментов с мидиями [1] было показано, что
68
возрастание температуры до 22°С усиливает интенсивность
обменных процессов в организме моллюсков и обусловли­
вает ускорение биоконцентрации и десорбции ртути, наибо­
лее токсичной при загрязнении среды. Кроме того, низкие
температуры воды снизили активность биологических цик­
лов теплолюбивых видов — личинок хирономид и дрейссе­
ны — основных компонентов перифитона, но не повлияли
на менее чувствительных к прогреву наидид, численность
которых на участках, где аккумулируются органические
вещества, была высокой. В то ж е время т а к а я тем пера­
тура способствовала большей выживаемости чувствитель­
ных к загрязнению зоопланктонных организмов. В опытах
с лабораторной культурой D aph nia m a g n a было показано,
что с увеличением температуры воды от 15°С до 25°С виталь­
н ая концентрация солей тяж елы х металлов снижается,
причем весьма существенно, например, для цинка в 10 раз
15].
В 1988 г. б лагодаря очистительному действию паводка
биологические структуры, подвергшиеся стрессовым нагруз­
кам, по отдельным п арам етрам частично восстанавли ва­
лись. Р азмнож ение дрейссены на участках, где она обитала
раньше, проходило в июне, заселение субстратов поствелигерами — в начале июля, что так ж е характерно и д ля В о л ж ско­
го плеса в годы с аналогичным температурным режимом. Об
активности процесса разм нож ения дрейссены свидетельству­
ет высокая численность поствелигеров у островов В аганиха
и Любец, где она в начале июля на отдельных горизонтах
со ставляла 52 тыс. э к з ./ м 2, биомасса 1.1 г / м 2, что почти
в 7 раз больше по сравнению с 1986 г. Однако в д альн ей ­
шем последствия аварии отрицательно сказались на в ы ж и ­
ваемости моллюсков. При высокой численности молоди
можно было ож идать образования характерных для осени
больших скоплений моллюсков у дна. Однако этого не про­
изошло, их численность (4.6— 25 тыс. э к з ./ м 2) и биомасса
(20.9— 181.9 г / м 2) оказались невысокими. Эти показатели
значительно ниже, чем в 1986 г. когда при гораздо мень­
ших потенциальных возможностях в летний период в осен­
них скоплениях у дна на природных участках численность
и биомасса моллюсков были в несколько раз больше.
Учитывая довольно сильные вариации численности и
биомассы сеголетков, . целесообразно сравнить средние
размеры моллюсков, которые более стабильны и наиболее
объективно отраж аю т условия обитания для них в Ш екс­
нинском и Волжском плесах:
69
П ок азател и
Численность, тыс. экз./м 2
Биомасса, г/м 2
Размеры, мм
Средний размер, мм
Ш е к с н и н ск и й плес
В о л ж с к и й плес
4.6—25.0
20.9— 181.9
0.8—9.5
3.9
14.5
419.1
0.5— 13.6
7.3
В Волжском плесе биомасса и размеры моллюсков гораздо
выше, чем в Шекснинском. Несомненно, что это результаты
губительных последствий аварии для популяций моллюс­
ков Шекснинского плеса.
У островов Ваганиха и Л ю бец среди других беспозво­
ночных перифитона в массе появились поденки Baetis vernus, в июле их численность и биомасса в верхних горизонтах
были равны соответственно 20.3 тыс. э к з ./м 2, 5.9 г / м 2 и
9 тыс. э к з ./ м 2 и 2.8 г / м 2. Осенью из состава перифитона
они полностью выпали отчасти за счет вылета имаго, а
т а к ж е миграций личинок на другие биотопы.
В сентябре в перифитоне у о. Л ю бец заметно усилилась
роль наидид за счет N ais b a r b a ta , что служит признаком
повышения содерж ания органических веществ на этом
участке.
Таким образом, структура зооперифитона Шекснинского
плеса Рыбинского водохранилища на природных участках
представлена небольшим набором доминирующих групп и
видов гидробионтов. Д л я этих участков, т а к ж е как и для
В олжского плеса, характерен основной хирономидно-дрейссеновый тип структуры сообществ обрастателей с эпизоди­
чески массовыми сопутствующими видами из других систе­
матических групп организмов — наидидами, поденками,
гидрами, мшанками.
С езонная сукцессия сообщества следует особенностям
реализации биологических циклов основных ее компонен­
тов и определяется в целом степенью прогрева водоема.
При обычном среднемноголетнем уровне прогрева водоема
формируется соответственно сообщество, свойственное д а н ­
ному региону. Аномально низкий естественный прогрев
водоема приводит к нарушению ритмов разм нож ения теп­
лолюбивых видов — дрейссены, хирономид. Их роль в со­
обществе резко снижается, количественные характеристики
сообщества уменьшаются. При аномально высоком про­
греве водоема активизируются биологические циклы ком­
понентов зооперифитона, раньше и интенсивнее проходит
размножение, удлиняется период интенсивного роста, что
70
приводит к созданию высоких количественных характери с­
тик сообщества, превышающих среднемноголетние. При
этом отмечается постоянство характеристик видового р а з ­
нообразия. Следовательно, стрессовое состояние в природ­
ных сообществах может быть причиной аномально низкого
прогрева водоема и в ы р а ж ать ся через подавление активно­
сти и ритмов разм нож ения гидробионтов.
В трансформированных сообществах в зависимости от
характера и силы антропогенного воздействия формиру­
ются соответствующие структуры. На участках с повы­
шенным содержанием органических веществ из состава
сообществ выпадают организмы-фильтраторы, они за м е ­
щаются ило-детритным комплексом с доминированием наи­
дид. В таких условиях создаются монодоминантные сообществы (наидидный тип), соответствующие сложившемуся
однообразию условий среды, характеризую щемуся повы­
шенным содержанием органических взвесей в толще воды
и их накоплением на субстратах. Избыточное поступление
бытовых стоков в результате аварии приводит к биологи­
ческой экспансии наидид, видовое разнообразие сообще­
ств сохраняется на высоком уровне.
Н а локальных участках с постоянным уровнем з а г р я з ­
нений промстоками д еградац и я сообществ идет по пути
резкого сокращ ения видового разнообразия, уменьшения
количественных характеристик, выпадения из состава го­
мотопных видов, массовых за пределами этой зоны, за
исключением нематод. Осенью в слаборазвитых сообщест­
вах нематоды могут преобладать над остальными группа­
ми беспозвоночных, характеризуя глубокую стадию д е г р а ­
дации их структуры (нематодный тип). Возможно, что
переходный к этому состоянию тип структуры — хирономидный. Следовательно, однообразие условий сущ ествова­
ния по другому антропогенному фактору — промстокам,
так ж е приводит к монодоминантности на уровне семейства
и сопровождается сильным снижением видового разн ооб­
разия сообществ.
Аварийный сброс промстоков имеет огромный р а з р у ­
шительный эффект, приводит к гибели многих беспозво­
ночных. В дальнейшем б лагодаря проточности и весенне­
му паводку идет восстановление прежних биологических
структур, хотя придонные участки длительное время оста­
ются неблагоприятными для беспозвоночных.
71
ЛИТЕРАТУРА
1. Р а м ж е в а С. В., К о с т ы л е в Э. Ф. Влияние температуры
воды на характер биоконцентрирования ртути мидиями//Гйдробиологические исследования водоемов юго-западной части СССР. Киев, 1982.
2. С к а л ь с к а я И. А. Экологическая характеристика зооперифитона
Рыбинского водохранилища по материалам 1977— 1982 гг.//В одны е
сообщества и биология гидробионтов. Л ., 1985.
3. С к а л ь с к а я И. А., М ы л ь н и к о в а 3. М. Изменение струк­
туры зооперифитона Рыбинского водохранилища в условиях антропо­
генных нагрузок на водоем//Экология и морфология водных беспозво­
ночных ИБВВ АН СССР. Борок, 1988, с. 33—53. Деп. в ВИНИТИ.
27.09.1988, № 7151-В88 деп.
А ф и н о г е н о в а Н. П., Л о б а ш е в а Т. М. Рост Tubifex tu b i­
fex Mull. (O ligochaeta, Tubificidae) в разных трофических условиях
//З о о л . ин-т СССР. 1986. 12 с. Деп. в ВИНИТИ. 01.07.1986, № 4776В86 деп.
5. Щ е р б а н ь Э. П. Токсичность ионов некоторых тяжелых ме­
таллов для Daphnia m agna в зависимости от температуры//Гидробиол.
журн. 1977. № 4.
6. С u b а Т. R. Diversity: a two-level ap proach//E coloey. 1981.
vol. 62. N 1.
У Д К 574.587(285.2)
В. Г. Г А Г А Р И Н
(Институт биологии внутренних вод им. И. Д . Па па ни н а
А Н СССР)
МЕЙОБЕНТОС ШЕКСНИНСКОГО ПЛЕСА
РЫБИНСКОГО ВОДОХРАНИЛИЩ А
Средняя численность мейобентоса 46—86 тыс. эк з./м 2.
Доминировали нематоды и циклопы. Отмечены в значи­
тельном количестве формы, характерные для полисапробных вод, что косвенно указывает на загрязнение грунта
в районе г. Череповца.
У нас в стране охране природы уделяется большое вни­
мание. В настоящее время в связи с увеличением антро­
погенных нагрузок на водоем контроль за качеством во­
ды — наипервейшая за д а ч а научно-исследовательских ин­
ститутов по проблемам гидробиологии.
На Рыбинском водохранилище расположен крупней­
ший промышленный центр — г. Череповец. В водохрани­
лище, кроме бытовых городских стоков, довольно часто
72
сбрасываю тся неочищенные аварийные промышленные воды,
которые губительно воздействуют на животный и расти ­
тельный мир водоема. Целью настоящей работы было изу­
чить воздействие сбросов предприятий г. Череповца на
состав и численность мейобентоса в Шекснинском плесе
Рыбинского водохранилища.
М атериал собирали весной (м ай), летом (июль) и осенью
(сентябрь) 1988 г. на 11 стандартных станциях. Д ев ять
станций расположены около г. Череповца, в зоне воздей­
ствия городских бытовых и промышленных стоков, а две
(М якса и Средний Д вор, табл. 1) — вне зоны воздействия
и служили контролем. Всего отобрано 32 пробы. Одна про­
ба включала 3 подъема стратометром С-1 (диаметр вход­
ного отверстия 3 см ). Промывали пробы сачком, сшитым
из газа № 45. Отбирали и просчитывали организмы с
помощью микроскопа МБС-9. Д л я изучения нематод мон­
тировали постоянные и временные препараты. Организмы
мейобентоса определяли, в основном, до ранга отряда, а
нематоды до вида. Д л я оценки роли отдельных видов не­
матод в биоценозах использовали «индекс плотности» Мордухай-Болтовского, который имеет вид pb, где р — встреча­
емость, % , b — средняя численность, э к з ./м 2 [3].
В мейобентосе доминировали две группы животных —
нематоды и циклопы. Представители остальных групп
встречались более редко (табл. 1). Более высокая плот­
ность животных отмечалась в мае и июле. Осеннее пони­
жение численности мейобентоса связано с окончанием
вегетационного периода в водоеме [2]. Несмотря на то,
что численность мейобентоса в мае и июле была почти
одинаковой, роль отдельных групп организмов в ее форми­
ровании различна. В мае 73% численности
мейобентоса
составляли нематоды и около 10% — циклопы, а в июле,
наоборот, 70% численности — циклопы и только 14% —
круглые черви. Такое распределение в течение сезона з а ­
кономерно и отраж ает общие биологические процессы, про­
исходящие в водоеме.
Циклопы зимуют в стадии копеподитов в придонном слое
воды. Ранней весной (апрель, май) они достигают половозрелости и поднимаются в толщу воды. Поэтому в этот
период в бентосе их нет. В июне— июле рачки начинают
разм нож аться, и науплии и копеподиты ранних стадий
оседают на дно.
Нематоды интенсивно развиваю тся ранней весной. В это
время почти всегда отмечается их максимальная плотность
73
Таблица
4*
1
Средняя численность мейобентоса, тыс. экз./м 2
Г руп п а
Ст. Ср.
Д вор
д.
М якса
Д . В а­
си лево
Ст. Л ю ­
б ец
О. К а р ­
гач
14
5
19
47
14
99
31
О. В а г а ­ Р. К о ш ­
та
ниха
С т. О с т р о ­ Р . Я г о р ­
ва
ба
Д. К аба­
чи н о
Р. С у­
да
С ред­
н ее
72
3
11
9
12
5
—
—
—
—
63
2.9
8
11
1.4
86.3
Май
N em atoda
C ladocera
Cyclopoida
Harpacticoida
O stracoda
Всего
—
—
—
—
—
—
—
—
—
66
5
28
7
—
106
2
5
26
2
9
49
—
—
—
—
38
86
169
—
254
86
26
3
51
85
5
19
5
5
19
35
__
—
__
—
—
—
—
8
8
11
6
—
24
29
40
33
9
9
9
—
167
2
—
—
—
—
—
247
—
5
2
—
Июль
N em atoda
Cladocera
Cyclopoida
H arpacticoida
O stracoda
Всего
34
—
—
165
146
24
.5
175
—
—
165
5
61
—
—
66
—
64
26
38
2
56
9
23
11
—
—
—
—
—
—
124
96
43
139
52
5
5
5
—
5
12
7
59
6.1
0.5
84.6
с ентябрь
N em atoda
C ladocera
Cyclopoida
H arpacticoida
O stracoda
Всего
—
—
94
71
24
—
75
5
14
—
—
—
—
—
—
—
—
—
—
—
—
—
—
—
—
—
—
—
—
—
71
24
57
94
10
38
52
22
14
18
—
9
103
38
47
17
—
—
5
5
—
5
—
19
2.6
24
—
0.8
46.4
Таблица
Характеристика фауны нематод
М ай
Отряд Enoplida
P aram p h id elu s
dolichurus
(de M an)
T obrilus gracilis (B astian)
T. helveticus (H ofm anner)
T. tenuicaudatus G agarin
E utobrilus medius (Shneider)
E. nothus G agarin
R aritobrilus allophysis
(Steiner)
В r e v i t o b r i 1u s
stefanskii (Micol.)
•'
Ironus ignavus B astian
I. tenuicaudutus de Man
Отряд Dorylaimida
D orylaim us stag n alis Dujard in
Laimydorus
conurus
(Thorne)
A p o rc e la im e llu s
k ry g e ri
(D itlevsev)
Eudorylaimus
carteri
(B astian)
Отряд M onhysterida
M onhystera stag n alis B a­
stian
И ю ль
С ентябрь
p
b
pb
p
b
pb
10
20
30
20
100
2400
1050
4350
32
219
177
295
—
—
_
—
_
._
27
1618
40
17780
843
36
—
—
_
30
20
30
2700
640
670
70
С реднее
b
P
pb
pb
_
_
33
1961
350
1989
10
177
59
178
62
64
3
28
142
6715
21
434
3
58
13
307
209
—
—
3482
1909
262
9
9
427
455
9
173
39
285
113
142
—
—
—
9
173
8360
765
36
4818
10
200
10
_
b
p
3
16
10
16
27
—
—
2
39
18
9
882
885
126
88
10
13
16
900
507
566
95
81
95
316
36
2609
306
47
5262
497
45
3
67
14
100
32
3
33
10
10
300
55
—
—
—
—
3
100
17
10
21500
464
_
_
_
—
3
7167
147'
—
-
_
Продолжение
Виды
М. paludicola de Man
М. uncispiculata G agarin
Отряд C hrom adorida
Et h mol a i mus
p ra te n s is
(de M an.)
P ro d e s m o d o ra
c ir c u la ta
(Micol.)
Отряд A raeolam ida
A p h a n o la im u s
a q u a tic u s
D aday
P araphanolaim us
behningi
Micol.
P arap lecto n em a
pedunculatum (Holm .)
Отряд R habditida
D iplogaster
rivalis
(Leydig)
Panagrol aimus
ri gidus
(Butschli)
С ентябрь
И ю ль
М ай
P
b
pb
20
870
132
—
—
—
p
—
b
таблицы 2
Среднее
pb
p
b
pb
p
b
pb
—
—
9
182
40
9
9
455
364
64
57
10
6
442
182
66
33
18
545
99
18
864
125
12
470
75
—
—
—
9
364
57
3
121
19
185
33
—
—
—
10
100
32
9
455
64
6
20
200
63
27
2609
265
16
936
122
20
630
122
9
455
64
13
477
79
40
1250
224
9
1909
131
16
1053
130
—
—
—
9
455
64
3
152
91
Примечание,
р — встречаемость,
pb — индекс плотности.
%,
9
—
b — средняя
345
—
56
—
численность,
экз./м 2,
в водоемах. В течение лета численность червей не подвер­
гается резким колебаниям. Отсутствие нематод в мае, июле
и сентябре на контрольных станциях (М якса, Средний Д в о р ) ,
возможно, связан о с характером грунта (жидкий ил, са п ­
ропель). Кроме того, здесь в июле и сентябре наблюдалось
большое скопление копеподитов циклопов. Их было в 2— 3 р а ­
з а больше, чем в зоне воздействия промстоков. По всей види­
мости, сбросы промышленных стоков влияют на развитие
этих рачков.
Нематоды представлены 24 видами (табл. 2). Из них
доминантов — 2 вида (E uto brilus nothus и D orylaim us
s t a g n a l i s ) , субдоминантой — 5 видов (Tobrilus gracilis,
I. te n u ica u d atu s, M onhystera stag n a lis , P a ra p h a n o la im u s
behningi
и D iplogaster riv alis). Основная масса червей
вклю чала виды, широко распространенные в водоемах
Европейской части С С С Р [1]. Питаются они простейшими
(инфузориями, жгутиконосцами), бактериями или, реже,
хищничают (например, D o rylaim u s s tag n alis, виды рода
Iro n u s). Интерес вызывает находка только одного вида, D i­
p lo g aster rivalis, который входит в состав семейства чер­
вей, обычных в наземных экосистемах, в очагах сапробиотического распада органического вещества (в частности,
в навозе). В водной среде он встречается в полисапробных
водоемах [4]. В нашем случае D ip lo gaster rivalis най­
ден в 5 пробах (из 32): в мае — на ст. В аганиха, Кошта,
Ягорба и Суда и в сентябре на ст. Острова. Численность
его была довольно высокой — до 21 тыс. э к з ./м 2 (табл. 1).
Отмечено такж е, что пробы, в которых присутствовал
данный вид, сильно пахли мазутом.
Все это свидетельствует о том, что в районе г. Черепов­
ца имеются участки грунта, сильно загрязненные разными
веществами (мазутом, нефтью, бензином и т. д.).
ЛИТЕРАТУРА
1. Г а . г а р и н В. Г. Пресноводные нематоды Европейской части
СССР, Л ,,.1981.
2. Г аг.‘г а р и н В. Г. Мейобентос Рыбинского водохранилища и
его притоков//Ф ауна и морфология водных беспозвоночных ИБВВ АН
CQCP. Борок, 1986. С. 30—47. Деп. в ВИНИТИ 14.01.1986, № 306-В.
3. Методика изучения биогеоценозов внутренних водоемов. М., 1975.
4. Z u l l i n i
A. N em atodes as indicators of river p o llu tio n //
Nematol. medit. 1976. Vol. 4.
77
УДК 504.54.054—034+556.6+57 4.587 (285,2) :591
В. И. Б И С Е Р О В , М. В. Г А П Е Е В А ,
О. Л. Ц Е Л Ь М О В И Ч , М. А. Ш И Р О К О В А
(Институт биологии внутренних вод им. И. Д . Па па ни н а
А Н СССР)
РТУТЬ в донных о т л о ж е н и я х
И МАКРОЗООБЕНТОСЕ
РЫБИНСКОГО ВОДОХРАНИЛИЩ А
Показано, что загрязнение донных отложений Шекс­
нинского плеса Рыбинского водохранилища происходит
с поверхностным стоком. Рассчитаны запасы ртути, содер­
жащиеся в макрозообентосе.
В проблеме биомониторинга тяж елы х металлов одно
из ведущих мест принадлежит ртути. Ртуть — высокоток­
сичный глобальный поллютант. Среди источников поступ­
ления ртути в окружающую среду на первом месте стоит
использование и последующая ликвидация ртутьсодерж а­
щих приборов, на втором — сжигание ископаемого топли­
ва. Оба источника есть в промышленной зоне г. Ч ере­
повца.
Цель настоящей работы — исследование содерж ания и
распределения ртути в донных отложениях и макрозообен­
тосе (как биоиндикаторе) Рыбинского водохранилища.
Определяли общие формы ртути.
Образцы донных отлжений отбирали стратометром
С-1 и на каждой станции объединяли поверхностный слой
(0—2 см) пяти колонок грунта. Навеску (1 г высушенных
при 105°С до постоянной массы донных отложений) поме­
щ али в коническую колбу объемом 100 мл, приливали 10 мл
азотной кислоты (перегнанной) и нагревали на песчаной
бане около 2 ч при слабом кипении кислоты (ни в коем
случае не упаривать досуха!). Затем в колбу добавляли
по 10 мл 30% -ной перекиси водорода, нагревали в течение
ч аса при слабом кипении жидкости. После охлаждения
реакционную смесь фильтровали в 25-миллилитровые мер­
ные колбы и фильтрат доводили до метки бидистиллированной водой.
