ЗАГРЯЗНЕНИЕ
ЗАЛИВА ПЕТРА ВЕЛИКОГО И ЕГО БИОЛОГИЧЕСКИЕ ПОСЛЕДСТВИЯ
Зал. Петра Великого,
крупнейший из заливов в северо-западной части Японского моря, - уникальное
явление природы, один из богатейших районов дальневосточных морей по обилию
и разнообразию населяющих его животных и растений (Животные и растения
... , 1976). Сохранение биоразнообразия - одна из основных задач Дальневосточного
морского заповедника, организованного на акватории залива. Однако развитие
хозяйственной деятельности на побережье и акватории залива в течение последних
20-30 лет вызвало ухудшение экологической ситуации в отдельных его районах,
связанное главным образом с поступлением загрязнения от береговых источников
(Огородникова и др., 1997). Береговая зона залива, занимая около 12% территории
Приморского края, является наиболее освоенной его частью. Здесь расположена
большая часть населенных пунктов, железные дороги, морские порты Владивосток
и Находка, предприятия горнодобывающей, судоремонтной, рыбообрабатывающей,
энергетической, строительной, пищевой и легкой промышленности, развито
сельское хозяйство. В прибрежные воды залива поступают сточные воды, содержащие
многокомпонентные смеси загрязняющих веществ минерального и органического
происхождения. Загрязняющие вещества распространяются в морской воде не
только в растворенной форме.
Нефтеуглеводороды
(НУ), синтетические поверхностно активные вещества (СПАВ) могут в виде
тонкой пленки покрывать большие акватории. Многие органические соединения
(НУ, пестициды) и тяжелые металлы (ТМ) присутствуют в воде или в донных
отложениях в близи источника загрязнения в виде эмульгированных и тонких
взвешенных форм.
По экспертным
оценкам (Огородникова и др., 1997), наибольшую антропогенную нагрузку испытывают
акватории залива, прилегающие к г. Владивостку - Амурский залив и б. Золотой
Рог, а также зал. Находка (Табл.1)
Таким образом,
объем ежегодного поступления сточных вод в б. Золотой Рог, зал. Находка
и Амурский залив составляет около 2.6%, 0.0017% и 0.0006% от объемов их
водных масс, соответственно. Другие акватории зал. Петра Великого подвержены
загрязнению в гораздо меньшей степени.
В 70-х - 90-х годах содержание загрязняющих
веществ в разных компонентах морской среды, процессы поступления, переноса,
аккумуляции и трансформации основных, наиболее опасных для морских экосистем
и человека токсикантов, а также биологические последствия загрязнения изучали
сотрудники ряда научно-исследовательских и образовательных учреждений г.
Владивостока - ДВНИИГМИ, ДВО РАН, ТИНРО, ДВГУ. Краткое обобщение результатов
этих исследований приведено ниже.
Загрязнение
Амурский залив,
б. Золотой Рог и прол. Босфор Восточный.
Амурский залив
и его водосборный бассейн - один из уникальнейших районов России (Долговременная
программа …,1992). Здесь расположен природный комплекс чернопихтово-широколиственных
лесов, в северо-восточной части бассейна - остатки уссурийских широколиственно-кедровых
лесов, на северо-западе - дубовые леса с редколесьями. В залив на севере
впадает крупнейшая в южном Приморье р. Раздольная. Практически во все реки
его западного побережья заходят на нерест тихоокеанские лососи, а на реках
Рязановка и Барабашевка имеются рыборазводные заводы по воспроизводству
приморской кеты. На юго-западе в прибрежных водах расположены крупнейшие
естественные скопления промысловой водоросли анфельция. В северо-восточной
части залива в зал. Угловом эксплуатируется в лечебных целях уникальное
месторождение морских иловых сульфидных грязей. В пределах бассейна расположены
особо охраняемые территории - заповедник “Кедровая падь” и большая часть
“Уссурийского заповедника”.
Вместе с тем
бассейн Амурского залива относится к наиболее освоенным в крае. Здесь расположены
большие города - Владивосток (население более 500 тыс. человек) и Уссурийск,
одна из наиболее крупных на Дальнем Востоке курортных зон. В бассейнах
рек, впадающих в залив, имеются горнодобывающие предприятия, разрабатывающие
различные виды полезных ископаемых. В долине р. Раздольной развито сельское
хозяйство. Развитие хозяйственной деятельности в период с 60-х по 90-е
годы не сопровождалось строительством достаточно мощных и эффективных очистных
сооружений, что привело в результате к использованию вод залива в качестве
приемника неочищенных стоков. Основные источники загрязнения залива (Долговременная
программа …,1992):
неочищенные промышленные и бытовые сбросы
г. Владивостока и его пригородов;
нефтепродукты от судов на рейдовых стоянках;
сельскохозяйственные сбросы и неочищенные
стоки г. Уссурийска, поступающие а залив с водами р. Раздольной;
поступление загрязняющих веществ с атмосферными
осадками и ливневыми стоками.
Крупнейший в Приморье
морской порт в б. Золотой Рог также оказывает влияние на загрязнение залива.
Извлеченный в ходе дноуглубительных работ грунт сбрасывали в районе м.
Токаревского (дампинг), что усилило загрязнение юго-восточной части залива
ТМ и НУ (Аникеев, 1987; Tkalin et al., 1993).
По официальным
данным (Долговременная программа …,1992), в залив ежегодно поступает более
120000 тыс. м3 сточных вод, в том числе около 118000 тыс. м3 сточных вод
промышленных предприятий, 118 тыс. м3 стоков портов и 3127 тыс. м3 сельскохозяйственных
сточных вод. Почти 78000 тыс. м3 сбросов поступает без очистки и более
26000 тыс. м3 - после недостаточной очистки. На долю Владивостока в 1990
г. пришлось 446 тыс. м3 сточных вод, из них 18% без какой-либо очистки
(Tkalin et al., 1993). По экспертным оценкам, вместе со сточными водами
в Амурский залив поступает около 104600 т органических веществ, 110050
т взвешенных частиц, 1540 т жиров, 880 т нефтепродуктов, 980 т детергентов,
4.5 т фенолов, 1.2 т пестицидов.
Благодаря небольшим глубинам и интенсивному
перемешиванию вод, органические загрязняющие вещества в толще вод распределены
относительно равномерно; влияние локальных источников загрязнения проявляется
только на станциях вблизи источников (Аникеев и др., 1987). В таблице суммированы
данные о средних концентрациях основных органических загрязнителей в толще
вод залива за несколько лет (Табл.2) Несмотря на то,
что средние концентрации НУ и СПАВ в толще вод залива не превышают принятых
в России предельно допустимых концентраций (ПДК) - 50 и 100 мкг/л, соответственно,
- в прибрежной зоне залива содержание этих веществ часто превышает ПДК,
а в б. Золотой Рог концентрация СПАВ достигает 150-250 мкг/л (Tkalin et
al., 