Зообентос отбирали дночерпателем ДАК -250 с пло­
щадью за х в а т а 1/40 м2. После лабораторной разборки
78
анализу на ртуть подвергали пробы, представляющие собой
сумму определенных групп бентических организмов с к а ж ­
дой станции. К аж дую пробу фиксировали формалином, а
непосредственно перед анализом промывали бидистиллированной водой и сушили до постоянной массы при 105°С,
после чего помещали в пробирку объемом 10 мл. В про­
бирку приливали 2 мл смеси концентрированной азотной
кислоты и перекиси водорода в соотношении 1:1 [3].
Смесь нагревали окодо 2 ч на глицериновой бане при 150—
160°С, а после охлаждения переносили в мерный цилиндр
объемом 5 мл и доводили до метки бидистиллированной
водой. Ртуть определяли беспламенным атомно-абсорбционным методом с помощью прибора «Юлия-2» путем вос­
становления ртути до элементарного состояния хлоридом
олова (I I ) , затем переводили ее в газовую фазу, проду­
в ая анализируемый раствор воздухом.
Ртуть в природных водах интенсивно связы вается с
твердыми взвешенными частицами. Фактор концентрирова­
ния ртути между взвесью и раствором, рассчитанный по
полевым и лабораторным данным, составляет 1.34— 1.88Х
Х Ю 5. Сорбция ртути взвешенными веществами и последу­
ю щ ая седиментация играют, таким образом, важную роль
в удалении ртути из водных масс.- В настоящей работе
взвешенные вещества не определяли количественно, со­
д ерж ани е ртути во взвесях пересчитывали на литр воды.
Концентрация ртути во взвеси, отобранной в июле 1989 г.
в Шекснинском плесе, была максимальной в районе гру­
зового порта г. Череповца (0.08 м к г /л ).
С одерж ание ртути в донных отложениях Шекснинско­
го плеса определяли в мае и июле 1989 г. Весной уровень
содерж ания ртути в грунтах был намного выше летнего
(табл. 1), причем летние концентрации соответствовали
кларку.
Биоиндикацию ртути в Рыбинском водохранилище
осуществляли с помощью зообентоса. Бентосную съемку
проводили в сентябре 1988 г. на 52 стандартных станциях.
Количественное развитие зообентоса характеризовали в е­
личиной биомассы в пересчете на 1 м2 по [1].
Результаты исследований показали (табл. 2), что в 70-е
годы и в первой половине 80-х годов наиболее богат бен­
тосом был Шекснинский плес, позднее — Волжский. С ред­
невзвешенная биомасса бентоса по всему водохранилищу
в 1988 г. составляла 10.96 г / м 2.
В целом биомасса бентоса по-прежнему оставалась на
79
Таблица
1
Концентрации общих форм ртути в дойных отложениях Шекснинского
плеса в 1989 г,мг/кг
0.
Р у с л о р. Ш е кс н ы
Май
Июль
В аганиха
п р о ти в д.
К абачино
п р о ти в р.
Я горб ы
ниж е
м о ст а
п р о ти в р.
К о ш ты
п р о ти в д.
Торово
северн ая
часть
ю ж ная
часть
12.5
0.19
32.5
0.16
10.0
0.40
30.0
3.35
5.0
0.16
18.8
—
43.3
0.36
уровне, достигнутом в начале 80-х годов, однако происходи­
ло ее перераспределение: на участках, подверженных
влиянию сточных вод г. Череповца, биомасса продолж ала
уменьшаться.
Таблица
2
Распределение биомассы бентоса и его составных частей по плесам
Рыбинского водохранилища
Группа
П лесы
Главны й
г /м 2
М олож ский
%
г /м 2
Х ирономиды
0.38
11.3
9.95
Ол игохеты
2.97
88.37
3.06
М оллю ­
ски
0.01
0.3
0.38
Прочие
0.001
0.03
0.15
Общий
бентос
3.36+ 0.8 100 13.54+7.5
В олж ский
Ш е к сн и н ск и й
%
г/м 2
%
г /м 2
%
73.5
10.47
50.9
6.22
49.8
22.6
5.19
41.6
15.19
41.6
2.8
1.1
0.0
0.03
0.0
0.1
0.9
0.17
7.2
1.4
100 20.57± 3.6 100 12.48±2.94 100
Качественный состав бентоса был довольно беден. Из
хирономид по-прежнему преобладали C hironom us f. 1.
plum osus, из олигохет — Isochaetides new aensis, Limnod rilu s
hof f m e is te r i,
P o ta m o trix
h a m m o n ie n sis.
Н аблю далось резкое снижение количества мелких мол­
люсков — были отмечены единичные экземпляры лиш ь на
5 станциях. Мелкие сферииды рода E u g lesa, ранее широко
распространенные в водохранилище, были обнаружены
только на одной станции. Такое уменьшение количества
мелких моллюсков связано, вероятно, с неблагополучной
экологической обстановкой в водохранилище.
80
Все M ollusca и O ligohaeta являю тся по отношению
ртути макроконцентраторами [2] и пригодны, таким об­
р азо м , д л я биоиндикации этого элемента. В бентосной съем*е 1988 г. на большем числе станций были обнаружены
олигохеты, что позволило представить концентрацию ртути
в них, а так ж е биоаккумуляцию ртути в виде схематиче­
ских карт (рис. 1 , 2 ) .
,11
Рис. I. Распределение концентраций ртути (м кг/г сухой
массы) в олигохетах Рыбинского водохранилища, 1988 г.
Меньше всего содерж алось ртути в олигохетах цент­
ральной части Главного плеса Рыбинского водохранили­
ща, максимальное количество — в олигохетах Волжского
плеса. К этому ж е району приурочены и наибольшие ве­
личины аккумуляции ртути олигохетами, затем по убыва1 Биоаккумуляцию ртути рассчитывали умножением концентрации
металла в олигохетах на массу олигохет.
81
ющим величинам биоаккумуляции следуют районы, приле­
гающие к промышленной зоне г. Череповца и устьям рек.
Рис. 2. Распределение ртути (г /м 2), накопленной олигохетами в Рыбинском водохранилище, 1988 г.
Концентрация ртути в мягких тканях моллюсков выше,
чем в раковинах, что естественно, так как в живых о рга­
низмах ртуть св яза н а в основном с белками. Величины
р а зм ах а концентраций ртути (м г/к г сухого вещества) в
олигохетах и моллюсках Рыбинского водохранилища у к л а ­
дываю тся в крайние значения концентраций ртути в у к а ­
занных организмах из относительно незагрязненных и
слабозагрязненных водных экосистем Европейской части
С С С Р [2].
82
С лаб озагрязн ен н ая
экосистем а
Ры бинское водохранилищ е
Олигохеты
V iviparus
viviparus
мягкие ткани
раковины
0.05—0.94
0.15— 1.50
0.17,—0.35
0.03—0.10
0.08—0.60
—
Таким образом, Шекснинский плес Рыбинского водо­
хранилищ а подвергается загрязнению ртутью, вероятно с
поверхностным стоком. Невысокие значения концентраций
этого элемента в бентосе указываю т на то, что ртуть при­
сутствует в водохранилище в биологически малоактивной
форме. Д л я выяснения путей миграции ртути в водохрани­
лищ е необходимы дальнейшие исследования.
Л ИТЕРАТУРА
1. Методика изучения биогеноценозов внутренних водоемов. М., 1975.
2. Н и к а н о р о в А. М., Ж у л и д о в А. В., П о к а р ж е в с к и й А. Д.
Биомониторинг тяжелых металлов в пресноводных экосистемах. Л., 1985.
3. Analyses of m etals and organochlorines in Fish: M anual of methools in aguatig environm ent R esearch FAO Fisheries Techniscal
P aper. 1 1983. N 212, p art 9.
У Д К 574.635
Т. Ф. М И К Р Я К О В А
(Институт биологии внутренних вод им. И. Д . П апа нин а
А Н ССС Р)
РОЛЬ ПРИ БРЕЖ Н О-ВО ДН О Й РАСТИТЕЛЬНОСТИ
В ОЧИСТКЕ СТОЧНЫХ ВОД
Установлено, что промстоки г. Череповца содерж ат тя­
желые металлы, которые накапливаются водными расте­
ниями. Наибольшие величины аккумуляции отмечены вблизи
источников загрязнения.
С ростом антропогенного прессинга на природную среду
вопрос о накоплении тяж елы х металлов во всех звеньях
83
Таблица
Содержание металлов в высшей водной растительности (м кг/г сухого
вещества) и воде (м кг/л) Шекснинского плеса в 1987 г.
Место отбора проб
Д . Васильево
•
Ст. Любец
Рдест
Рдест
Горец
Сусак
О. Ваганиха
Вид
Си
Zn
Ni
Pb
Сг
Со
Cd
—
—
—
—
—
—
—
—
5.0
4.6
2.6
17.0
40.0
57.4
21.2
67.8
7.1
6.8
4.0
6.5
3.4
9.6
3.9
5.5
0
3.2
0.3
4.1
2.0
1.8
0.5
2.6
0.1
0
0
0
—
—
—
—
—
—
—
гребенчатый
пронзеннолистный
земноводный
зонтичный
—
Г. Череповец
Рдест гребенчатый
Рдест злаковый
8.3
16.0
117.9
136.9
3.9
3.8
9.5
11.5
4.5
7.3
5.0
5.7
0.4
0.4
Р. Кошта
Рдест гребенчатый
Горец земноводный
Ряска малая
13.5
3.7
20.0
250.5
144.3
311.0
9.0
2.5
9.2
27.1
8.9
18.0
4.3
2.6
10.7
25.1
9.8
15.7
0.7
0.4
0.8
—
—
—
—
—
—
—
Д . Кабачино
—
Р. Молога (контроль)
Рдест гребенчатый
Рдест злаковый
Горец земноводный
5.3
5.1
3.1
40.8
22.8
22.5
2.4
3.5
1.2
3.9
6.7
3.8
0.6
0.5
0
1.9
3.0
2.7
1.0
1.6
0.9
Шекснинский плес
Вода
2.0
27.0
2.0
3.0
0.5
—
0.8
1
водных экосистем приобретает все большее значение. В од­
ные растения, занимающ ие прибреж ья рек, озер и водо­
хранилищ активно адсорбируют и накапливаю т в своих
тканях различные химические соединения. Эти свойства
успешно используются для очистки сточных вод [2, 4, 5].
Нами исследована аккумулирую щ ая способность погру­
женных водных растений в Шекснинском плесе Рыбинского
водохранилища и р. Коште после аварийного сброса
сточных вод г. Череповца. Сборы проводили в 1987—
1988 гг. в сезон массовой вегетации растений. Д л я ан али за
отбирали растения и воду с загрязненных участков плеса,
расположенных на восточном побережье водохранилища.
В качестве контроля использовали данные по содержанию
металлов в макрофитах незагрязненных вод р. Мологи.
Концентрацию тяж елы х металлов в растительном материале
и воде определяли методом атомно-абсорбционной спектрофотометрии [1].
В 1987 г. пробы растительного материала отбирали по
всему прибрежью водохранилища в районе г. Череповца
и р. Кошты, а в 1988 г. проводилось более детальное
исследование плеса до южных его границ. Анализировали
растения, относящиеся к различным экологическим группам:
погруженные — рдест гребенчатый и рдест пронзеннолистный; погруженные с плавающими листьями — рдест зл а к о ­
вый и горец земноводный, полупогруженные — сусак зонтич­
ный, и свободноплавающие — ряска малая. Результаты
химического ан ал и за (табл. 1, 2) свидетельствуют о том,
что накопительная способность различных видов высших
водных растений неодинакова. У ряски малой отмечено
наибольшее накопление химических элементов на всех
станциях. В растительных тканях особенно высоки величины
аккумуляции цинка, при этом у рдеста злакового и рдеста
гребенчатого они сохраняю тся на одном уровне по всему
плесу. У горца земноводного содерж ание цинка значительно
меньше. П о мере удаления от источника загрязнения
степень накопления металлов водной растительностью
уменьшается. Н аглядно это прослеживается у рдеста з л а ­
кового (табл. 3 ) : у растений, взятых со ст. Лю бец и у
д. Васильево, удаленных от г. Череповца на 20 км и более,
и с контрольной станции, содерж ание большинства хими­
ческих элементов одинаково, исключение составляют цинк
и хром. В то ж е время, у рдеста злакового, собранного
в прибрежье у г. Череповца и у о. Ваганиха наблюдается
увеличение меди по сравнению с контролем в среднем
85
Содержание металлов в высшей водной растительности (мкг/г сухого вещества)
и воде (мкг/л) Шекснинского плеса в 1988 г.
Си
Zn
Ni
Pb
Cr
Со
Cd
Рдест пронзеннолистный
Рдест злаковый
Горец земноводный
Вода
3.9
4.2
1.6
1.3
134.2
163.2
13.7
15.0
4.3
2.3
1.2
1.3
4.8
4.6
4.1
1.6
5.0
3.7
1.9
0.1
2.4
2.4
1.8
0.6
0.6
0.6
0.2
Рдест
Рдест
Рдест
Горец
Вода
3.5
3.2
4.8
1.9
1.3
122.2
62.5
182.1
37.2
9.0
3.9
3.5
4.4
1.7
0.9
4.1
3.9
4.2
4.8
1.5
6.5
3.7
8.1
2.3
0.1
2.5
2.7
2.1
1.4
0.9
0.6
0.6
0.3
0.1
Место отбора проб
Д . Васильево
Ст. Любец
Таблица 2
Вид
гребенчатый
пронзеннолистный
злаковый
земноводный
О. Ваганиха
Рдест гребенчатый
Рдест злаковый
Горец земноводный
Вода
7.4
12.7
4.5
1.7
193.1
212.2
65.7
10.0
5.2
6.0
2.0
1.1
6.1
8.3
3.6
1.5
7.8
8.3
3.8
0.1
3.0
3.5
2.4
1.4
1.0
0.4
0.2
Г. Череповец
Рдест гребенчатый
Рдест злаковый
Рдест блестящий
Вода
8.5
12.7
12.7
2.1
170.0
170.0
213.6
18.0
3.8
4.1
7.9
1.8
5.4
4.8
6.6
1.6
8.0
8.7
13.8
0.2
2.8
2.3
3.9
1.3
0.9
0.7
0.2
14.6
6.0
24.3
32.2
3.6
332.2
48.1
915.1
143.2
35.0
8.2
2.1
35.5
4.1
6.8
7.0
3.1
11.3
6.4
1.7
7.0
4.8
12.0
6.3
0.1
5.5
1.9
14.6
4.1
0.5
0.5
1.3
0.7
0.2
5.7
8.9
6.5
1.9
54.1
60.9
101.8
14.0
5.5
6.2
7.9
0.9
6.2
5.5
6.2
1.4
13,8
21.0
20.1
0.1
3.8
3.8
3,1
1.1
1.1
1.1
—
0.2
Р. Кошта
Д. Кабачино
Рдест
Горец
Ряска
Сусак
Вода
гребенчатый
земноводный
малая
зонтичный
Рдест пронзеннолистный
Рдест злаковый
Рдест блестящий
Вода
Таблица
3
Содержание металлов в рдесте злаковом в Шекснинском плесе, мкг/г
сухого вещества
Э л ем е н т
Д . К абачино
Г. Ч е р е п о в е ц
Си
Zn
Ni
Pb
Сг
Со
Cd
8.9
60.9
6.2
5.5
21.0
3.8
1.1
12.7
170.0
4.1
4.8
8.7
2.3
0.9
О. В а г а н и х а С т. Л ю б е ц
12.7
212.2
6.0
8.3
8.3
3.5
1.0
Д . В асильево
Р.
М олога
(к о н т р о л ь )
4.2
163.2
2.3
4.6
3.7
2.4
0.6
5.1
22.8
3.5
6.7
0.5
3.0
1.6
4.8
182.1
4.4
4.2
8.1
2.1
0.6
в 2.5 р аза, циика — в 8, никеля — в 2 и хрома — в 16 раз.
Результаты ан ал и за того ж е вида, собранного на стан ­
циях, расположенных выше г. Череповца (у д. Кабачино)
и в черте города т а к ж е близки.
Значительно отличаются величины аккумуляции металлов
макрофитами в зал и вах р. Кошты (табл. 1, 2). Повышенное
содерж ание металлов в воде р. Кошты вызывает и более
высокую накопительную способность у растений, что особен­
но характерно для рдеста гребенчатого и ряски малой,
которая хорошо вегетирует в стоячих и малопроточных
водоемах в условиях как органического, так и минерального
загрязнения [3, 6, 7]. Аккумулирующая способность у ряски
малой на порядок выше, чем у других растений плеса.
Таким образом, полученные данные свидетельствуют
о том, что макрофиты активно поглощают и утилизируют
тяж елы е металлы. Однако различные виды растений по
разному аккумулируют их. У одних содержание большинст­
ва химических элементов ниже, чем в воде, у других — в
несколько раз выше. Наиболее высокие величины накопле­
ния отмечены вблизи источников загрязнения. Результаты
двухлетнего изучения показали, что в каждой исследуемой
зоне Шекснинского плеса содерж ание металлов находится
практически на постоянном уровне. Это свидетельствует
о том, что загрязнение тяжелыми металлами связано
с наличием хронических стоков многочисленных промышлен­
ных предприятий г. Череповца.
Л ИТЕРАТУРА
1.
М., 1982.
Брицке
М. Э. Атомно-абсорбционный
спектральный
анализ.
87
2. К о р д а к о в М. А. Прибрежно-водная растительность вторичных
отстойных прудов водохранилищ и ее роль в очистке промышленных
сточных вод//Т р. науч.-иссл. инт-та проекта по обогащению руд цветных
металлов. М., 1971. № 2.
3. М у з а ф а р о в А. М., Т а у б а е в Т. Т., А б д и е в М. Ряска
малая как кормовое растение и методы ее массового культивирования
в бассейнах под открытым небом//Культивирование водорослей и высших
водных растений в Узбекистане. Ташкенте, 1971.
4. С м и р н о в а Н. Н. Об использовании высших водных растений
в экологическом мониторинге водоемов//Проблемы экологии Прибайкалья:
Тез. док. Иркутск, 1988.
5. A t г i F. R. B eitrag aquatischer M akrophyten zur W asserreinig u n g //H au stech n ., Bauphys, U m welttecn. 1983. Vol. 104, N 4.
6. R o d g e r s О. H., C h e r r y D. S., G u t h r i e R. K. Cycling of
elem ents in duskweed (Lemna perpusilla) in an ash settling basin
and swamp drainage sy ste m //W ate r Res. 1978. Vol. 12, N 10.
7. O z i m e k T. Heavy metal content in m acrophytes from ponds
supplied with post-sew age w a te r//H e a v y M etals W ater O rgan. Budapest,
УДК 597—152(28)
Л. К. М А Л И Н И Н , А. С. С Т Р Е Л Ь Н И К О В
( Институт биологии внутренних вод им. И. Д . Пап ани на
А Н ССС Р)
СОСТОЯНИЕ ИХТИОФАУНЫ ШЕКСНИНСКОГО ПЛЕСА
РЫ БИНСКОГО ВОДОХРАНИЛИЩ А В 1987— 1988 гг.
В СВЯЗИ С ЕГО ЗАГРЯЗНЕНИЕМ
На основании гидроакустических и траловых съемок
показано изменение плотности и видового состава скоплений
рыб в Шекснинском плесе Рыбинского водохранилища
как следствие аварийного сброса загрязняющих веществ.
Современное развитие рыбного хозяйства Рыбинского
водохранилища осуществляется в условиях все в о зр а­
стающего негативного воздействия хозяйственной деятел ь­
ности человека. Этому способствует расположение водо­
хранилищ а в промышленно развитом районе страны, что
обусловливает его повышенную подверженность загрязнению
и другим неблагоприятным воздействиям.
В настоящее время рыбное хозяйство несет наиболее
ощутимые потери от загрязнений промышленными и сельско­
хозяйственными стоками. В Рыбинском водохранилище за
последние 8 лет зарегистировано 13 случаев локальной
гибели рыбы, а суммарный ущерб, нанесенный рыбному
хозяйству, составил более 30 млн. рублей. В 1987 г. было
наиболее масштабное загрязнение, вызванное аварийным
сбросом токсических веществ коксохимического производ­
ства Череповецкого металлургического комбината. П р ои ­
зош ла не только л о кал ьн ая гибель рыбы, но и отмечены
значительные изменения в численности, распределении
и плотности рыб на акватории Шекснинского плеса.
Н и ж е д ается анализ этих изменений.
М атериалом для ан али за послужили результаты ихтиоло­
гических исследований в июле и сентябре 1987 г. и в мае,
июне и сентябре 1988 г. Эти исследования включали как
гидроакустические съемки, так и контрольные обловы рыбы
с помощью донного и пелагического тралов на различных
участках Шекснинского плеса. Отловленную рыбу исполь­
зовали д ля полного биологического анализа.
В работе использовали эхолот «Ш кипер—607» и пяти­
89
канальный эхоинтегратор С И О Р С . Градуировку этой а п п а ­
ратуры, проводимую с помощью осцилографа С 1—49, з а д а ю ­
щего генератора ГЗ— 112, образцового латунного ш ара
с известным акустическим сечением обратного рассеяния
звука, а так ж е все расчеты плотности и биомассы рыб
осуществляли по типовой методике [3]. Эхосъемку проводи­
ли в виде зигзагообразных галсов от г. Череповца на
расстояние 100 км вниз по течению р. Шексны, а так ж е
на экспериментальном полигоне М оложского плеса в районе
пос. Брейтово. Эхосъемку сопровождали контрольными
обловами донным (раскрытие 22 м) и пелагическим
(раскрытие 12 м) тралами п отрем горизонтам, соответствую­
щим диапазонам интегрирования.
Д о залпового выброса в районе г. Череповца за счет
бытовых и производственных стоков происходило постепен­
ное загрязнение и последующее эвтрофирование верховий
Шекснинского плеса. Наиболее четко это отмечалось по
резкому росту биомассы бентосных организмов, преимущест­
венно олигохет, которые, как известно, менее требовательны
к качеству воды, чем хирономиды, ранее составляющие
основную часть биомассы бентоса Рыбинского в одохра­
нилища. Повышенное содержание бентоса привлекало сюда
бентосоядных рыб, в том числе и лещ а, который занимал
в основном придонные горизонты воды. П елагиаль верховий
Шекснинского плеса широко о сваивалась разновидовой
молодью рыб, а так ж е синцом, снетком, ряпушкой, судаком.
Но биомасса пелагических рыб здесь летом была относитель­
но небольшой от 2— З - Ю 3 до 5— 8 -1 0 3 к г /к м 2. Постепенно,
по мере удаления от города, биомасса пелагических рыб
возрастала и достигала максимума в средней части
плеса в районе д. М якса. Высокая биомасса пелагических
рыб в этом районе определялась в основном нагульными
скоплениями снетка.
В июле 1987 г., т. е. через полгода после залпового
выброса загрязнений, судя по контрольным уловам в верхней
части Шекснинского плеса, в приповерхностном слое 3— 5 м
доминировали снеток в возрасте 0-|----- 1+ , сеголетки окуня,
судака и ряпушки. Соотношение этих видов от общего
улова в этом ж е горизонте варьировало от 12 до 91% —
по снетку, от 0 до 56% — по его сеголеткам, от 0 до 34% —
по сеголеткам окуня и от 0 до 23% — по ряпушке. В гори­
зонте 5— 9 м (по руслу, где глубины превышали 10 м)
преобладал разноразмерный лещ (85— 100% от улова),
отлавливалась т ак ж е и крупная разновидовая молодь
90
„ синца, судака. Синец широко рассредоточивался по мелко" водным участкам (глубины 4— 7 м) затопленной поймы и
$ вышел из зоны наших наблюдений. И наконец, собственно
'• придонные слои были населены в основном половозрелым
лещем. Единично встречались судак, налим, крупный синец
и плотва.
Летом 1988 г. видовой состав рыб в русле в верховьях
плеса был несколько богаче, чем в 1987 г.: в толще воды
встречались чехонь, уклея, в придонном слое — ёрш. И змени­
лось видовое соотношение рыб, прежде всего за счет умень­
шения плотности снетка с резким увеличением на русловых
участках плотности синца. Так, в июне 1988 г. в пелаги, ческий трал за 10 мин. лова по любому из горизонтов
*4 >т 3 до 12 м попадалось 30— 60 экз. синца разного размера.
. При этом отмечена тенденция увеличения средней длины рыб
• от верхних к придонным слоям воды:
Г о о и зо н т
лова, м
м и н и м ал ьн ы й
Р а з м е р ы с и н ц а , мм
м ак с и м а л ь н ы й
ср ед ни й
К оличество
ры б , эк з.
4—5
7—8
11 — 12
53
220
240
300
300
310
153
252
261
153
252
261
Во второй половине лета 1988 г. здесь же в массе
п оявилась разновидовая-молодь, преимущественно сеголетки
окуня.
В июне— июле 1987 г. и в июле— августе 1988 г. были
проведены гидроакустические съемки в Шекснинском плесе.
Плотность рыб рассчитывали по 3 горизонтам воды: при­
поверхностному (3— 5 м), срединному (5—9 м) и придонному
(более 9 м). В июле 1987 г. в зоне, непосредственно
примыкающей к г. Череповцу, плотность и биомасса рыб
были существенно ниже, чем на н иж ележ ащ их участках
(табл. 1, см. рисунок, А). Наиболее это заметно по придон­
ному горизонту, где плотность не превыш ала 3 - 103 э к з ./к м 2.
В то ж е время в 12— 20 км ниже она была в 5— 10 раз больше,
а биомасса соответственно около 103 к г / к м 2 и 104к г / к м 2.
Плотность рыб в придонном горизонте д о 1987 г. устойчиво
была более 3 -104 э к з ./к м 2. В отдельные периоды, например,
летом 1979 и 1982 гг. здесь была зарегистрирована плот­
ность 8 — 10*10 э к з ./к м 2. Судя по уловам, основу рыбного
населения в придонных слоях во все годы составляли
лещ, нередко доминировали крупные половозрелые произво9!
Эхограммы распределения рыб в верховьях Шекснинского плеса в июне 1987 г. (А) и 1988 г. (Б ).
а — в ч е р т е г. Ч е р е п о в ц а , б — в 5 км н и ж е г. Ч е р е п о в ц а , в — т о ж е в 10 км,
г — т о ж е в 15 км , д — т о ж е в 20 км.
Та б л и ц а 1
Рапределение биомассы в верхней части Шекснинского плеса в
июле 1987 г., 102 кг/м2
Р а с с т о я н и е от
г о р о д а , км
Г лубина, м
3— 5
5 —9
>9
4
2
3
2
6
Город
2
1
5
3
2
1
3
11
10
7
10
0
4
5
0
8
16
27
9
91
109
185
147
125
13
27
18
Выше города
6
Ниже города
2
4
6
8
10
12
14
16
18
20
22
24
26
28
30
3
3
4
7
12
20
13
32
34
29
20
10
14
6
10
3
7
8
7
9
31
40
44
10
38
31
19
8
6
54
дители. Донное траление по руслу д а в а л о стабильные
уловы 30— 100 кг за 10 мин траления.
Сравнение плотности пелагических рыб в разные годы
проводить трудно, так как основу скоплений составляли
снеток, молодь судака и окуня, численность которых имеет
большие годовые флуктуации. Поэтому сравним данные
по плотности рыб в июле 1987 г. с результатами эхосъемок
в этот ж е период на полигоне в Моложском плесе (район
пос. Брейтово), находящ емся в стороне от зоны влияния
вод Шекснинского плеса, т. е. в стороне от зоны прямого
влияния загрязнения.
С редняя плотность пелагических рыб в верхней и средней
частях Шекснинского плеса в июле 1987 г. составляла
2.5- 105э к з ./к м 2 в горизонте 3— 5 м, 2 . 6 - 104 э к з ./к м 2 в горизон­
те 5—9 м или по биомассе около 1.3 и 1.6- 103к г /к м 2 соответст­
венно. Разл и чи я в плотности и биомассе рыб в верхнем
и среднем слоях воды (в верхнем слое численность рыб
больше, а биомасса меньше) объясняются тем, что в горизон­
94
те 5—9 м ч ащ е встречались более крупные особи синца,
судака и неполовозрелого л ещ а со средней навеской 60 г,
а в приповерхностном слое — ранняя молодь рыб и снеток
со средней навеской около 6 г. Таким образом, общ ая
биомасса пелагических рыб в верхней и средней частях
плеса в июле 1987 г. была около 3 • 103 к г /к м 2. Плотность
пелагических рыб на Брейтовском полигоне была оценена
величиной 8.5— 9.105 э к з ./к м 2, т. е. почти в три р а з а больше,
чем для Шекснинского плеса. Еще больш ая разница полу­
чается при сравнении биомассы рыб, в которой учитывается
их средняя навеска. Н а Брейтовском полигоне наряду со
снетком и ранней молодью судака и окуня, обычными
обитателями толщи воды, были разноразмерные особи р я ­
пушки, синца, чехони, окуня, судака. Средняя навеска рыб
здесь равн ялась 32 г. Отсюда биомасса пелагических рыб
на
полигоне
во
время
наших
исследований
была
2.7— 2.9- 104к г /к м 2, т. е почти на порядок больше, чем в
верхней и средней частях Шекснинского плеса. Н адо з а м е ­
тить, что в прошлые годы (1978— 1986) плотность и биом ас­
са пелагических рыб в Шекснинском плесе, наоборот,
всегда значительно превышали таковые на Брейтовском
полигоне. Именно в Шекснинском плесе в районе д. М якса
отмечались устойчивые и наиболее мощные скопления
пелагических рыб, представленных в основном снетком [2].
Известно, что распределение рыб в Рыбинском водо­
хранилище в значительной степени определяется рельефом
дна [1]. Анализ эхосъемок в июле 1987 г. показывает, что
общий характер распределения рыб в верховье Шекснинского
плеса после загрязнени я не изменился: на местах излучин
русла плотность пелагических рыб была выше.
Таким образом, наиболее заметное влияние загрязнения
в летний период 1987 г. отразилось на снижении числен­
ности пелагических рыб (преимущественно снетка) в Ш екс­
нинском плесе по сравнению с таковым в М оложском плесе и уменьшении численности лещ а почти на
порядок в районе, непосредственно примыкающем к г. Ч ере­
повцу. Относительно высокая плотность лещ а в 12— 20 км
ниже города, вероятно, объясняется скатом сюда выживших
рыб из зоны загрязнения. П о мере удаления от города
плотность всех рыб постепенно возрастала.
В июне 1988 г. наблю далась обратная зависимость:
наибольшие плотность и биомасса рыб приходились на при­
городную акваторию, по мере удаления вниз по Шекснинскому плесу они уменьшались (табл. 2, см. рисунок Б ) . В черте
95
Таблица
2
Распределение биомассы рыб в верхней части Шекснинского плеса
в июне 1988 г., 102 кг/км 2
Р а с с т о я н и е от
го р о д а , км
Выше города
6
4
2
Город
Ниже города
2
4
6
8
10
12
14
16
18
20
22
24
26
28
30
Г лубина, м
3— 5
5 -9
>9
34
41
54
94
118
26
35
77
181
229
4
12
61
47
137
20
41
44
74
62
34
75
81
37
106
49
30
33
57
82
52
118
65
18
64
153
24
51
26
21
18
17
13
36
22
56
51
—
112
46
95
108
54
81
33
—
—
52
73
72
города плотность пелагических рыб (в слое воды 3 — 5 и
5— 9 м) достигала 10— 15* 104 э к з ./к м 2. Основу рыбного
населения здесь составлял разноразмерный синец (70—90%
от общего улова). Биомасса рыб по всей толще воды
(т. е. от дна до горизонта 3 м) р авн ял ась 3.2— 4 . 8 - 104 к г /к м 2,
что в 40— 80 раз больше, чем было в июле 1987 г. П о мере
удаления от города вниз по течению биомасса рыб постепен­
но ум еньш алась до 0.5— 1.7 • 104 к г /к м 2. У меньш алась био­
масса рыб и по мере продвижения от города вверх по т е ­
чению.
Биоанализ уловов показал, что в скоплениях пелаги­
ческих рыб имеется большой процент отнерестившихся
производителей синца, которые, ск аты ваясь с нерестилищ
(в Шекснинском плесе располагаю тся основные нерестили­
щ а этого вида) и встретив обилие зоопланктона, стали
усиленно откармливаться и на несколько недель прекратили
свою покатную миграцию вниз по течению. Обилие планктона
привлекло сюда и других, как типичных, так и ф ак у л ьта­
96
тивных планктофагов: чехонь, уклею, мелкую плотву.
Высокая биомасса планктона (до 3 г / м 3) во время наших
работ определялась рядом факторов. Первое — общий рост
трофности в данном районе. Наиболее наглядно это можно
видеть по такому интегральному показателю ка к п розрач­
ность воды, которая в черте города была 0.75—0.8 м по диску
Секки (для сравнения, в 15 км ниже города прозрачность
была в полтора р а з а в ы ш е — 1.2 м, а в 30 к м — 1.5 м по
диску Секки). Второе — в начале июня 1988 г. была ж а р к а я
погода, вода прогрелась до 17— 18°С, что т а к ж е способст­
вовало развитию зоопланктона.
Судя по уловам, плотность л ещ а в верховьях плеса,
по сравнению с июлем 1987 г, изменилась незначительно,
но произошло перераспределение рыб: вновь, как и до 1987 г.,
стала увеличиваться их численность по мере приближения
к городу. Но . такой высокой плотности, к а к ая была до
1987 г., скопления этого вида еще не достигли.
В августе 1988 г. общий характер распределения рыб
был такой же, как и до 1987 г.: биомасса пелагических
рыб в черте города была сравнительно небольшой (2—
5- 103к г / к м 2). По мере удаления вниз по течению она посте­
пенно в о зрастала и достигала максимума около д. Мякса.
Д л я донных и придонных рыб, т. е. л ещ а и крупного синца,
отмечалась обратная картина: по мере приближения к городу
биомасса рыб в озрастала и была максимальной в районе
ст. Любец.
Повышение эвтрофирования вод в верховьях плеса
в июне 1988 г. обусловило повышенную концентрацию
планктоноядных рыб, прежде всего синца, а численность
снетка в верховьях плеса стала ещ е меньше, чем в 1987 г.
Вероятно, это определяется экологией данного вида, который
более требователен к качеству воды, чем карповые планктоноядные рыбы.
Таким образом, судя по результатам гидроакустической
съемки, к лету 1988 г. произошло восстановление рыбных
запасов в Шекснинском плесе Рыбинского водохранилища,
что подтверж дает и статистика уловов ( ц ) :
В и ды ры б
Лещ
Судак
Щука
Налим
Пр. крупный частик
4 З а к а з 132
1986 г.
1987 г.
1988 г.
3378
245
1109
1093
50
2727
322
785
1119
94
3017
366
999
1170
263
97
Продолжение
Виды рыб
Синец
Плотва
Пр. мелкий частик
Общий вылов
1986 г.
1987 г.
1988 г.
2196
2115
809
10995
1568
1495
604
8714
1939
2106
523
10383
К ак видно из приведенных материалов, в связи с уменьше­
нием численности рыб в результате загрязнения плеса
в 1987 г. уловы уменьшились более, чем на 2 тыс. ц в основном
за счет недолова л ещ а, щуки, синца и плотвы, но уже
в 1988 г. уловы достигли уровня 1986 г. В целом, в 1988 г.
по сравнению с 1987 г., в средне и южно-шекснинской
и моложской частях водохранилищ а наблю далось увели­
чение уловов рыбы. Уменьшились они в северошекснинской
и волго-моложской частях. Однако наблюдаемые изменения
л е ж а т в пределах колебания многолетнего ряда экспери­
ментальных траловых уловов. Как и в предыдущие годы,
в уловах исследовательского т р а л а доминировали лещ, синец
и судак. Не отмечено выпадения какой-либо одной в озраст­
ной группы рыб в нагульных локальных скоплениях как
в районе г. Череповца, так и в других районах. Отсутствова­
ли т ак ж е значительные отклонения в темпах линейного
роста рыб.
Одним из показателей остаточного действия загрязненных
вод на рыб является присутствие особей с резорбированной икрой (лещ, синец, судак) в весенний период 1988 г.
на ст. Ольхово, Любец, М якса. Зд есь отмечалось немало
особей лещ а, пропустивших нерест. Эти рыбы отличались
от отнерестившихся повышенной жирностью, а их половые
продукты находились на второй—третьей стадиях зрелости,
хотя по линейным разм ерам они не отличались от отне­
рестившихся особей.
К последствиям влияния загрязнения Рыбинского водо­
хранилищ а можно отнести и остаточные явления некроза
плавников у л ещ а и синца. Такие особи в Шекснинском
плесе в 1987 г. встречались довольно часто, до 5— 10%
в контрольных уловах. Осенью 1988 г. на рыбу с таким
дефектом плавников приходилось около 2% от общего
количества отловленных особей.
Последствием действия залпового сброса мож но считать
и отмеченное при биологическом ан али зе рыб (особенно
л ещ а ) из Шекснинского плеса наличие язв в брюшной
полости, отеков и разрастание мышечной ткани.
98
Таблица
3
Характеристика уловов в Шекснинском плесе
Виды ры б
Судак
Окунь
Снеток
Плотва
Ерш
Ряпушка
Синец
Л ещ
Количество
1986 г.
1987 г.
1988 г.
С оотнош е­
ни е ры б в
улове, %
Ч астота
С оотнош е­
в стр е ч а е ­ ние рыб в
м о сти , %
улове, %
Ч астота
С о о тн о ш е ­
в стр е ч а е ­ ние рыб в
улове, %
м о сти , %
21.4
30.7
39.0
1.7
0.2
0.4
4.9
1.3
100
100
100
100
40
60
100
60
1598
83
0.3
9.8
0.04
100
33
100
33
—
—
0.8
5.7
0.1
100
66
33
2040
Ч астота
встречае­
м о сти, %
2.4
85.9
3.5
6.5
66
100
83
83
—
—
0.05
0.4
1.05
16
.33
33
1705
Изучение данных по численности и видовой структуре
молоди рыб показало, что на фоне естественных колебаний
наблю дается изменение доминирования отдельных видов.
В частности, если до 1987 г. в Шекснинском плесе
среди молоди, как правило, многочисленными были судак,
окунь, плотва, синец, снеток, то в 1988 г. преобладали плотва,
окунь (табл. 3). Эти виды, наиболее приспособленные
к изменению условий жизни, получили преимущество в р а з ­
множении по сравнению с видами, более ранимыми в усло­
виях сильного антропогенного стресса. В частности, в уловах
1988 г. практически отсутствовала молодь снетка, уменьши­
лось количество молоди синца, л ещ а и судака.
Прогнозируя возможные отдаленные изменения в струк­
туре рыбного населения, связанны е с загрязнением Рыбин­
ского водохранилища в ближ айш ие годы можно ожидать
кратковременное сокращение численности снетка, которое
может повлечь за собой некоторое снижение численности
хищных рыб, прежде всего судака, для которого снеток
является основным кормом. Д л я массовых видов рыб
(лещ а, синца, плотвы) заметного снижения численности
в ближайш ие 2— 3 года не ожидается. Однако несмотря
на восстановление численности рыб в верховьях Ш екснин­
ского плеса, через 8 — 10 лет следует ож идать уменьшения
запасов л ещ а и синца за счет выпадения их отдельных
возрастных групп, родившихся в 1987— 1988 гг. В то же
время снижение запасов этих рыб, по всей вероятности,
будет компенсировано увеличением численности плотвы и
99
окуня, условия разм нож ения которых в 1988 г. были б лаго ­
приятными.
Таким образом, залповый сброс загрязняю щ и х веществ
в Рыбинское водохранилище значительно повлиял, особен­
но в 1987 г., на распределение, численность и плотность
ихтиофауны Шекснинского плеса Рыбинского водохрани­
лищ а. Кроме массовой гибели рыб, он вызвал активное
перемещение локальных группировок рыб в нижнюю часть
плеса, что подтверж дает возможность многих видов рыб
к уходу из опасной загрязненной зоны. К аналогичному
выводу пришли и шведские исследователи, изучавшие
распределение рыб в распресненных водах Балтийского
моря в зоне действия загрязненных вод Ц Б К [4]. В 1988 г.,
по мере улучшения качества воды, произошло восстановле­
ние уровня плотности скоплений рыб вплоть до г. Череповца.
Но и в 1988 г. наблюдались остаточные явления непосредст­
венного влияния на рыб загрязненных вод, обнаруживаемые
при визуальном осмотре (некроз плавников, наличие язв
в брюшной полости), число таких особей составляло около
2% от общего количества исследованных рыб. Возможные
отдаленные последствия залпового сброса могут выразиться
в снижении численности л ещ а и синца через 8— 10 лет.
Л ИТЕРАТУРА
1. П о д д у б н ы й А. Г., М а л и н и н Л. К., Т е р е щ е н к о В. Г.
С вязь между распределением рыб в пелагиали и рельефом дна открытых
плесов Рыбинского водохранилищ а//Вопр. ихтиологии. 1985. Т 25, вып. 6.
2. П о л о в к о в а С. Н. Суточные и сезонные ритмы питания корюш­
ки и судака в Рыбинском водохранилище //И Б В В АН СССР. 1985. 59 с.
Деп. в ВИНИТИ. 05.05.1985, № 2981—85 деп.
3. Ю д а н о в Е. И., К а л и х м а н И. Л ., Т е с л е р В. Д. Руководст­
во по проведению гидроакустических съемок. М., 1984.
4. Sandstrom Olof. Pulp mill effluents and fish-a case s tu d y //
V esientutkim uslatok. julk. 1986. N 68.
УДК 597— 146(285,2) (47)
В. М. В О Л О Д И Н
(Институт биологии внутренних вод им. И. Д. Па па ни н а
АН СССР)
СОСТОЯНИЕ ВОСП РОИЗВО ДИТЕЛЬН О Й СИСТЕМЫ
И ПЛОДОВИТОСТЬ РЫБ В СЕВЕРО-Ш ЕКСНИНСКОМ
ПЛЕСЕ РЫБИНСКОГО ВОДОХРАНИЛИЩ А
Показано, что загрязнение плеса сточными водами вы­
звало абортивный вымет икры у 93% самок леща и 20% са­
мок синца. В дальнейшем годичный половой цикл этих рыб
восстановился.
После аварийного сброса сточных вод в районе г. Ч е р е­
повца зимой 1986— 1987 г. произошла массовая гибель ры ­
бы в Северо-Шекснинском плесе Рыбинского водохранили­
щ а [2— 4]. Прямой убыток для рыбной промышленности
оценен в 19— 21 млн. руб. П о словам очевидцев, у части
выживших рыб икра вытекала из полости тела еще в под­
ледный период.
В плане общей оценки экологических последствий д о ­
пущенного загрязнения перед нами была поставлена зад ач а
исследовать состояние воспроизводительной системы рыб в
этом плесе, их способность к размножению и последующему
восстановлению промыслового зап аса. С этой целью в 1987
и 1988 гг. осуществлен полный биологический анализ более
1.5 тыс. рыб 9 видов. У 342 особей исследована гистологи­
ческая картина гонад в весенний, летний и осенний сезоны,
у 235 самок л ещ а, синца и плотвы из Северо-Шекснинского
плеса и у 172 самок тех ж е видов из В олжского плеса опреде­
лена плодовитость. Результаты исследований и составили
предмет настоящей статьи.
М атериал получен из исследовательских траловых и про­
мысловых сетных уловов. Д л я исследования микрострукту­
ры половых желез кусочки гонад фиксировали смесью Буэндиоксан, обезвоживали и заливали в парафин согласно
принятым методикам [5, 6]. Срезы толщиной 7— 8 мкм о к р а­
шивали гематоксиланом К арачи с докраской пикроиндигокармином и просматривали при разных увеличениях микроско­
па М БИ-6. Микрофотографии получены с помощью этого
ж е микроскопа. Плодовитость самок определяли общепри­
нятым весовым методом [ 1].
101
Состояние воспроизводительной системы
Л е щ . Весной 1987 г. в период обследования (18— 22 мая)
гонады взрослых самцов внешне имели вид, характерный для
посленерестового состояния: небольшие размеры, серо-белый цвет. Гонады подавляющего большинства самок (око­
ло 9 3 % ) были дряблыми, воспаленными, темно-красного
цвета. Почти все они содерж али довольно много белесова­
тых икринок. П о внешнему виду гонад можно было предпо­
ложить, что у таких самок происходит резорбция ооцитов
старшей генерации. Однако гистологический анализ обнару­
жил совершенно иную картину.
В яичниках наблю далась масса пустых и спавшихся ф ол­
ликулов, которые обычно остаются после вымета зрелой ик­
ры в период нереста (рис. 1, а ) . Помимо данных структур,
в гонадах многих самок имелось то или иное количество
желтковых ооцитов, соответствующих «остаточной икре»,
Рис. I. Микроструктура половых ж елез самок леща.
Увеличение: объективХ Ю; окулярХ 5Х 2.5
а — атрети чески е ф олликулы , о став ш и еся после аборти вн ой овуляции ик­
ры , м ай 1987 г., б — а т р е т и ч е с к и е ф о л л и к у л ы и « о с т а т о ч н а я и к р и н к а » ,
в — у ч а с т о к ж е л т к о в о г о о о ц н та , к о н е ц а в г у с т а 1987 г., г — а т р е т и ч е с к и е
т е л а , р е зо р б и р у ю щ и й с я ооц и т и о о ц и ты п р о т о п л а зм а т и ч е с к о г о п е р и о д а
р о с т а , кон ец а в г у с т а 1987 г., д — а т р е т и ч е с к и е ф о л л и к у л ы , о с т а в ш и е с я
п о с л е о в у л я ц и и и кры , и оо ц и т в н а ч а л е т р о ф о п л а з м а т и ч е с к о г о п е р и о д а
р о с т а (с т а д и я зр е л о с т и V I — I I I ) , м ай 1988 г., е — у ч а с т о к я и ч н и к а
с а м к и в III с т а д и и зр е л о с т и с а т р е т и ч е с к и м и т е л а м и , ию нь 1988 г.,
ж — т о т а л ь н а я р е зо р б ц и я ж е л т к о в ы х о о ц и то в , и ю н ь 1988 г., А Ф — а т р е т и ­
ч е с к и е ф о л л и к у л ы , АТ — а т р е т и ч е с к и е т е л а , Р О — р е зо р б и р у ю щ и й с я оо ц и т.
часто встречающейся в гонадах рыб после нереста (рис. 1 ,6 ).
Другими словами, в весенних пробах 1987 г. гонады 93%
исследованных взрослых самок л ещ а в Северо-Шекснинском
плесе имели гистологическую картину, типичную для посленерестовой V II— II стадии зрелости.
Н а этом фоне совершенно необычно выглядела гистоло­
гическая картина строения семенников у самцов. У 40% из
них в семенниках наблю дался полный набор половых кле­
104
ток, характерны й для III стадии зрелости: сперматогонии,
сперматоциты, сперматиды и небольш ие группы сперам атозоидов в цистах (рис. 2, а ) . У 50% рыб в половой ж елезе коли­
чественно преобладали спермин, но довольно много ещ е бы ­
ло сперм атид и сперматоцитов
(переходная I I I — IV
стадии зр елости), и только у 10% самцов семенные канальцы
и протоки оказали сь заполнены сперм атозоидами (рис. 2,
б, в) — IV стадия зрелости.
Таким образом, микроструктура семенников свидетель­
ствовала о том, что до 22 м ая лещ в Северо-Ш екснинском
плесе ещ е не разм н ож ал ся. С ледовательно, м ассовая ову­
л яц и я икры у самок произош ла ещ е до нереста. Она была
вы зван а, по всей вероятности, специфическими наруш ения­
ми ф изиологического состояния рыб в условиях допущ енно­
го загрязнени я плеса. Любопытно, что у сам цов оно в ы зв а­
ло обратную реакцию , вы разивш ую ся, в отличие от самок,
в зам едлении темпа развития половых клеток.
В середине июня 1987 г. гонады всех взрослых самцов
имели строение, характерное для посленерестовой V I—
II стадии зрелости. У самок близился к заверш ению про­
цесс атрезии запустевш их ф олликулов и ш ла резорбция
остаточной икры. О чередная генерация бы ла представлена
ооцитами конца протоплазм атического и н ач ал а трофоплазм атического периодов роста.
В конце августа половые ж елезы взрослы х самцов нахо­
дились во II стадии зрелости, что полностью соответство­
вало сезону года (рис. 2, г). У 80% обследованных самок
в ооцитах очередной генерации наблю далось начало отло­
ж ения ж елтка — переход разви ти я гонад в IV стадию зр е ­
лости (рис. 1, в ). У 20% рыб в гонадах имелось довольно
105
Рис. 2. Микроструктура семенников леща.
а — у ч а с т о к с е м е н н и к а в I II с т а д и и зр е л о с т и , м ай 1987 г., у в е л и ч е н и е :
о б ъ е к т и в Х 4 0 , о к у л я р Х 5 Х 2 .5 ; б - - то ж е в III
IV, м ай
1987 г.,
у в е л и ч е н и е т о ж е ; в — то ж е в IV, м ай 1987 г., у в е л и ч е н и е : о б ъ е к т и в
X 2 0, о к у л я р Х 5 Х 2 .5; г — т о ж е в V I — II, а в гу с т 1987 г., у в е л и ч е н и е т о ж е.
П С П Г — п ервич н ы й с п е р м а т о го н и й , С П Ц — с п е р м а т о ц и т ы , С П — сп ер м и н .
больш ое количество плотных групп клеток фолликулярного
эпителия с пигментом изнаш ивания липофусцином (атретических тел) — следы произош едш ей резорбции ж елтковы х
ооцитов. О чередная генерация бы ла представлена исклю­
чительно ооцитами протоплазматического периода роста
(рис. 1, г). Р азвити е гонад этих самок зад ер ж ал о сь во
II стадии зрелости. Это означало, что вследствие патоло­
гических нарушений воспроизводительной системы весной
1987 г. не менее 20% самок лещ а в Северо-Ш екснинском
плесе не смогут принять участие в разм нож ении и весной
1988 г.
В 1988 г. первое исследование состояния воспроизводи­
тельной системы лещ а в Северо-Ш екснинском плесе было
проведено в период с 10 по 12 мая, в начале нереста этого
вида в данном плесе. К этому времени около 23% сам ок уж е
отнерестилось. Их гонады содерж али массу пустых и сп ав ­
шихся ф олликулов и д аж е атретические тела. О чередная
генерация половых клеток у 2 /3 таких самок бы ла пред­
ставлена только ооцитами протоплазматического периода
роста (стадия зрелости V I— II ), а у 1/3 рыб в ооцитах уже
начался процесс вакуолизации цитоплазмы (стадия зрелос­
ти V I— III) (рис. 1, д ). П оловые ж елезы около 71% самок
находились в IV стадии зрелости и содерж али близкие к
зрелости ж елтковы е ооциты, предназначенны е к вымету в
сезон разм нож ения данного года. Н аконец, у 6% самок сле­
ды нереста или резорбции икры отсутствовали. О днако ста р ­
ш ая генерация половых клеток у них бы ла представлена не
желтковы ми ооцитами, а ооцитами в разны х ф азах вакуоли­
зации цитоплазмы, что соответствует III стадии зрелос­
ти гонад у самок. Мы, полагаем , что это либо молодые самки,
впервые вступаю щ ие на путь полового созревания, либо осо­
би, у которых летом 1у«7 г. развитие яичников зад ерж ал ось
во II стадии зрелости.
Половые ж елезы взрослы х самцов в майской пробе
1988 г. содерж али набор клеток, характерны й для переход­
ной II I — IV стадии зрелости. У одних из них преобладали
сперматоциты и сперматиды, у других — сперматиды и
спермии.
В июне 1988 г. гонады взрослых самцов находились в
соответствующ ей сезону V I— II стадии зрелости. С емен­
ные канальцы и протоки ещ е не спались, в некоторых из
них можно было наблю дать то или иное количество остаточ­
ных спермиев. П о стенкам канальцев располагались довольно
многочисленные сперматогонии первых порядков деления.
107
I
В гонадах больш инства самок в июне мож но было отме­
тить следы прош едш его нереста в виде многочисленных
атретических тел и спавш ихся фолликулов. У очередной
генерации ооцитов происходила вакуоли зац и я цитоплазмы
(рис. 1, е). У части самок происходила резорбция невыметанной в период нереста икры (рис. 1, ж ).
В июле состояние гонад сам ок было более р азн о о б р аз­
ным. У части из них процесс вакуолизации цитоплазмы
только н ач ался, причем лиш ь в наиболее крупных ооцитах.
Это, видимо, молодые, впервые созреваю щ ие особи. П ри­
мерно у половины исследованных самок следы нереста в
яичниках уж е отсутствовали, а половые клетки старш ей ге­
нерации были представлены ооцитами в разны х ф азах
вакуолизации цитоплазмы — III стадия зрелости. У осталь­
ных рыб в половых ж елезах наблю далось больш ое коли­
чество атретических тел и д а ж е отдельные ж елтковы е ооциты в резорбирую щ емся состоянии, свидетельствую щ ие о
прошедшей массовой резорбации икры. У основной массы т а ­
ких сам ок очередная генерация ооцитов соответствовала III
стадии зрелости, а у меньшей части их развитие зад ер ж ал о сь
в периоде протоплазматического роста.
В гонадах самцов п родолж алось разм нож ение сперматогоний, и гонады находились во II стадии зрелости.
В сентябре в гонадах взрослых сам цов зак ан чи вал ся пе­
риод разм нож ения сперматогоний, и практически у всех
наблю далось заверш ение II стадии зрелости.
В ооцитах почти 72% сам ок н ач ался процесс отложения
ж елтка, и их половые ж елезы перешли в IV стадию зрелос­
ти. У 9% рыб гонады ещ е оставались в III стадии зрелос­
ти, и у 19% самок в яичниках все ещ е мож но было наблю ­
д ать следы прошедшей резорбции икры.
Анализ состояния воспроизводительной системы лещ а
Рыбинского водохранилищ а в 1988 г. показал, что его го­
дичный половой цикл в Северо-Ш екснинском плесе пол­
ностью восстановился. Он протекал синхронно с циклом рыб
из остальных плесов, одинаковым оказалось и относитель­
ное количество самок с резорбирую щ ейся икрой. В СевероШ екснинском плесе резорбция была отмечена у 22% особей,
в остальных — в среднем у 20% рыб.
Синец. Н а воспроизводстве этого вида загрязнение пле­
са отразилось в меньшей степени. А бортивная овуляция ик­
ры в подледный период была отмечена только у 21% самок.
Уже в 1987 г. наблю далось восстановление половой функ­
ции, и развитие гонад протекало синхронно с их развитием
108
у лещ а. В конце августа 1987 г. гонады всех самок синца
перешли в IV стадию зрелости.
В 1988 г. состояние воспроизводительной системы синца
впервые было исследовано в р азга р его нереста. К 12 мая
30.5% самок в Северо-Ш екснинском плесе уж е отнерестилось.
И х гонады содерж али массу пустых фолликулов и ооциты
протоплазматического периода роста. Р азвити е гонад ос­
тальны х сам ок ещ е находилось в IV стадии зрелости. С ре­
ди самцов относительное количество частично или полностью
отнерестивш ихся особей составило 62.5% , остальные про­
долж али оставаться в IV стадии зрелости.
В июне гонады всех взрослых самцов соответствовали
стадии зрелости V I— II. В семенных канальц ах многих из
них наблю далось то или иное количетво остаточных спермиев.
О чередная генерация половых клеток была п редстав­
лена первичными сперматогониями в н ачале их р азм н о ж е­
ния. В гонадах половозрелых самок сохранились следы про­
шедш его нереста в виде спавш ихся фолликулов и атретиче­
ских тел. Р азвити е очередной генерации ооцитов находилось
в различны х ф аза х вакуолизации цитоплазмы. Такое состоя­
ние зрелости гонад мы обозначаем как V I— III. Н аряду
с такими сам кам и примерно у 9% рыб происходила м ас­
со вая резорбция невыметанных ж елтковы х ооцитов.
В июле состояние гонад самок синца отличалось таким
ж е разнообразием , как и у лещ а. В половых ж елезах при­
мерно 16% рыб ещ е сохранились следы прош едш его нерес­
та, а у очередной генерации ооцитов в краевой зоне
цитоплазмы имелось несколько рядов вакуолей — стадии
зрелости V I— III. У 30% особей следы нереста уж е отсут­
ствовали, в ооцитах старш ей генерации близился к зав ер ш е­
нию процесс
вакуолизации
цитоплазмы — III
стадия
зрелости, а у 35% самок в наиболее крупных ооцитах д аж е
началось отлож ение ж елтка — переход в IV стадию зрелос­
ти. Н аконец, гонады примерно 19% сам ок содерж али массу
атретических тел, свидетельствую щ их о прошедшей м ассо­
вой резорбции икры, а развитие новой генерации соответ­
ствовало III стадии зрелости. У самцов в это время близи­
л ась к заверш ению посленерестовая V I— II стадия зр е­
лости. Семенные канальцы стали сп адаться, и начался
процесс разм нож ения сперматогоний. У некоторых рыб еще
сохранилось небольш ое количество остаточной спермы.
В сентябре все половозрелы е самцы находились во II с т а ­
дии зрелости. Их гонады были заполнены сперматогониями
исключительно последних порядков деления. У самок следы
109
нереста или резорбции икры полностью исчезли, в ооцитах
шел интенсивный процесс накопления ж елтка.
Разм нож ение синца, по сравнению с лещ ом, в СевероШ екснинском плесе весной 1988 г. было более успешным.
О бщ ее количество самок с отмеченной резорбцией икры со­
ставило только 12.6%, тогда как у л ещ а — 22% .
Судак. Явление, напоминаю щ ее абортивную овуляцию
икры, было отмечено и у этого вида — у 4 из 6 самок, пой­
манных весной 1987 г. (рис. 3, а ). Небольш ой по объему
материал не позволяет характери зовать истинное состояние
воспроизводства судака в плесе весной 1987 г. Осенью у всех
исследованных взрослых самок следы прошедшей резорбции
или овуляции не обнаруж ивались д а ж е на гистологических
Рис. 3. Микроструктура половых желез самок судака.
Увеличение: объективХЮ ; окулярХ 5Х 2.5.
а — а т р е т и ч е с к и е ф о л л и к у л ы , м ай 1987 г., б — у ч а с т о к я и ч н и к а сам к и
в III с т а д и и з р е л о с т и , к о н ец а в г у с т а 1987 г.
по
препаратах. С тар ш ая генерация была представлена ооци­
тами с диаметром 350— 400 мкм в начальном этапе трофоплазм атического роста — III стадия зрелости (рис. 3, б ).
Семенники самцов содерж али полный набор половых клеток,
характерны й для III стадии зрелости: сперматогонии,
сперматоциты, сперматиды и спермии.
В 1988 г. каких-либо нарушений в прохождении годич­
ного полового цикла у судака не обнаруж ено.
Щ ука, плотва, чехонь, густера, налим и сом. Отклонений
в развитии воспроизводительной системы у этих видов не
встречено. При осмотре искусственных нерестилищ, вы став­
ленных весной 1987 г. в Северо-Ш екснинском плесе, было об­
наруж ено, что они сплошь усеяны икрой плотвы. Пр актически
вся икра была живой, эмбрионы в оболочках были подвижны
и имели ж елезы вылупления. Через 1— 2 сут. долж но было
состояться вылупление эмбрионов из оболочек.
Плодовитость леща, синца и плотвы
Л ещ . Сопоставление индивидуальной абсолютной пло­
довитости (И А П ) самок л ещ а С еверо-Ш екснинского и
В олж ского плесов показало, что в первом из них плодови­
тость одноразмерных особей весной 1988 г. была зн ач и ­
тельно ниже, чем во втором, причем не только в данном го­
ду, но и по сравнению со средней многолетней (табл. 1, 2)
(рис. 4, 5). В Северо-Ш екснинском плесе она о казал ась
практически такой же, как в Волжском в 1978 и 1979 г., т. е.
в годы, характеризовавш иеся очень низкими уровнями пло­
довитости самок этого вида. И з общ его количества иссле­
дованны х на плодовитость самок 31.6% особей в СевероШ екснинском плесе имели низкую и очень низкую
плодовитость, ниже границ средней плодовитости лещ а
Рыбинского водохранилищ а.
Помимо низкого уровня плодовитости, самки лещ а Северо-Ш екснинского плеса в 1988 г. имели и более мелкую
икру по сравнению с лещ ем В олж ского плеса.
Синец. В отличие от лещ а ИАП одноразмерных самок
синца весной 1988 г. в Северо-Ш екснинском плесе по вели­
чине о к азал ась близка к средней многолетней плодовитости
и плодовитости данного года синца В олж ского плеса
(табл. 3, 4) (рис. 6, 7).
Я л о гв а.Д ан н ы е по плодовитости и размеру продуцируе­
мой икры самок плотвы приведены в табл. 5, 6. К ак и у синца,
плодовитость одноразмерны х рыб в Северо-Ш екснинском
ill
/
/
Рис. 4. Плодовитость и длина тела самок леща.
— Северо-Шекснинский плес, 1988 г., 2 — Волжский плес,
средняя многолетняя, 3 — Волжский плес, 1988 г.
А
Рис. 5. Плодовитость и масса тела
самок леща.
S0O
800
1000
«00
М Ю г
О б о з н а ч е н и я те ж е , ч то и н а ри с. 4.
Та б л и ц а 1
Изменение некоторых показателей воспроизводительной способности лещ а
с увеличением длины тела
Д л и н а т е л а , мм
П о к а за т е л и
Гонадо соматический индекс
Абсолютная плодовитость,
тыс. икринок
О тн оси тел ьн ая
п лод ови ­
тость, ш т/г
Диаметр икринки, мм
М асса 1 икринки, мг
Количество рыб, шт.
Абсолютная плодовитость,
выравненная методом сколь­
зящей взвешенной средней,
тыс. икринок
Средняя многолетняя пло­
довитость леща Волжского
плеса, тыс. икринок
Отклонение от средней мно­
голетней, тыс. икринок
341 —
350
35! —
360
361 —
370
371 —
380
381 —
390
391 —
400
401 —
41 0
10.7+2.9
10.9+0.5
9 .7 + 0 .8
11.8+1.2
11.0+0.5
10.5+ 0
10.2+1.5
63.0+13.8
93.5+ 7.3
81.1+7.4
113.5+13.4
114.0+10.5
120.6+3.6
125.2+21.9
80+16
1.32+0.07
1.32+0.10
2
96+6
1.26+0.03
1.14±0.02
7
79+7
1.27+0.02
1.14+0.06
8
100±Ю
1.24+0.03
1.18+0.04
7
93+6
1.24+0.02
1.19+0.06
6
93+0
1.35+ 0
1.13+ 0
2
93+16
1.25+0.02
1.13+0.04
3
67.0
82.9
91.5
105.8
113.1
120.3
124.8
91.3
99.1
106.5
114.3
119.1
125.5
131.9
—24.3
— 16.2
— 15.0
—8.5
—6.0
— 5.2
—7.1
Таблица
2
Изменение некоторых показателей воспроизводительной способности самок лещ а
с увеличением массы тела
М асса тел а, г
П о к а за т е л и
701 —
800
801 —
900
901 —
1000
1001 —
1100
Масса гонад, г
77.88+15.68 72.15+10.48 103.45+6.05 116.8+3.54
Абсолютная плодовитость,
93.1+ 7.0
тыс. икринок
59.8+8.4
61.0+0.5
91.0+5.7
Диаметр икринки, мм
1.29+0.05
1.30+0.07
1.22+0.02
1.30+0.02
М асса 1 икринки, мг
1.28+0.07
1.18+0.05
1.14+0.02
1.26+0.05
Количество рыб, шт.
3
2
6
9
Абсолютная плодовитость,
выравненная методом сколь­
зящей взвешенной средней,
68.2
56.8
83.0
тыс. икринок
93.6
Средняя многолетняя пло­
довитость леща Волжского
плеса, тыс. икринок
75.0
87.8
97.7
107.0
Отклонение от средней мно­
голетней, тыс. икринок
— 13.4
— 14.7
— 18.2
— 19.6
1101 —
1200
1201 —
1300
1301 —
1400
114.92+15.38 141.95+8.17 148.0± 13.28
97.5+13.5
1.22+0.01
1.18+0.02
5
125.9+10.7
1.26+0.03
1.15+0.06
6
129.8+12.9
1.27+0.02
1.14+0.02
5
104.9
121.6
137.8
116.3
124.4
135.7
— 11.4
—2.8
+ 2 .7
Изменение некоторых показателей воспроизводительной способности самок синца
Таблица
с увеличением длины тела
3
Длина тела, мм
П о к азател и
Г о н а д о -с о м а тический индекс
Абсолютная
п л о д о ви то сть,
тыс. икринок
Относительная
п лод ови тость,
ш т./г
Диаметр икрин­
ки, мм
М асса 1 икрин­
ки, мг
Количество рыб,
шт.
Абсолютная
п л о д о ви то сть,
выравненная
методом сколь­
зящей взвешен­
ной средней,
тыс. икринок
Средняя много­
летняя плодо­
витость синца
Волжского пле­
са, тыс. икринок
Отклонение от
средней много­
летней, тыс. ик­
ринок
2 7 1 — 280
281—230
2 9 1 — 3 00
301— 310
15.2±0.4 .
16.3+2.0
18.2+0.7
16.4±3.5
29.2+ 1.9
3 3 .5 ± 1.8
37.2+2.1
42.4 + 2 .7
58.7± 18.6
88+11
106+6
102± 3
111±13
109+9
131 ± 3 3
1.42+0.01
1.40±0.02
1.41+0.01
1.40±0.01
1.41 ± 0 .0 4
1.45±0.03
1.4 2 + 0
1 .3 9 ± 0 .14
1.44+0.08
1.40+0.09
1.41 ± 0 .0 7
1.50±0.10
1.54±0.17
1.68±0.08
1.27+0.0
3
7
4
8
5
3
2
2
17.6
20.9
23.8
28.8
33.0
38.9
45.8
55.7
15.9
20.0
24.2
29.2
34.0
39.2
44.6
49.5
+ 1.7
+ 0 .9
—0.4
—0.4
— 1.0
—0.3
+ 1.2
+ 6 .2
2 3 1 — 240
241— 250
2 5 1 — 26 0
2 6 1 — 270
13.8± 1.6
13.4±1.0
12.1 + 1.2
14.7+0.5
17.5+1.4
2 2 .1 ± 1.9
21.2+2.7
99+4
94±7
1.42+0.03
Таблица
Изменение некоторых показателей воспроизводительной способности самок
синца с увеличением массы тела
М асса тел а, г
П ок азател и
А бсолю тная
п лод ови ­
тость, тыс. икринок
Диаметр икринки, мм
М асса 1 икринки, г
Количество рыб, шт.
А бсолю тная
п лод ови ­
тость, выравненная ме­
тодом скользящей взве­
шенной средней, тыс.
икринок
С редняя
м ноголетняя
плодовитость
синца
Волжского плеса, тыс.
икринок
Отклонение от средней
многолетней, тыс. икри­
нок
150
1 51— 20 0
2 0 1 — 250
2 5 1 — 30 0
3 0 1 — 35 0
3 5 1 — 4 00
15.0
1.45
1.66
1
18.7+1.2
1.40±0.04
1.26+0.04
2
22.3± 1.5
1.41 ±0.01
1.42±0.05
12
3 0 .2 ± 2 .6
1.41+0.01
1.43+0.07
7
3 3 .0 ± 1.2
1.39+0.01
1.37+0.03
5
39 .9 ± 2 ..0
1.43+0.02
1 .5 4 ± 0 .10
6
14.4
18.9
23.5
29.0
34.0
39.7
12.4
14.9
20.9
27.1
33.5
39.6
+ 2 .0
+ 4 .0
+ 2 .6
+ 1.9
+ 0 .5
+ 0 .1
4
тыс.
vkpuhom
Рис. 6. Плодовитость и длина тела самок синца.
О б о з н а ч е н и я те ж е , ч т о и н а ри с. 4.
тыс. икринок
Рис. 7. Плодовитость и масса тела самок
синца.
О б о з н а ч е н и я те ж е ,'ч т о и на ри с. 4.
*
плесе весной 1988 г. была близка к величине плодовитости
плотвы В олж ского плеса (рис. 8, 9).
Аварийный сброс сточных вод в районе г. Череповца
зимой 1986— 1987 гг., помимо непосредственной массовой
гибели рыб, оказал больш ое отрицательное влияние и на
воспроизводство выж ивш их рыб в Северо-Ш екснинском
плесе, особенно таких массовых и важ ны х в промысловом
отношении видов, как лещ , судак и синец. В наибольш ей
степени пострадал бентофаг лещ . Примерно у 93% взрослы х
117
Изменение некоторых показателей воспроизводительной способности самок плотвы
с увеличением длины тела
Д лина
П о к азател и
131 — 140
Г онадо-сом атический индекс
Абсолютная пло­
дови тость,
тыс.
икринок
Относительная
плодовитость, шт/г
Диаметр икринки,
мм
М асса 1 икринки,
мг
Количество рыб,
шт
Абсолютная пло­
довитость, вырав­
ненная
методом
скользящей взве­
шенной средней,
тыс. икринок
С редняя
много­
летняя плодови­
тость плотвы Волж­
ского плеса, тыс.
икринок
Отклонение от сред­
ней многолетней,
тыс. икринок
141 — 150
1 51— 160
1 6 1 — 170
171 — 180
13.3+0.3 13.2+0.8 11.8+0.6 12.6±0.6 13.8+1.4
7 .0 + 0 .5
6 .9 + 0 .6
7 .2 ± 0 .5
7 .4 + 0 .6
11.9+2.0
114+3
108± 7
97+6
99±5
107+12
1.34+0.06 1.28+0.02 1.32±0.02 1.33+0.02 1.34+0.04
1.17±0.02 1.21+0.02 1.23±0.04 1.28+0.04 1.30+0.04
4
7
10
15
7
6.9
7.0
7.6
8.6
11.2
6.7
8.3
10.0
U .8
14.8
+ 0 .2
— 1.3
—2.4
—3.2
—3.6
сам ок этого вида ещ е задолго до нереста произош ла аб о р ­
тивная овуляция икры, а у самцов загрязнение плеса в ы зв а­
ло зад ер ж ку разви тия половых клеток. Д ан ное обстоятель­
ство, естественно, не может не отразиться на численности
поколения лещ а 1987 г. рож дения в водохранилищ е. При
обследовании обширнейших нерестилищ в районе р. Кондоши, проведенном в июне 1987 г., молодь лещ а обнаруж ить
не удалось. В меньшей степени, видимо, пострадали судак и
синец. А бортивная овуляция икры бы ла отмечена у сравн и ­
тельно небольш ого количества самок этих видов рыб. У ос­
тальны х видов рыб каких-либо нарушений воспроизводи­
тельной системы не выявлено.
Последую щ ее гистологическое исследование половых же118
Таблица
5
т е л а , мм
181-
190
191 — 200
201—210
21 1— 220
2 2 1 — 2 30
2 3 1 — 240
2 4 1 — 250
17.3+0.8
17.9±0.6
19.8+0.8
19.0+1.5 18.9+0.6
2 5 1 — 260
13.7+0.7
16.1+0.6
16.4+0.7
11.7+1.2
19.5+1.1
22.8+ 1.3 26.9+ 1.6 31.9± 1.7 42.3+ 2.6 45.5+3.9 56.5+ 2.4
104+6
116+5
117+6
117+6
126+6
139+6
131 + 10
1.36+0.03 1.40+0.02 1.43+0.01 1.42+0.01 1.43+0.01 1.40+0.02 1.42+0.01
140+4
1.44+0
1.32+0.04 1.40+0.03 1.42±0.03 1.48+0.02 1.44±0.02 1.43+0.03 1.45+0.06 1.35+0.04
12
9
21
17
16
11
7
7
14.0
18.6
22.7
27.8
33.4
40.7
47.5
55.6
18.3
23.3
26.8
30.5
36.6
42.5
49.2
56.8
—4.3
—4.7
—4.1
—2.7
—3.2
— 1.8
— 1.7
— 1.2
лез лещ а и синца показало, что их годичный половой цикл
после отмеченных нарушений н орм ализовался. В 1988 г.
развитие половых клеток в гонадах самцов и самок этих
видов в Северо-Ш екснинском плесе протекало так же, как
в остальных плесах водохранилищ а. Вместе с тем, сравн и ­
тельный анализ плодовитости самок лещ а, синца и плотвы
п оказал, что если индивидуальная абсолю тная плодови­
тость одноразмерны х самок синца и плотвы весной 1988 г.
в Северо-Ш екснинском плесе была довольно близка к сред­
ней многолетней плодовитости и плодовитости 1988 г. этих
видов в Волжском плесе, то у лещ а — значительно ниже,
особенно у молодых рыб. Р азн и ц а составила в среднем
11.5% . Кроме того, самки лещ а Северо-Ш екснинского плеса
119
Таблица
6
Изменение некоторых показателей воспроизводительной способности самок плотвы
с увеличением массы тела
Масса тела, г
Показатели
Абсолютная
п лод ови тость,
тыс. икринок
Д и ам етр
ик­
ринки, мм
М асса 1 икрин­
ки, мг
Количество,
рыб, шт.
Абсолютная
плодовитость,
выравненная
методом сколь­
зя щ е й
в зв е шеной средней,
тыс. икринок
Средняя много­
летняя плодо­
витость плотвы
Волжского
плеса, тыс. ик­
ринок
Отклонение от
средней много­
л етн ей ,
тыс.
икринок
51 — 1Ой
101 — 150
15 1 — 200
2 0 1 — 25 0
2 5 1 — 30 0
7.2гЬ0.3
13.1 + 1.0
21.9+1.1
28.1 ± 1.2
1.30:4=0.01
1.40±0.02
1.42±0.01
1.24±0.01
1.34±0.02
40
4 01— 450
3 0 1 — 35 0
3 5 1 — 4 00
35.7± 1.5
47 .6 ± 2 .8
5 0 .5 ± 2 .8
5 9 .9 + 0 .8
1.42±0.01
1.43±0.01
1.40+0.02
1.43±0.01
1 .4 5 ± 0
1.40±0.02
1.47±0.02
1.46±0.03
1.41 ± 0 .0 4
1.38±0.04
1.36±0.06
16
28
28
12
10
5
6.9
13.8
21.3
28.8
36.7
45.1
10.2
16.2
23.1
30.8
37.6
44.7
52.9
60.3
—3.3
2.4
—0.9
+ 0 .4
—0.9
—0.7
— 1.8
—
2.0
52.0
59.6
тыс. икринок
Рис. 8. Плодовитость и длина тела самок плотвы.
Обозначения те же, что и на рис. 4.
тыс. ихринох
Рис. 9. Плодовитость и масса тела самок плотвы.
Обозначения те же, что и на рис. 4.
весной 1988 г. продуцировали более мелкую икру, чем самки
В олж ского плеса. Эти данны е свидетельствую т о том, что
если годичный цикл у самок лещ а в течение 1987 г. и н орм а­
ли зо вался, то воспроизводительная функция в целом к весне
1988 г. у них полностью ещ е не восстановилась.
Таким образом, в результате аварийного сброса сточных
вод в районе г. Ч ереповца нанесен серьезный ущ ерб воспро­
изводству зап асов рыб в Северо-Ш екснинском плесе не
только в 1987 г., но который будет ощутим для рыбной про­
121
мышленности и в ближ айш ем будущ ем. Вместе с тем, на фоне
перечисленных негативных последствий отрадно отме­
тить, что выж ивш ие рыбы не утратили способности к р а з ­
множению и при наличии благоприятны х условий по истече­
нии нескольких лет, по-видимому, смогут восстановить
промысловый зап ас в этом регионе.
Л ИТЕРАТУРА
1. А н о х и н а Л. Е. Закономерности изменения плодовитости рыб.
М., 1969.
2. Вода без ры бы //Н еделя. 1987. 18—24 мая.
3. Не очистить воду строгачем//Комсомольская правда. 1987. 9 авг.
4. П а н к р а т о в А., П а н ц ы р е в В. День когда всплыла рыба//К ом сом ольская правда. 1987. 26 марта.
5. Р о м е й с Б. Микроскопическая техника. М., 1983.
6. Р о с к и н Г. И., Л е в и н с о н Л. Б. Микроскопическая техни­
ка. М., 1957.
УДК 597— 1.05+574.64:597
В. И. К О З Л О В С К А Я , д. ф. П А В Л О В , Г. М. ЧУЙКО,
В. В. Х А Л Ь К О
(Институт биологии внутренних вод им. И. Д . П апанина
А Н ССС Р)
Ю. Я. В И Н Н И К О В , С. В. А Н О Х И Н
(Гидрохимический институт Госкомгидромета СССР)
ВЛИЯНИЕ ЗАГРЯЗНЯЮ Щ ИХ ВЕЩЕСТВ
НА СОСТОЯНИЕ РЫБЫ В ШЕКСНИНСКОМ
РЫБИНСКОГО ВОДОХРАНИЛИЩ А
ПЛЕСЕ
Обнаружено значительное загрязнение воды, донных от­
ложений и рыбы полициклическими углеводородами, ко­
торое привело к изменению биохимического статуса рыб и
сказалось на их выживании.
Зимой 1987 г. в Ш екснинском плесе Рыбинского водо­
хранилищ а наблю дали массовую гибель рыбы. В связи с
этим проведена оценка состояния основных промысловых
видов и ан али з содерж ан ия загрязняю щ и х вещ еств в рыбе,
воде и донных отлож ениях. Состояние рыб оценивали по а к ­
тивности ацетилхолинэстеразы (АХЭ) мозга и концентра­
ции коллагена в позвоночнике. АХЭ — фермент, участвую ­
щий в процессе передачи нервного возбуж дения холинэргическими нервными волокнами. Уровень активности фермента
о тр аж ает функциональное состояние центральной нервной
системы [14]. К онцентрация коллагена в позвоночнике —
п оказатель хронического влияния токсикантов на рост и
развитие рыб [10]. И зучали так ж е общий биохимический и
липидный состав печени — органа, которому принадлеж ит
в а ж н а я роль в поддерж ании гом еостаза организм а [11].
И сследования проводили в течение 1987— 1988 гг. Ры бу
отлавливали в нескольких точках Ш екснинского плеса — в
зоне загр язн ен и я и в М олож ском и Волж ском плесах — б о­
лее чистых районах Рыбинского водохранилищ а (см. рису­
нок) . В зимне-весенний период использовали орудия л о ­
в а — курлянки (вентери), летом и осенью — трал (время
траления Ю мин). Всего в 1987 г. обследовано 283 экз.
плотвы, 137 экз. лещ а, 35 экз. синца, 15 экз. судака, 20 экз.
налим а и 17 экз. окуня; в 1988 г. — 138 экз. плотвы, 155 экз.
л ещ а, 12 экз. налим а. К онцентрацию коллагена в позвоноч­
нике рыб определяли по методу Ф ланагена и Н иколса; ак123
Места отбора проб рыбы в Рыбинском водохрани­
лище 1 — в 1987 г., 2 — в 1988 г.
тивность АХЭ моэга — по методу Э лм ана, используя в к а ­
честве субстрата ацетилтиохолинбромид [4, 5 ]; содерж ание
общих липидов — по методу Ф олча [24] в модификации
В. И. Л ап и н а и Е. Г. Черновой [7]. Т ак как в теле рыб сухой
обезжиренный остаток более чем на 90% состоит из белка
[15, 16] и между его массой и массой белка сущ ествует вы­
сокая полож ительная корреляция (до 90—9 5 % ), величину
сухого обезж иренного остатка принимали равной со д ер ж а­
нию белка. Количество воды оценивали по разнице меж ду
сырой начальной массой и сухой конечной, полученной сум ­
мированием обезж иренного сухого остатка и липидов после
доведения их до постянной массы. Ф ракционирование очи­
щенных от водорастворимых примесей липидов на основные
классы осущ ествляли методом одномерной тонкослойной
хром атограф ии в системе растворителей гексан — диэтило124
вый эфир — уксусная кислота (90:10:1), а фосфолипидов —
в системе растворителей хлороформ — метанол — вода
(65:25:4) с добавлением в сорбент сульф ата аммония в ко­
личестве 0.4% . Свободный холестерин определяли по методу
Энгельбрехта [22]. Фосфолипиды идентифицировали по
фосф ору [9]. Проводили патологоанатомическое обследо­
вание рыб. И зм еряли длину, массу и высчитывали коэф ф и­
циент упитанности по Ф ултону [12]. В воде, рыбе и донных
отлож ениях ан ализировали содерж ание продуктов коксохи­
мического производства [3]. Р езультаты обрабаты вали с т а ­
тистически с использованием критерия Стью дента.
В период массовой гибели у рыб Ш екснинского плеса
выявлены однотипные признаки интоксикации, проявляю ­
щ иеся в той или иной степени: гиперемированные и ослизненные ж абры ; сердце, обильно наполненное кровью, темно­
багрового цвета; в желудочно-киш ечном тракте, вместо
пищи, ж елтовато-солом енная слизь; стенки кишечника про­
зрачны е; печень ры хлая; «мраморной» окраски; желчный
пузырь светлый, прозрачный, увеличен.
Кроме того, плотва Ш екснинского плеса отличалась от
плотвы В олж ского плеса по активности АХЭ мозга. Так, у
рыб со ст. Л ю бец величина этого п оказателя в н ачале ф ев­
р ал я бы ла значительно выше, чем у рыб В олж ского плеса.
О днако через несколько суток (в середине ф еврал я) она
снизилась и так же, как и в других точках Ш екснинского
плеса и в р. Суде, стал а близкой к норме. Д остоверны е р а з ­
личия в активности фермента у плотвы обоих плесов отме­
чены вновь в мае. У рыб Ш екснинского плеса активность
АХЭ мозга была значительно выше, чем у рыб В олж ского
(табл. 1).
В летние месяцы проводили обследование лещ а. У ста­
новлено, что активность АХЭ мозга лещ а Ш екснинского
плеса (участок у д. М якса) достоверно ниж е, чем у рыб
М олож ского плеса (участки: у пос. Брейтово, у П ервом ай ­
ских островов, меж ду пос. Брейтово и устьем р. С еб л ы ).
Вместе с тем выборки лещ а из разны х мест М олож ского плеса
по активности ферм ента так ж е различались и между собой.
Осенью активность АХЭ мозга рыб во всех плесах водохра­
нилищ а бы ла сходной (табл. 2 ).
Зимой 1988 г. активность АХЭ мозга плотвы из одних
районов Ш екснинского плеса (о. В аганиха, ст. Л ю бец) и из
р. Суды была выше, а из других (д. М якса) — ниже, чем у
рыб В олж ского плеса (табл. 1). Л ещ в этот период был от­
ловлен только в Ш екснинском плесе. Существенных разли125
Таблица
1
Биохимические показатели и коэффициент упитанности плотвы водохранилища
М е ст о о т л о в а ,
участок
Ше к с н и н с к и й
плес у ст. Л ю ­
бец
у о. Каргач
у о. Ваганиха
у д. Красный
Бор
у д. Ольхово
у д. Мякса
у о. Хвощевик
Р. Суда, у моста
Моложский
плес у пос.
Брейтово
Д ата
К о л и ч е с т в о ры б С р е д н я я
длина С редняя
шт
ры б , см
ры б,
2 II 1987
12 II 1987
21 V 1987
29 III 1988
И II 1987
20 V 1987
24 X 1987
29 III 1988
35
29
11 II 1987
11 II 1987
20 VII 1987
29 III 1988
8 VII 1987
3 III 1987
24 X 1987
29 III 1988
24
31
19
37
5
18 VII 1987
6
31
18
20
10
28
20
13
30
11.8
32
62
160
78
77
К оэф ф ициент
у п и т а н н о с ти
1.75+0.043
1.95±0.03
2.45+0.12
2 .33± 0.02а
1.98+0.03
2.31 ± 0 .0 4
2 .00± 0.05
1.37±0.03а
9 3 0 ± 4 .5 а
6 1 6 ± 3 .8
1332±38а
911 ± 3 9 а
5 4 4 ± 3 .2
8 5 0 ± 19а
1.95±0.04
1.93±0.02
6 4 9 ± 3 .2
5 8 2 ± 3 .2
2 .2 2 ± 0 .0 6 а
1.85±0.05
2 .16±0.03
1.87±0.03
1.32±0.03а
5 17.5± 33.7а
7 7 4 ± 6 1 .0
5 6 7 ± 7 .0
14.6
18.4
16.5
15.7
16.3
24.0
17.8
365
61
16.6
16.8
19.5
17.0
14.2
14.5
25.2
18.6
91
93
132
80
53
69
390
65
18.2
135
2 .2 3 ± 0 .1 1
101
А ктивность а ц е ­
ти л холи нэсте­
р а зы м о з г а , м к
м о л ь / (г* ч )
797±24а
9 2 7 ± 3 4 .7 а
С одерж ан и е кол­
лаген а
п о зв о н о ч н и ­
к а , м г /г су х о й
м ассы
2 5 7 ± 3 .6 а
2 5 4 ± 7 .1 а
2 6 5 ± 5 .7
2 4 4 ± 8 .0 а
2 5 3 ± 6 .0 а
268+6.6®
3 6 0 ± 5 ,3 б
2 6 7 ± 4 .7 а
2 7 9 ± 8 .1 а
2 7 5 ± 4 .9 а
2 8 5 ± 8 .7
2 5 1 .7 + 6 .0 3
275±4.1
291 + 11.0
3 8 4 ± 7 .5
2 6 5 ± 5 .2 а
2 8 4 ± 5 .0
Продолжение таблицы 1
М е ст о о т л о в а ,
участок
Волжский плес
о. Ш ум аровский
у
д.
Коприно
Д ата
3 IV 1987
5 IV 1988
18 V 1987
м асса
длина С редняя
К о л и ч е с т в о ры б , С р е д н я я
ры б , г
ры б, см
шт
К оэф ф ициент
у п и т а н н о с ти
А к ти в н о ст ь а ц е ­
ти л холи нэсте­
р а зы м о зг а , м к
м о л ь /( г * ч )
С одерж ан и е кол­
лагена
п о зв о н о ч н и ­
к а , м г /г су х о й
м ассы
17.2
15.2
22.7
2.03+ 0.033
1.80+0.02“
2.47+0.07
6 2 2 ± 6 .2 а
6 6 4 ± 3 6 .3 а
647±50а
3 0 2 + 2 .1а
3 0 3 + 5 .0а
287 + 6 .8
34
12
14
108
54
287
П р и м е ч а н и е . Различия статистически достоверны при Р = 0 .0 5 : а — между
выборками рыб Шекснинского и Волжского плесов, б — между выборками рыб
с участка у о. Каргач.
Таблица
2
Биохимические показатели и коэффициент упитанности лещ а водохранилища
Место отлова,
участок
Ше к с н и н с к и й
плес у ст. Л ю ­
бец
у о. Ваганиха
у д. Мякса
Р. Шексна у д.
Кабачино
Моложский
плес
у пос.
Брейтово, по­
лигон
у пос. Брейтово
у П ервом ай ­
ских островов
между пос. Брей­
тово и устьем
р. Себлы
Дата
Количество
рыб, шт
Средняя длина Средняя масса Коэффициент
рыб, см
рыб, г
у п и т а н н о с ти
Активность
ацетилхолин­
эстеразы мозга,
мкмоль (г ч !
Содержание кол­
лагена позвоночни­
ка, мг/г сухой
массы
1163+37.2
7 7 9± 23.8
1003±31.2
7 79± 23.8
И 5 2 ± 2 4 .4
600±52.9®
22 X 1987
29 III 1988
14 IX 1988
29 III 1988
14 IX 1988
5 VII 1987
21 VII 1987
23 X 1987
29Ш 1988
23
29
15
29
12
5
21
22
33
23.3
26.1
25.3
26.1
25.6
25.3
17.9
22.0
26.8
284
228
282
228
310
391
158
210
247
2.20-1-0.1
1.56+0.03
2.30+0.03
1.56±0.03
2.41 ± 0 .0 6
2.31 ± 0 .0 9
2.17+0.07
1.95±0.04
1.69±0.03
1252+41.7а
7 5 8± 31.5
3 6 6 ± 1 1.0
3 5 7 .8 ± 8 .1 г
3 4 6 ± 6 .0 а
2 7 5 ± 5 .8 Г'Д
3 8 3 + 7 .0 а.д
283±3.3®
2 8 2 + 3 .3
3 5 3 ± 6 .9
3 6 4 ± 6 .8 Г
14 IX 1988
18
25.9
303
2.31 ± 0 .0 5
10 3 2 ± 3 7 .1
3 5 6 ± 5 .0 а
24 X 1987
18
24.1
298
2 .1 3 ± 0 .0 1 1
1107±50.5
3 9 8 ± 9 .1 а
18 VII 1987
23 VII 19987
4
11
21.0
22.7
200
264
2.17 ± 0 .0 6
2.21+0.05
601+66.9®
9 4 1 ± 5 0 .8 бв
289+10.6®
336 ± 19.0®в
23 VII 1987
8
23.2
278
2 .17±0.09
8 1 3 ± 108.2®
328+15.0®
23 VII 1987
6
21.5
218
2 .16±0.08
10 0 5 ± 2 5 ,0е
291 ± 3 .9
—
Продолжение таблицы 2.
Место отлова,
участок
Волжский плес
у о. Шумаровский
у д. Коприно
Дата
19 X 1987
15 IX 1988
Количество рыб, Средняя длина Средняя масса
рыб, г
рыб, см
шт
19
21
21.9
24.0
227
249
Коэффициент
упитанности
Активность аце­
тилхолинэсте­
разы мозга, мк
МОЛЬ/(Г’Ч)
Содержание кол­
лагена позвоночни­
ка, мг/г сухой
массы
2.14± 0.05
2..35±0.04
1049±63.5а
1022±29.8
3 4 5 ± 7 .2 а
3 0 9 ± 6 .0 а
П р и м е ч а н и е . Различия статистически достоверны при Р = 0 .0 5 : а — между
выборками рыб Шекснинского и Волжского плесов, б — между выборками рыб
Шекснинского и Моложского плесов, в — между выборками рыб Моложского
плеса, ij— между выборками рыб Шекснинского плеса: у о. Ваганиха и у ст. Любец,
у о. ВаСаниха и у д . М якса, д — между выборками рыб с участка у о. Ваганиха.
чий в активности АХЭ мозга между выборками лещ а этого
плеса не было отмечено. В осенний период, как и в 1987 г.,
уровни активности ф ерм ента у лещ а Ш екснинского и
В олж ского плесов о казали сь сходными и высокими (табл. 2 ).
К онцентрация коллагена позвоночника плотвы Ш екснин­
ского плеса в ф еврале 1987 г. была достоверно ниже, чем у
рыб В олж ского плеса. В ыборка плотвы из р. Суды отли ча­
л ась значительной неоднородностью: имелись рыбы как с
низкой, так и с близкой к норме величиной этого показателя.
Вероятно, в этой выборке были представлены рыбы, посто­
янно обитаю щ ие в реке, и рыбы мигрировавш ие из зоны з а ­
грязнения (табл. 1). В мае этого ж е года содерж ание ко л л а­
гена в позвоночнике плотвы Ш екснинского плеса было
выше, чем зимой, но меньше, чем у рыб В олж ского плеса. О д­
нако эти различия были статистически недостоверны. Не вы ­
явлено так ж е достоверных различий в содерж ании коллаге­
на у плотвы Ш екснинского (у д. М якса, у о. Хвощ евик) и
М олож ского плесов (у пос. Б рей тово). Л ещ же, отловлен­
ный в это время, достоверно отличается по данному п ока­
зателю . К онцентрация коллагена у рыб Ш екснинского пле­
са бы ла ниже, чем у рыб М олож ского. Вместе с тем, лещ в
пределах М олож ского плеса по этому парам етру был неод­
нороден. В озможно, как и в р. Суду, сю да мигрировали
рыбы из зоны загрязнени я. Осенью и лещ , и плотва Ш екс­
нинского плеса имели относительно высокий уровень ко л л а­
гена позвоночника, д а ж е больш ий, чем у рыбы В олж ского
плеса (табл. 1, 2 ).
В м арте 1988 г. уровень коллагена позвоночника плот­
вы Ш екснинского плеса (у о. В аган и ха, у ст. Л ю бец, у
д. М якса) и р. Суды о к азал ся достоверно ниже, чем у рыб
В олж ского плеса (табл. 1). Л ещ был отловлен только в
Ш екснинском плесе, поэтому было проведено сравнение
меж ду выборками из этого плеса. С одерж ание коллагена
позвоночника рыб из района о. В аганиха было достоверно
ниже, чем у рыб со етанций Л ю бец и М якса (табл. 2 ). Осенью
так же, как и в 1987 г., концентрация коллагена в позвоноч­
нике лещ а повысилась. Причем, все рыбы из Ш екснинского
плеса имели достоверно более высокий уровень, чем
рыбы
из В олж ского плеса (табл. 2 ).
С одерж ание общих липидов в печени самцов плотвы со
ст. Л ю бец, отловленных 12 ф еврал я было несколько ниж е, а
белка — выше (как в расчете на сырую, так и на сухую м ас­
су ), чем у рыб, выловленных 2 ф евраля. О днако эти р а зл и ­
чия были недостоверны. В печени самок плотвы, отловлен­
.130
ных 3 м арта в р. Суде, относительное содерж ан ие белка было
выше, а липидов — ниже, чем у самок, оботранных 2 ф ев­
р ал я на ст. Л ю бец. О днако и эти разли чи я статистически
недостоверны. При сравнении по данны м показателям рыб
из Ш екснинского и В олж ского плесов статистически досто­
верных различий так ж е не отмечено (табл. 3 ).
Ф ракционный состав общих и мембранных липидов пе­
чени плотвы из Ш екснинского и В олж ского плесов был иден­
тичным. Общ ие липиды были представлены фосфолипидами,
свободным холестерином и его эфирами, триацилглицеринами и неэстерифицированны ми жирными кислотами. В со­
ставе фосф олипидов выделили 6 компонентов: лизоф осф атидилхолин, сфингомиелин, фосф атидилхолин, фосф атидилэтанолам ин, кардиолипин и фосфолипид, неидентифицированный нами, в связи с отсутствием вещ еств — «свидетелей».
О пираясь на результаты качественной реакции, можно тол ь­
ко предполагать, что этим фосфолипидом явл яется фосф ати дная кислота, часто обнаруж и ваем ая у больш инства видов
рыб.
К оличественная оценка некоторых быстро реагирую щ их
на стрессорные воздействия компонентов липидов м атрикса
клеточных мембран печени — свободного холестерина и
лизоф осф атидилхолина п оказал а, что концентрация холес­
терина в печени самцов и самок плотвы, выловленных 2 ф ев ­
р ал я 1987 г. на ст. Л ю бец, о к а зал ас ь значительно ниже, чем
у рыб, пойманных здесь и в р. С уде в более поздние сроки —
12 ф евр ал я и 3 м арта, соответственно. Высокие значения
коэффициента вариации этого п оказателя у рыб, отловлен­
ных на ст. Л ю бец 2 ф евраля, свидетельствую т о присутствии
в выборке особей, сильно различаю щ ихся по ф изиологиче­
скому состоянию. С одерж ание ж е холестерина в печени
плотвы, отловленной в В олж ском плесе у пос. Борок всего
на 6 сут. позже, чем в р. Суде, оказалось почти в 2 р аза
выше, а вариабельность этого парам етра — намного ниже
(табл. 4 ). Уровень содерж ан ия лизоф осф атидилхолина был
достоверно выше у особей из зоны загрязнени я. Так, у плот­
вы, отловленной 12 ф еврал я 1987 г. на ст. Л ю бец, он соста­
вил (1 6 .4 + 1 .9 ) % от суммы фосфолипидов, у рыб из р. Суды
(3 м арта 1987 г.) — ( 9 .8 ± 2 .7 ) % , у рыб В олж ского плеса
(9 м арта 1987 г.) — (5 .7 + 1 .1 ) % .
Коэффициент упитанности плотвы Ш екснинского плеса
в ф еврале 1987 г. был достоверно ниже, чем у рыб В о л ж ­
ского плеса. В летние месяцы упитанность плотвы повыси­
л ась на всех участках, кроме районов у д. М якса и у о. Хво-
Таблица
Общий биохимический состав печени плотвы водохранилища
Место
отлова,
Дата
Белок
Количество
% от сухой
массы
Ше к с н ин ский плес у
ст. Любец
2 II 1987
12 II 1987
3 III 1987
Волжский
плес у пос.
Борок
9 III 1987
у о. Шумаровский
3 IV 1987
Вода, %
% от сухой
массы
% от сырой
массы
11
8 3.4± 0.9
16.2±0.6
16.7±0.9
3 .2 ± 0 .2
8 0 .6 ± 0 .5
7
3
82.1 ± 1.1
8 4.0± 1.5
16.2±0.6
16.6±1.8
17.9± 1.1
16.0±1.5
3 .5 ± 0 .2
3.1 ± 0 .1
8 0 .4 ± 0 .5
8 0 .4 ± 1 .4
—
Г
—
—
Р. Суда
Липнды
% от сырой
массы
—
17 .0 ± 0 .8
_
3 .3 ± 0 .2
8 0 .6 ± 0 .5
7
8 3 .0 ± 0 .8
16.1 ± 0 .4
4
7 9 .7 ± 2 .0
14.6±0.1
20 .3 ± 2 .0
3 .7 ± 0 .4
8 1 .7 ± 0 .4
—
—
—
—
—
9
«5 7 т 1.6
19 .6 ± 0 .9
14.3±1.6
3 .3 ± 0 .4
77.1 ± 0 .5
20
8 3 .7 ± 0 .9
18.3±0.3
16.3±0.9
3.6±0.1
78.1 ± 0 .2
П р и м е ч а н и е . Здесь и в табл. 4: над чертой — данные по самцам, под
чертой — данные по самкам.
3
Таблица
4
Содержание свободного, холестерина в печени плотвы водохранилища
Место отлова.
Шекснинский плес у
ст. Любец
Р. Суда
Волжский плес у пос.
Борок
у о. Шумаровский
Дата
2 II 1987
Количество
рыб, шт
U
Холестерин
% % от сухой
массы
CV,
CV, %
% от сырой
массы
CV,
%
12
1.50±0.40
92
0.25±0.06
83
0.05±0.02
138
7
2.56±0.73
75
0.45±0.15
88
0.09±0.03
88
12 II 1987
3
й
4.57+0.26
4.60
10
—
0.73±0.13
0.75
31
—
0.14±0.03
0.15
37
—
3 I I I 1987
2
3.40
—
0.70
0.12
—
7-
3.70±0.46
33
0.66±0.08
32
0.12±0.03
66
4
7.00±0.80
23
1.37 ±0.07
10
0.26±0.02
2
6.00
—
0.90
—
0.15
9 I I I 1987
3 IV 1987
15
—
9
1.96±0.02
31
0.28±0.03
32
0.06+0.01
50
20
2.24±0.03
6
0.37+0.02
24
0.08±0.04
22
П р и м е ч а н и е . CV — коэффициент вариации.
со
% от общих
липидов
Содержание полициклических углеводородов в рыбе Рыбинского
Место отлова,
участок
Ше к с н и н с к и й
плес у ст. Л ю ­
бец
у о. Ваганиха
у о. К аргач
у д. Красный
Бор
у д. Мякса
Р. Суда
у пос. Борок
Дибутилфталат
Дифенил
500
480
24
4
11
43
7
0
12
370
20
Дата
плотва
2 II 1987
21 V 1987
29 III 1988
15 IX 1988
20 V 1987
29 III 1988
29 III 1988
17 IX 1988
И II 1987
20 V 1987
4260
127
68
52
134
43
38
72
5350
175
3200
152
—
—
5230
90
1040
11 II
21 V
29 III
29 III
15 IX
3 III
29 III
29 III
2110
464
87
38
59
0
74
36
2560
720
12170
56
лещ
налим
плотва
налим
лещ
плотва
налим
плотва
налим
лещ
плотва
налим
Волжский плес
ский
у о. Шумаровский
у д. Коприно
Нафталин и Дигидроего произ­ аценафтиводные
лен
Вид рыбы
1987
1987
1988
1988
1988
1987
1988
1988
—
—
179
—
—
—
—
—
—
—
—
—
—
—
—
1360
1920
—
—
0
130
13
5
12
0
32
16
«
плотва
3III 1987
0
плотва
лещ
плотва
18 V 1987
14 IX 1988
5 IV 1988
10
127
26
10
56
—
—
—
—
—
130
10
80
6
щ евик (табл. 1). У л ещ а летом и осенью этот показатель был
близким к норме (табл. 2 ). В зимний период 1988 г. коэф ­
фициент упитанности плотвы из районов о. В аганиха и р. С у­
ды был меньше, чем у плотвы со станций Л ю бец и М якса.
Вместе с тем все выборки плотвы из Ш екснинского плеса от­
личались по коэффициенту упитанности от выборки плотвы
В олж ского (табл. 1). Л ещ Ш екснинского плеса зимой имел
более низкий коэффициент упитанности, чем осенью
(табл. 2 ).
Одновременно с обследованием рыб проводили анализ
содерж ан ия загрязняю щ и х вещ еств в воде, рыбе и донных
отлож ениях. Пробы воды были отобраны 2— 3 м арта 1987 г.
на станциях Л ю бец, Р ом ан да, (р. Ш ексна) и на очистных
134
Таблица
водохранилища,
Дибензофуран
5
мкг/кг сырой массы
Флуорен Производ­
ные бен­ Аценафтен Антрацен Пирен
зола
Фенант- Флуоранрен
тен
—
—
—
_
—
15
0
110
5
2
1
—
—
1090
_
0
—
—
—
—
3
10
—
0
0
8
—
_
25
0
13
0
2
—
3
0
0
—
_
_—
2
0
1.5
0
2
—
2
0
0
—
_
_
_
2
2
1
0
2
—
0
0
3
—
_
—
—
2
0
2
0
3
0
0
10
4.5
2
0
—
—
0
—
—
_
_
5
0
—
—
16
4
_
1
0
—
—
2
0
._
2
2
—
—
3
0
0
2
—
3
0
0
—
*
—
—
4
0
1.5
—
1
0
—
—
2
0
1000
42
570
21
14
26
43
14
34
38
1210
2
2
15 •
2
0
0
670
30
0
170
49
10
27
540
54
27
0
10
58
9
1100
—
—
—
0
2
—
—
2
0
сооруж ениях металлургического ком бината после биологи­
ческой очистки. Хромато-масс-спектрометрическим ан ал и ­
зом установлено н а л и м е во всех пробах воды аром ати че­
ских углеводородов. По степени содерж ан ия загрязняю щ и х
вещ еств пробы распределялись следующим образом: очист­
ные сооруж ения, ст. Л ю бец. ст. Р ом анда. Выделены основ­
ные группы загрязняю щ и х вещ еств: ди- и полиароматические
углеводороды (производные н аф талина, дигидроаценафтилен, флуорен, диф ени л); кетоны, альдегиды и слож ны е эф и ­
ры (дибутилф талат и д и о к ти л ф та л а т); азотсодерж ащ ие ге­
тероциклические соединения (производные пиридина и хино­
л и н а ); кислород — и серосодерж ащ ие гетероциклические
Соединения (д и б ен зо ф у р ан ); алкилбензолы и нефтепродукты.
135
В плотве, отловленной в ф еврале — марте у о. К аргач,
на ст. Л ю бец и у д . Красный Бор, так ж е были обнаруж ены
аром атические углеводороды. Р я д этих соединений был
найден и в рыбе из р. Суды, а д ва — (1,2-дигидроаценафтилен и дибутилф талат) идентифицированы в рыбе из В о л ж ­
ского плеса. С одерж ание загрязняю щ и х вещ еств в плотве
было значительно выше, чем в воде. Так, в воде со ст. Л ю бец
концентрация дигидроаценаф тилена составила 20 м к г/л ,
производных наф тали н а — 11.65 м к г/л , а в рыбе соответст­
венно в 160 и 366 р аз больш е (табл. 5 ).
В мае 1987 г. состав стоков Череповецкого маталлургического ком бината изменился. Уменьш илось содерж ание
производных пиридина, наф тали н а, 1,2-дигидроаценафтилен а, дибензоф урана, ф луорена и индола. Л учш е стали р а ­
ботать и очистные сооруж ения. П о сравнению с водой, про­
шедшей биологическую очистку на очистных сооруж ениях
металлургического ком бината, в городских стоках со д ер ж а­
лось ди- и полиароматических углеводородов меньше в
23 р аза, кетонов, альдегидов и сложных эфиров — в 3 р а ­
за,
азотсодерж ащ их
гетероциклических
соединений —
в 238 р аз, кислород- и серосодерж ащ их гетероциклических
соединений — в 40 раз; фенолы отсутствовали. С оответст­
венно сущ ественно снизилось загрязнение воды Рыбинского
водохранилищ а. Так, на ст. Л ю бец концентрация ди- и
полиароматических соединений ум еньш илась в 193 р аза , ке­
тонов, альдегидов и сложных эфиров — в 7 раз, кислород —
и серосодерж ащ их
гетероциклических
соединений — в
585 раз; азотсодерж ащ ие гетероциклические соединения
отсутствовали совсем. В ода из других участков Р ы бин­
ского водохранилищ а (р. С уда, р. Я горба, р. К ош та, ст. Т о­
рово, о. К аргач, д. В асильево, д. М якса, ст. Средний Д вор,
ст. Н аволок, д. Коприно) по составу и количеству идентифи­
цированных химических соединений почти не отличалась от
воды со ст. Л ю бец, только ди- и полихроматических соедине­
ний было несколько больш е в воде со ст. Торово и из
р. Кошты. К ак в городских сточных водах, так и в природ­
ной воде в наибольш ем количестве содерж ались карбоновые
кислоты. Их о б щ ая концентрация в городских сточных
водах составл ял а 7.6 м г/л . Причем, в пробах природной
воды бы ла выш е концентрация тех кислот, которых было
больш е в сточных водах. К арбоновы е кислоты, вероятно,
образую тся в процессе очистки сточных вод при окислении
предельных и аром атических углеводородов.
В мае в рыбе по-прежнему присутствовали аром атиче­
136
ские углеводороды, хотя их содерж ание, по сравнению с
зимой, сущ ественно снизилось. Так, в рыбе из района о. К а р ­
гач производных н аф тали н а стало меньше в 30 раз, дегидроаценаф тилена — в 58 раз, диф енила — в 18.5 раз, дибензо ф у ран а — в 40 раз, ф луорена — в 45 раз. В рыбе со
ст. Л ю бец производных н аф тали н а стало меньше в 35 раз,
дигидроаценаф тилена — в 21 раз, дифенила — в 20 раз,
дибензоф урана — в 24 р аза, ф луорена — в 27 раз (табл. 5).
Осенью 1987 г. в воде и в рыбе полициклические углево­
дороды практически отсутствовали, но были обнаруж ены в
донных отлож ениях. Сильнее были загрязнены донные отло­
ж ения р. Кошты, в которую поступаю т стоки Череповецкого
металлургического ком бината; и донные отлож ения из
районов, приближенных к г. Череповцу, а так ж е грунты у
д. М якса (табл. 6 ).
Зимой 1988 г. в рыбе Ш екснинского плеса вновь обнару­
жены полициклические углеводороды. В плотве их уровень
был больш е (особенно у д. М як са). чем в налиме. Осенью
ан али зи ровался лещ . З агрязн яю щ и е вещ ества найдены как
в лещ е Ш екснинского, так и В олж ского плесов. В последнем
их содерж ание было больш е (табл. 5 ).
Таким образом, в зимне-весенний период 1987 г. Ш ек­
снинский плес Рыбинского водохранилищ а подвергался з а ­
грязнению сточными водами, содерж ащ им и вещ ества,
токсичные д ля рыб. В оздействие их на рыб было довольно
сильным, на что указы ваю т результаты патолого-анатом ического обследования и биохимического ан ал и за. И мевш ее
место резкое и значительное повышение активности АХЭ
м озга характерно для животны х в острострессовых си туа­
циях при действии экстремальны х факторов [2, 8, 13, 31].
Кроме того, у рыб наблю далось снижение содерж ания в
печени холестерина — компонента липидного обмена, так ж е
изменяю щ егося при стрессовых воздействиях [11].
Обычно содерж ание холестерина в орган ах рыб, в том
числе и в печени, коррелирует с интенсивностью созревания
гонад. Уровень его с наступлением нерестового состояния
сниж ается, достигая минимальных значений в период нере­
ста [20, 27, 37]. Зн ач и тел ьн ая часть холестерина использу­
ется в это время д л я синтеза кортикостероидов и половых
гормонов. Т ак, к н ачалу нереста у самок тиляпии [28] и в
период нереста у тихоокеанских лососей [1] в плазме крови
отмечено увеличение концентрации тестостерона, П -кетостерона и дезоксикортикостерона. Н аблю даем ое нами снижение
содерж ан ия холестерина в печени плотвы Ш екснинского
137
Таблица
6
Содержание некоторых полициклическнх углеводородов в донных
отложениях водохранилища в октябре 1987 г.
М есто
о тб о р а
у часток
П о л и ц и к л и ч е с к и е у гл е в о д о р о д ы , м г к / к г сы рой м ассы
проб.
Р. Суда
Р. Ягорба
Р. Кошта
Ше к с н и н с к и й
плес напротив
р. Кошты
напротив заво­
да «Металлург»
у д. Торово
у о. Каргач
ст. Любец
у д. Вичелово
у д. Васильево
у д. Ольхово
у д. Мякса
Главный плес
ст.
Ср е д н и й
Двор
ст. Наволок
Д иф енил
Д им етилф та л и н ы
5
0
2270
0
0
920
0
0
3080
0
0
12750
0
0
1470
0
0
1360
148
118
163
447
122
73
35
15
6
10
7
9
4
39
22
4
6
5
5
4
27
37
17
4
8
6
6
5
30
111
73
14
41
17
24
10
66
20
17
4
12
8
6
8
23
17
13
3
8
4
4
4
7
5
3
2
5
6
12
3
7
4
4
6
А ценаф тен
Ф луорен
М е ти л н а ф та л и н ы
Д и б е н зо фуран
13
плеса в зимние и ранневесенние месяцы было несвоевремен­
ным. У плотвы Рыбинского водохранилищ а значительные
изменения уровня холестерина в печени происходят обыч­
но в конце апреля — н ачале мая, когда наступает нерест.
Токсические ж е вещ ества, содерж ащ и еся в сточных водах,
вы зы вали преждевременную перестройку холестеринового
обмена, что несомненно долж но отразиться на нормальном
развитии гонад и протекании нереста.
Н а неудовлетворительное состояние рыб Ш екснинского
плеса в зимний период указы ваю т и результаты ан ал и за
лизосоединений в печени. В ыявлено значительное увеличе­
ние
со д ер ж ан и я
л и зоф осф ати д и лхоли н а — соединения,
токсичн*ого для организм а и обычно присутствую щ его в
небольших количествах. Л изоф осф атидилхолин образуется
из ф осф атидилхолина — одного из наиболее массивных
фосфолипидов клеточных мембран, путем отщ епления одной
или двух жирных кислот, составляю щ их неполярную часть
его молекулы. Л и з-ф орм а ф осф атидилхолина уж е не о б л а­
138
дает свойствами цвиттериона и через наруш ение сб ал ан си ­
рованности зар я д о в в своей молекуле приводит к патологи­
ческим изменениям липидного м атрикса биомембран [6].
Воздействие токсических вещ еств на рыб Ш екснинского
плеса было не только сильным, но и длительным, о чем сви­
детельствует снижение концентрации коллагена позвоноч­
ника, который является надеж ны м тестом хронического
воздействия загрязняю щ и х вещ еств на рыб [10].
И нтоксикация рыб и их гибель были вызваны полициклическими углеводородам и (наф талин и его производные,
дифенил, аценаф тен, флуорен, дибензоф уран и д р .), которые
были найдены в рыбе и в воде, причем в рыбе в значительно
больш их количествах. В зависимости от вещ ества и вида
рыбы 96-часовая JlKso полициклическнх углеводородов
составляет от 0.7 до 8.9 м г/л [17— 19, 23, 29, 32, 34].
О днако, процессы накопления, выведения и трансф орм ации
этой группы вещ еств изучены недостаточно. И звестно, что
фенантрен при пероральном введении кам бале (P latich th y s
flesu s) аккум улировался в тканях, богатых липидами и
меланином. В гонадах самок его концентрация бы ла выше,
чем у самцов. У становлена вы сокая устойчивость фенантрена в рыбе [38]. М оллюски (М уа a r e n a r ia ), экспонирован­
ные в воде, содерж ащ ей смесь из пяти ароматических
углеводородов, в том числе фенантрен, так ж е показали отно­
сительно высокие скорости накопления этих соединений и
низкие — выведения [33]. Б ы страя аккум уляция из воды
бензопирена, ф енантрена и пирена отмечена и для олигохет
(S ty lo d rilu s h e rin ig ia n u s ). Коэффициент бионакопления
составлял д ля бензопирена 678, фенантрена — 3254, пире­
на ‘— 8578 [25]. У краба (H e m ig rap su s n u d u s) метаболиты
н аф тали н а удерж иваю тся сильнее, чем сам нафталин [30].
У мидий (M ytilus ed u lis) выведение наф тали н а из тканей
описывается экспоненциальной кривой, в которой вы деле­
ны «быстрый» и «медленный» компоненты с периодом полувыведения из различны х тканей от 1.2 до 5.3 ч и от 63 до
851 ч, соответственно [39].
М еханизм действия полициклическнх углеводородов, ве­
роятнее всего, обусловлен их прямым взаимодействием с
мембранным липопротеидами [35] и изменением проницае­
мости и структуры мембран [36]. Больш инство из полициклических углеводородов обладаю т мутагенным и терагённым действием [26].
Улучшение состояния рыб Ш екснинского плеса в мае
1987 г. связан о с уменьшением содерж ания полицикли139
ческих углеводородов в воде и в рыбе. А налогичная зак он о­
мерность отмечена и осенью того ж е года. П ри отсутствии
полициклическнх соединений в воде и в рыбе, плотва и лещ
Ш екснинского и В олж ского плесов не разли чались по биохи­
мическим показателям . П олициклические углеводороды
у рыб Ш екснинского плеса были обнаруж ены вновь
в 1988 г., что так ж е сопровож далось ухудшением состояния
рыб. П редставляется, что источником поступления з а г р я з ­
няю щих вещ еств в организм рыб могут быть не только
сточные воды, но и донные отлож ения, значительное
загрязнени е которых было обнаруж ено осенью 1987 г. Этот
вывод подтверж дается и тем, что на тех станциях, где
осенью 1987 г. в донных отлож ениях содерж алось больш е
полициклическнх углеводородов, их концентрация в рыбе,
отловленной здесь ж е зимой бы ла более высокой. А налогич­
н ая корреляция меж ду содерж анием полициклическнх
углеводородов в донных осадках и в организме отмечена
и д ля других видов, в частности — д л я устрицы (C ra sso s tre a v irg in ica) [21]. Н еравном ерность накопления полициклических углеводородов донными отложениями и, в ч аст­
ности более высокое содерж ание их у д. М якса, по сравнению
с более близкими к Череповцу станциями (д. Ольхово,
д. В асильево, д. В ичелово), по всей вероятности, обуслов­
лено переносом поллю тантов на взвесях и их осаждением
в этом районе.
П о всей видимости, осенью в Ш екснинский плес приш ла
зим овать рыба из незагрязненны х районов водохранилищ а.
В период зимовки ее состояние значительно ухудшилось.
В ероятно, ры ба в Ш екснинском плесе Рыбинского водо­
х р ан и л и щ а
п о д в ер гается
хрон ическом у
воздействию
загрязняю щ и х вещ еств, которые содерж атся не только в в о ­
де, но и аккумулирую тся в донных отлож ениях и кормовых
организм ах, что создает источник их длительного поступле­
ния в рыбу.
И так, в Ш екснинском плесе Рыбинского водохранилищ а
в зимне-весенний период 1987 г. плотва, лещ , синец, окунь,
судак, налим находились в крайне неудовлетворительном
состоянии, на что указы ваю т результаты патолого-анатом ического и биохимического обследования. Состояние ж абр,
сердца, печени, ж елчного пузыря, желудочно-киш ечного
тр ак та было характерны м д ля интоксицрованных рыб.
Кроме того, у плотвы отмечено резкое и значительное
повышение активности АХЭ мозга, снижение содерж ания
холестерина и увеличение лизоф осф атидилхолина в печени,
140
Причиной интоксикации и массовой гибели рыб —
послуж ило загрязнени е плеса полициклическими углеводо­
родами, которые аккумулирую тся в рыбе. Зимой со д ер ж а­
ние их в рыбе, отловленной в Ш екснинском плесе, было выше,
чем в воде (6— 12 м к г/л ) в сотни и тысячи раз.
Л етом 1987 г. состояние рыб в Ш екснинском плесе
улучш илось, и осенью лещ и плотва, отловленные здесь,
не отличались по биохимическим п оказателям от рыб из
В олж ского плеса и практически не содерж али полициклических углеводородов. Зимой 1988 г. плотва Ш екснинского
плеса вновь бы ла в неудовлетворительном состоянии и со ­
д ер ж а л а полициклические углеводороды. В ероятно, осенью
в Ш екснинский плес приходит зим овать ры ба из н еза гр я з­
ненных районов Рыбинского водохранилищ а. В период
зимовки ее состояние значительно ухудш ается вследствие
хронического действия загрязняю щ и х вещ еств, со д ер ж а­
щ ихся в воде, донных отлож ениях и кормовых организмах.
Л ИТЕРАТУРА
1. А р д а ш е в А. А., К о р о т к о в
Г. К., И с а к о в а
П. В.,
Г л у щ е н к о А. Н. Содержание П-оксистериодов в плазме крови нере­
стующей кеты Oncorhynchus keta и горбуши Oncorhynchys g o rb u sc h a //
Ж ури. эвол. биохимии и физиологии. 1975. Т. 11.
2. Б е л о р ы б к и н а Д. И., Д м и т р и ч е н к о Л. М., Т а р а с е в и ч Л. А., Ш е б е к о • Н. И. Распределение аскорбиновой кислоты,
глюкозы и активность АХЭ в организме матери и плода в условиях интероцептивного стресса//А ктуальные проблемы теоретической и клинической
медицины. Минск, 1973.
3. (В и н н и к о в Ю. Я-, А н о х и н С. В., К и м с т а ч
В. А.)
V i n n i k o v Y. Y., А п о с h i n S. V., К i m s t a t с h V.
A. E xtract
purge and trap as method of selective concentration for
g as chro­
m atographic analysis of the environm ental sa m p les//P ro c . Fourth
U S SR —Ja p a n t Joint Simposium on A nalytical Chemistry. Moscow,
1988.
4. К о з л о в с к а я В. И., П а в л о в Д . Ф. Определение коллагена
позвоночника рыб в токсикологических экспериментах//М етоды ихтиотоксикологических исследований: Тез. докл. Л., 1987.
5. К о з л о в с к а я В. И., Ч у й к о Г. М., П о д г о р н а я В. А.
Определение активности ацетилхолинэстеразы мозга рыб при изучении
токсичности фосфорорганических пестицидов//М етоды ихтиотоксикологических исследований: Тез. докл. Л., 1987.
6. К р е п с Е. М. Липиды клеточных мембран. Л., 1981.
7. Л а п и н В. И., Ч е р н о в а Е. Г. О методике экстракции жира
из сырых тканей ры б//В опр. ихтиологии. 1970. Т. 10.
8. М а к а р о в Н. Я. Об изменении активности ацетилхолинэстеразы
при комбинированных пораж ениях//Н ауч. тр. Казанского мед. ин-та.
К азань, 1974. Вып. 41.
141
9. Н о в и ц к а я Г. В. Методическое руководство по тонкослойной
хроматографии фосфолипидов. М., 1972.
10. П а в л о в Д. Ф., К о з л о в с к а я
В. И., Ф л е р о в Б. А.
Использование коллагена для оценки токсического действия загрязняющ их
веществ на ры б//Ф изиология, биохимия и токсикология водных животных
Л., 1989.
11. П а н и н Л . Е. Биохимические механизмы стресса. Новосибирск
1983.
12. П р а в д и н И. Ф. Руководство по изучению рыб. Л., 1939.
13. Р е з н и к Л. В. Динамика изменения активности холинэстеразы
в мозге и эритроцитах крыс при действии экстремальных факторов:
Автореф. дис... канд. биол. наку. Л., 1972.
14. Р о з е н г а р т В. И., Ш е р с т о б и т о в О. Е. И збирательная
токсичность фосфорорганических инсектицидов. Л., 1978.
15. Ш у л ь м а н
Г. Е., К о к о з Л . М. Особенности белкового
роста и жиронакопления у черноморских ры б//Б иология моря. 1968.
Вып. 15.
16. Ш у л ь м а н Г. Е., К о к о з Л. М. Содержание обезжиренного
сухого вещества в теле некоторых черноморских ры б//В опр. ихтиологии.
1971. Т. 11.
17. Ambient
w ater quality criteria for
acenaphtene. W ashington.
1980.
18. Ambient
w ater quality criteria for
fluoranthene. W ashington.
1980.
19. Ambient
w ater quality criteria for
phtalate esters. W ashing­
ton. 1980.
20. В a n о J., H a m e e d T. Seasonal changes in cholesterol
content of the muscle, of the cat-fish C larias b atrach u s L .//ln d ia n
J. Exp. Biol. 1979. Vol. 17.
21. В e n d e г М. E., H u g g e 11 R. J., S 1 о n e H. D. U ptake of
polynuclear arom atic hydrocarbons by oysters (C rasso strea virginica)
tra n sp la n te d
to ind u strialized
estu a rin e
s y s te m //O c e a n s ’87.
Proc. O cean-Int. W orkplace. N. Y., 1987. Vol. 5.
22. E n g e l b r e c h t
F. М., M o r i F., A n d e r s o n
I. T.
Cholesterol determ inations in serum . A rapid direct m eth o d //S o u th
Afr. Med. J. 1974. N 48.
23. F i n g e r S., L i t t l e
E., H e n r y
М., F a i r c h i l d
R.,
Boyle
T. Com parison
of laboratory and
field
assesm ent of
fluorene.
P a rt
l:E ffects
of fluorene on the su rv iv al, grow th,
reproduction and behaviour of aquatic organism s
in laboratory
te s ts //V a lid a tio n
and
predictability
of la b o ra to ry
m eth o d s
for
assessing the fate and effects of contam ipapts in aguatic ecosystems.
Philadelphia. 1985.
24. F о I с h I., L e e s М., S t o n l e y A. A simple method for
isolation and purification of total lipides from anim al tis s u e s //
J. Biol. Chem. 1957. Vol. 226.
25. F г a n k A. P., L a n d r u m
P. F., B r i a n
J. Polycyclic
arom atic hydrocarbon rates of uptake, depuration and b iotransform a­
tion bu Lake M ichigan S tylodrilus heringianus / / Chemosphere. 1986.
Vol. 15, N 3.
26. H о s e J. E., H a n n a h J. B., D i J u 1 i о D., L a n d о 11 M. L.,
M i l l e r P. S., I w a о k a W. Т., F e l t o n S. P. Effects of benzo(a) —
pyrene on early development of flatfish //A rch . Environ. Contam .
and Toxicol. 1982. Vol. 11, N 1.
27. J a f r i A. K., S h r e n i K. D. V ariations in liver choleste­
142
rol of the carp C irrhina m yrigala during m a tu ra tio n //In d . J. Fish.
1974. Vol. 21.
28. К a t z Y., E c k s t e i n B. C hanges in steroid concentration
in blood
of fem ale Tilapia
a u re a
(Teleostei:C ichlidae)
d u rin g
initiation of spaw ning//E ndocrinology. 1974. Vol. 95.
29. К о r n S., M o l e s D. A., R i с e S. D. Effects of tem perature
on the median tolerance limit
of pink salm on and shrimp exposed
to toluene, naphtalene, and Cook Inlet crube o il//B u ll. Environ.
Contam . and Toxicol. 1979. Vol. 21.
30. L a u r e n
D. J., R i c e
S. Significance of active and
passive depuration in the clearance of naphthalene from the tissues
of H em igrapsus nudus (C ru sta c e a:D e c ap o d a )//M a r Biol. 1985. Vol.
88, N 2.
31. M a r e k
K., S l a c h w i a k
М., B l a l o w a
J. Effects of
sertain stress
situations and
of DES on acetylcholine tran sferase,
acetylcho linesterase
and
m onoam ineoxidase
a c tiv ities
in
v a rio u s
regions of brain of juvenile c a ra s
(C yprinus carpio L .)//A c ta
jchtyol. et piscator. 1979(1980).
32. M a у e r
F. L., E 1 1 e r s i e с к
M. R. M anual
of acute
toxicity: Interpretation and data base for 410 chemicals and 66
species of freshw ater anim als. W ashington, 1986.
33. M с L e e s e D. W., R a y S., В u r r i d g e L. E. Accumulation
of polynuclear arom atic hydrocarbons by
the clam Mya
a re n a r ia //
W astes Ocean. 1985. Vol. 6.
34. M о о r e I. W., R a m a m o u r t h y
S. O rganic chem icals in
n atu ral w aters. Applied m onitoring and im pact assesm ent. N. Y.;
Berlin; H eidelberg; Tokyo. 1984.
35. M о о r e
M. N.. F a r r a r
S. V. Effects of
polynuclear
arom atic hydrocarbons on lysosmal m em branes on m olluscs / /
M ar. Environ. Res. 1985. Vol. 17, N 2—4.
36. S a e t h r e L. J., F a 1 k-P e t e r s e n I. B., S y u d n e s s L. K.,
Lonning
S., N a l e y
A. M. Toxicity and chemical reactivity of
naphtalene and m ethylnap h talen es//A q at. Toxicol. 1984. Vol. 5.
37. S h r e n i K. D., J a f r i
A. K. Seasonal v ariations in the
total cholesterol content of the liver of cat fish H eteropneustes
fossilis (B lo ch .)//F ish , Technol. 1977. Vol. 14.
38. S o l b a k k e n J. E., S о 1 b e r g М., P a l m o r k K. N. A com pa­
rative study on the disposition of three arom atic hydrocarbons
in flounder (Platichthys fle su s)//F isk . Der. Skr. Ser. H avunders.
1983. Vol. 17.
39. W i d d о w s J., M о о r e S. L., C l a r k e K. R., D o n k i n P.
U rtake, tissue distribution and elimination of[1 — 14C]
naphtalene
in the mussel M ytilus e d u lis.//M a r. Biol. 1983. Vol. 76, N 2.
УДК 597.554.3— 11 (285.2) (47) 612.017(285.2) (47)
В. Р. М икряков, А. М. А н д реева ,
Т. Б. Л а п и р о ва , Н. И. С илкина
(Институт биологии внутренних вод им. И. Д . П апанина
А Н ССС Р)
РЕАКЦИЯ ИММУННОЙ СИСТЕМЫ РЫБ
ШЕКСНИНСКОГО ПЛЕСА ПОСЛЕ АВАРИИ
НА ПРОМЫШ ЛЕННЫХ ПРЕДПРИЯТИЯХ
г. ЧЕРЕПОВЦА
Анализируются данные исследования реакции иммун­
ной системы рыб по бактерицидным свойствам сыворотки
крови, индексу и состоянию иммунокомпетентных органов
(селезенки, почек, печени), содержание в сыворотке крови
фенол- и нафталинсвязывающих антител. Показано, что
степень реагирования иммунной системы определяется
временем взятия пробы и местом вылова рыб.
И з немногочисленных раб от известно, что рыбы, оби­
таю щ ие в зоне поступления промышленных и ком м уналь­
ных сточных вод, реагирую т изменением различны х ф унк­
ций, в том числе иммунологических [2]. В частности, у
рыб, выловленных из интенсивно загрязненны х отходами
промышленных предприятий районов, появляю тся бактериоагглю тинины [3 ], язвенны е болезни неизвестной этио­
логии и злокачественны е новообразования [2].
Целью наш их исследований было установление р еа к ­
ции иммунной системы рыб в ответ на аварийное поступ­
ление отходов промышленных предприятий г. Ч ереповца
в Рыбинское водохранилищ е и на выявление содерж ания
некоторых токсических вещ еств (ф енола, мы ш ьяка, свин­
ц а) в иммунокомпетентных органах рыб.
Р еакцию иммунной системы изучали по данным ан ал и ­
з а функциональных показателей гуморального иммуните­
та, состоянию иммунокомпетентных органов и содерж анию
в них ф енола, мы ш ьяка, свинца. Состояние гуморального
иммунитета оценивали по бактерицидным свойствам сы во­
ротки крови и содерж анию фенол- и н аф тали н связы ваю ­
щих антител. Бактериостатические свойства сыворотки
крови (БА С К ) вы являли по методу, описанному О. В. С м ир­
новой и Т. Д . Кузьминой [1]. В качестве тест-бактерий
использовали бактерии A erom onas hydrophila (ш тамм 71).
144
Рис. 1. Патологические изменения печени леща
а — г и с т о л и з ( р а с п л а в л е н и е ) п еч е н о ч н ы х к л е т о к эк с с у д а т о м (у д. К о п р и н о ,
л е т о 1988 г., 1 0 % -н ы й н е й тр ал ь н ы й ф о р м а л и н , М а л л о р и , 7 X 4 0 ) , б — а б с ц е с с
(о с е н ь 1988 г., Б у э н -д и о к с а н , г е м а т о к с и л и н с эо зи н о м , 7 X 4 0 ) , в - - к р о в о ­
и зл и я н и я в п ечен и (ст . Л ю б е ц , в е с н а 1987 г., Б у э н -д и о к с а н , ге м ато к с и л и н
Г арри са, 7 X 4 0 ).
Рис. 2. Гистологическое строение селезенки леща.
а — гр а н у л ы л и п о ф у с ц и н а (с т . Л ю б е ц , л е т о 1987 г., 1 0 % -н ы й н е й т р ал ь н ы й
ф о р м а л и н , г е м а т о к с и л и н с п р и м е н е н и ем х р о м о в ы х к в а с ц о в , 7 X 4 0 ) ,
б — гра н у л ы с в и н ц а (у д . Т о р о в о , в е с н а 1988 г., 1 0 % -н ы й н е й тр ал ь н ы й
ф о р м а л и н , ге м ат о к с и л и н по М о л л о р и , 7 X 4 0 ) ; в — л о к а л и з а ц и я гр а н у л
ф е н о л а , г — п р о с л о й к а с о е д и н и те л ь н о й т к а н и (ст . Л ю б е ц , о с е н ь 1988 г.,
10 % -н ы й н е й тр ал ь н ы й ф о р м а л и н , р е а к ц и я с о с в е ж е д и а з о т и р о в а н н ы м
саф р ан и н о м , 7 X 4 0 ).
На гистологических п реп аратах исследовали состояние им­
мунокомпетентных органов и содерж ание в них фенола,
мы ш ьяка, свинца, а по индексу туловищ ной почки, селе­
зенки и печени судили об относительной емкости этих о р га­
нов. С одерж ание фенол- и наф талинсвязы ваю щ их антител
146
Рис. 3. Г истологические изменения почек леща
(лето 1988 г.)
а — гр а н у л ы л и п о ф у с ц и н а , б — п р о с л о й к а с о е д и н и т е л ь н о й т к а н и (у д . Т ор о в о , 1 0 % -н ы й н е й т р а л ь н ы й ф о р м а л и н , с м е с ь п и кр и н о в о й к и сл о ты и м е т и ­
л о в о г о си н его по Л и л л и , 7 X 4 0 ) , в — п о л о с т ь к л у б о ч к о в о й к а п с у л ы ,
с о д е р ж а щ а я э к с с у д а т (у д. Т о р о в о , 1 0 % -н ы й н е й т р а л ь н ы й ф о р м а л и н ,
М а л л о р и ) , г — в п а р е н х и м е почки л а к у н ы с отечн о й ж и д к о с т ь ю ( у д . К оп ри но, Б у э н -д и о к с а н , ге м а т о к с и л и н Г а р р и с а , 7 X 4 0 ) .
в сыворотке крови вы являли с целью установления воз­
мож ного контакта рыб с указанны ми токсикантами в пе­
147
риод аварийного сброса сточных вод промышленных пред­
приятий г. Ч ереповца. Антитела к фенолу и нафталину
осаж д ал и в реакциях агглю тинации и пассивной гемагглютинации. В качестве агглю тиногена использовали конъю­
гированны е фенолом и наф талином корпускулярные анти­
гены (бактерии и эритроциты б а р а н а ).
М атериал собирали весной, летом и осенью 1987— 1988 гг.
большим донным тралом на 5 стандартны х станциях:
у д. К абачино (вы ш е г. Ч ереп овц а), у д. Торово (недалеко
от городских очистных сооруж ен ий ), на ст. Л ю бец и у
д. М якса (на 20 и 45 км соответственно ниж е места поступ­
ления сточных вод) и в Волжском плесе (в 150 км от
г. Ч ер еп о вц а). Всего обследовали 406 экз. лещ а, 34 экз.
плотвы, 46 экз. синца, 10 экз. щуки, 16 экз. судака и 10 экз.
чехони. И ммуносерологическому ан ал и зу подвергали в ос­
новном сыворотки крови 5— 10-летнего лещ а, а гистоло­
гическому — печень, почку и селезенку л ещ а, синца, плот­
вы, судака, щуки и чехони. Полученные м атериалы стати с­
тически обрабаты вали на ЭВМ системы «M ERA — САМАК
125SM /4A ».
П осле .авари йн ого поступления отходов промышленных
предприятий г. Ч ереповца в водохранилищ е в иммунной
системе рыб произош ли сущ ественные изменения. Их х а ­
рактер определяется временем взяти я пробы и местом вы­
л о ва рыб.
В селезенке, почках и печени л ещ а, синца и плотвы,
выловленных весной 1987 г. у д. Торово и на ст. Лю бец,
выявлены очаговые кровоизлияния, разруш ения тканей и
клеток (рис. 1:—3 ). О дновременно в ткан ях этих органов
в больш ом количестве обнаруж ены гранулы липофусцина,
свидетельствую щ ие об усилении процессов старения и
хроническом течении воспалительны х процессов. Гистоло­
гические препараты л ещ а, плотвы и синца, полученные
летом 1987 г., отличались от весенних отсутствием очагов
некроза и воспаления. В гранулах липофусцина селезенки,
печени и почек установлено присутствие фенола, свинца и
мы ш ьяка (табл. 1).
Рыбы, выловленные весной, отличались от летних отсут­
ствием свинца и фенола в печени, м ы ш ьяка и фенола в
почках. В селезенке эти вещ ества присутствовали посто­
янно (табл. 1). Это свидетельствует о том, что токсиче­
ские вещ ества, поступившие в организм рыб, за д е р ж и в а ­
ются в тканях селезенки на неизвестно долгий срок, тогда
как из печени и почек они, видимо, элиминируются. В 1988 г.
148
Та б л и ц а 1
: Наличие мышьяка, свинца и фенола в тканях леща, синца и плотвы
Т оксич еское
вещ ество
Мышьяк
Свинец
н
П о ч ки
П е ч ен ь
лещ а
синца
лещ а
п л о тв ы
синца
С елезен ка
п лотвы
лещ а
сннца
п л о тв ы
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
—
—
—
+
+
+
+
■'
+
+
+
---+
+
—
■1-
+
--—
+
—
+ —.
—
--+
—
+
—
+
—
—
-
-
+
+
+
-+I'—
+
+
+
+
—
-
+
+
+
+
+
+
+
+
1
П р и м е ч а н и е . Н ад чертой — весна, под чертой — лето.
Й почках и селезенке рыб, отобранных у д. Торово, на
в*. Л ю бец, у д. К абачино и в В олж ском плесе, отмечалось
зам ещ ение паренхимы соединительной тканью , разрастан и е
Которой происходило, в основном, вокруг липофусциновых
Гранул (рис. 2, 3 ). Одновременно в селезенке л ещ а из района
д. Торово и ст. Л ю бец обнаруж или следы свинца и фенола.
Сущ ественны х патологических изменений, за исключением
Лакун с отечной ж идкостью (рис. 1), в печени особей из р ай о ­
на д. Торово и В олж ского плеса не выявлено. Состояние гепатоцидов рыб и их разм еры были одинаковыми на всех
(станциях. К концу 1988 г. рыбы Ш екснинского плеса (р а й ­
он поступления отходов промышленных предприятий) отли-'
чались от рыб, выловленных выше г. Ч ереповца и в
В олж ском плесе, более низкими индексами внутренних ор­
ганов (рис. 4 ), что свидетельствует об их атрофии, в ы зв ан ­
ной явлениями цирроза, обусловленного интоксикацией.
Д ан ны е исследований функционального состояния неСпецифических ф акторов гуморального иммунитета по
БА С К у не позволили вы явить определенной законом ерно­
сти в характере изменчивости исследуемого п оказателя у
рыб, выловленных из разны х мест Рыбинского водохрани­
л ищ а (табл. 2 ). Если в 1987 г. низкие показатели БА СК
выявлены весной только у лещ а из районов д. Торово и
Д. .К абачи но, летом — д. К абачино, д. Торово, ст. Л ю бец
и В олж ского плеса, осенью — В олж ского плеса, то в 1988 г.
весной низкий уровень БА С К наблю дался у особей В ол ж ­
ского плеса, станций Торово и К абачино, летом — Торово,
осенью — ст. Л ю бец и В олж ского плеса.
149
%
25
2.0
i.S
i.ii
0.50.4Q3-
ол-
Н езависим о от времени
в зяти я пробы бактериостатические свойства сы ­
воротки крови л ещ а из
района
д.
М якса
в
1988 г. имели близкие зн а ­
чения, что, вероятно, обус­
ловлено физиологической
и иммунологической одно­
родностью
исследуемых
рыб. В то ж е врем я лещи,
выловленные
в
1987—
1988 гг. (за исключением
осенних выборок) вблизи
г. Ч ереповца, особенно у
д. Торово, отличались бо­
лее низкими величинами
БАСК и высокой долей
содержания иммунодефицитных особей (табл. 2).
Большое число иммунодефицитных особей при
низком уровне БАСК в
Волжском плесе осенью
1987 г. и весной 1988 г.
и на станциях К абачино
и Л ю бец весной и осенью
1988 г.
соответственно
свидетельствует либо об
имевших место миграциях
скоплений рыб из районов
загрязнени я, либо о р ас­
пространении
отходов
Рис. 4. Индексы печени (а ), селезенки
(б) и почек (в) лещ а с разных
промышленных предприя­
станций, %.
тий после аварии за преде­
1 — д. К а б а ч и н о , 2 — д. Т о р о в о , 3 — ст. Л ю б е ц ,
лы Ш екснинского плеса
4 — д . М я к с а , 5 — В о л ж с к и й п лес.
П о оси а б с ц и с с — м есяц ы .
при ветровом перемеш и­
вании водных масс. Это
подтверж датся
гистологическими
исследован и ям и
со ­
стояния иммунокомпетентных органов и анализом содер­
ж ан и я неполных антител к фенолу и наф талину (рис. 5, 6 ).
В сы воротке крови лещ а присутствовали фенол- и наф талинсвязы ваю щ ие антитела, что указы вает на контакт рыб с
некоторыми соединениями токсических вещ еств. В 1987 г.
максимальные титры антител в больш инстве случаев обна150
Таблица
2
Антимикробные свойства сыворотки крови леща
Л ето
Весна
М есто
отбора
п роб
У. д. К аб а­
чино
У д. Торово
Ст.
Любец
У. д. Мякса
Волжский
плесс
Ч и сл о
ры б, эк з.
БАСК, %
8
1 1 .9 + 5 .3
имд,
ИМ Р,
Число
%
%
рыб, экэ.
37
63
10
БАСК, %
1 8 .3 + 4 .7
О сен ь
имд,
Г ИМ Р,
Ч и сл о
%
%
рыб, экз.
20
80
14
БАСК, %
имд,
И М Р,
%
%
2 9 .5 ± 3 .7
14
86
82
82
10
13
17.0-1-3.1
18.1 ± 7.4
90
46
10
54
10
10
3 6 .0 + 0 .0
1 1 .0 + 5 .9
10
60
90
40
10
11
2 1 .0 + 3 .0
3 7 .9 ± 7 .9
18
18
10
10
8 .8 + 4 .8
3 2 .8 + 4 .7
50
10
50
90
10
14
1 3 .1 ± 4 .0
2 0 .2 ± 4 .1
70
30
86
10
15
2 3 .0 ± 5 .9
2 6 .3 ± 2 .9
20
0
80
100
14
10
6 9 .4 + 1 5 .2
0
100
—
—
—
—
—
—
—
—
—
—
—
—
Го
15
5 .6 + 3 .3
2 8 .9 + 2 .3
70
0
30
100
10
2 4 .7 ± 9 .2
20
80
10
15
4 3 .5 ± 7 .2
0
100
13
3 0 .9 + 7 .0
1 9 .4 ± 6 .0
20
23
80
77
10
15
2 5 .4 + 3 .4
6 .6 ± 1 .6
10
47
90
53
10
0
100
0
10
6 0 .4 + 1 2 .3
10
90
10
1 7 .0 + 5 .8
20
80
П р и м е ч а н и е . Над чертой — 1987 г., под чертой — 1988 г. НМ Д — иммунодефицитные особи, ИМР — иммунореактивные особи.
Рис. 5. Содержание антител к фенолу в сы­
воротках крови с разных станций.
П о оси о р д и н а т — у р о в е н ь а н т и т е л , ти тр ы р а з в е д е н и я .
О с т а л ь н ы е о б о зн а ч е н и я те ж е , ч т о и н а р и с . 4.
ружены у рыб со ст. Л ю бец. М еньшие титры наблю дались у
особей в районах д. Торово и д. М якса, а в 1988 г. — д. То­
рово, ст. Л ю бец, д. М якса, д. К абачино, т. е. в районах воз­
мож ного распространения отходов предприятий Ч ереповец­
кого промышленного узла. Следует отметить, что в 1987 г.
антитела к обоим токсикантам в сы воротках крови рыб име­
ли более высокие титры, чем в 1988 г. Рыбы отличались не
только титрами антител, но и числом рефрактерны х особей,
152
Рис. 6. Содержание антител к нафталину в сыворотках крови
леща с разных станций.
О б о з н а ч е н и я те ж е , ч то и н а ри с. 4 , 5.
в сывортке которых фенол- и н аф талинсвязы ваю щ ие анти­
тел а отсутствовали (табл. 3 ). Причем таких особей в 1988 г.
было больш е к а к в районах выше г. Ч ереповца, так и
вблизи него. Р азл и чи е в уровне сод ерж ан и я антител за
период наблю дений, видимо, свидетельствует либо об их
разруш ении, либо о прекращ ении контакта рыб с соедине­
ниями фенола и наф тали н а. Последнее, вероятно, обуслов153
Таблица
3
Содержание рефрактерных особей среди леща, %
М е с т о о тб о р а
проб
Волжский плес
У д. Мякса
В есна
1987 г.
—
_
—
—
Л ето
1988 г.
1987 г.
О сень
1988 г.
1987 г.
1988 г.
0
0
60
—
60
40
90
92
50
40
49
0
100
40
—
10
14
0
—
7
0
0
30
50
—
У. д. Любец
0
0
—
У. д. Торово
п
50
0
0
70
У. д. Кабачино
90
20
20
40
50
10
0
0
—
70
20
0
90
0
0
0
20
0
30
40
20
40
20
П р и м е ч а н и е . Н ад чертой — антитела к фенолу, под чертой — то же к
нафталину.
лено отсутствием поступления фенола, н аф талина или их
соединений в водоем, либо гибелью п ораж ен и ях рыб.
Таким образом , аварийны й сброс отходов промы ш лен­
ных предприятий зимой 1987 г. оказал сущ ественное влияние
на иммунную систему рыб. Рыбы, обитаю щ ие в районе по­
ступления сточных вод и за его пределами, отреагировали
снижением ф ункционального состояния неспецифических
ф акторов иммунитета, синтезом неполных антител к фенолу
и наф талину, интенсификацией процессов образован ия пиг­
ментов истощения или гранул липофусцина в иммуноком­
петентных органах, явлениями цирроза и скоплением в липофусциновых гранулах токсических соединений, в частности,
фенола, свинца и мы ш ьяка. Н аличие токсических вещ еств в
иммунокомпетентных органа-х, признаки цирроза печени,
снижение индекса внутренних органов (почки, селезенки)
рыб следует считать неблагоприятными для сохранения
индивидуальной целостности организма и поддерж ания
устойчивости рыб к инфекционным и инвазионным болезням.
В будущ ем, вероятно, в популяциях появятся эпизоотии, что
приведет к сокращ ению продолж ительности жизни рыб и
сдвигу в динамике численности.
154
Л ИТЕРАТУРА
1. С м и р н о в а О. В., К у з ь м и н а Т. Д . Определение бактери­
цидной активности сыворотки методом фотонефелометрии//Ж урн. микробиол., эпидемиол. и иммунол. 1966. № 4.
’
2. L е е m а n
М.G.,
В г i n d е у W. A. Effect of toxic agents upon
fish immune system s: a rev iev //lm m u no l. considerations in Toxico­
logy. 1981. Vol. 4.
3.
S t о 1 e n J. S., K a s p e r
V., C a h n
Т., L i p с o n V.,
N a g l e J. J., A d a m s W. N. The immune response of fishes exposed
by injection or bath to bacterial isolates from sludge and in situ
'exposure to sludge//B iotechnology M arch. 1983. Vol. 3.
155
СОД ЕРЖАН И Е
Ф л е р о в Б. А. Экологическая обстановка на Рыбинском
водохранилище в результате аварии на очистных сооружениях
г. Череповца в 1987 г....................................................................................
Е р ш о в Ю. В. Оценка загрязненности воды и грунтов
Шекснинского плеса Рыбинского водохранилища битумоидами и
н е ф т е п р о д у к т а м и .......................................................................................
Ч а л о в а И. В. Изучение токсичности вод Рыбинского
водохранилища с помощью семисуточного теста на Ceriodaphnia
a f f i n i s ............................................................................... ............................
1
Р о м а н е н к о В. И.. З а х а р о в а Л. И.. 1Р о м а н е нк о В. А., Г а в р и л о в а В. А., С о к о л о в а Е. А. Оценка
качества воды по микробиологическим показателям в Рыбинском
водохранилище у г. Ч е р е п о в ц а ............................................................
Р и в ь е р И. К. Влияние стоков г. Череповца на зоопланк­
тон Шекснинского п л е с а ............................................................................
С к а л ь с к а я И. А. Стрессовые состояния зооперифито­
на Рыбинского в о д о х р а н и л и щ а ............................................................
Г а г а р и н В. Г. Мейобентос Шекснинского плеса Рыбин­
ского в о д о х р а н и л и щ а ............................................................................
Бисеров
В.
И.,
Гапеева
М.
В.,
Цельмов и ч О. Л. , Ш и р о к о в а М. А. Ртуть в донных отложениях и
макрозообентосе Рыбинского в о д о х р ан и л и щ а.................................
М и к р я к о в а Т. Ф. Роль прибрежно-водной раститель­
ности в очистке сточных в о д ..................................................................
М а л и н и н Л. К., С т р е л ь н и к о в А. С. Состояние
ихтиофауны Шекснинского плеса Рыбинского водохранилища
в 1987— 1988 гг. в связи с его загр язн ен и ем ......................................
В о л о д и н В. М. Состояние воспроизводительной систе­
мы и плодовитость рыб в Северо-Шекснинском плесе Рыбинского
в о д о х р а н и л и щ а .........................................................................................
К о з л о в с к а я В. И., П а в л о в Д. Ф., Ч у й к о Г. М.,
Х а л ь к о В. В., В и н н и к о в Ю. Я., А н о х и н С. В.
Влияние загрязняющих веществ на состояние рыбы в Шекснин­
ском плесе Рыбинского в о д о х р ан и л и щ а............................................
М и к р я к о в В. Р., А н д р е е в а А. М., Л а п и р ов а Т. Б., С и л к и н а Н. И. Реакция иммунной системы рыб
Шекснинского плеса после аварии на промышленных предприя­
тиях г. Ч е р е п о в ц а .......................................................................................
156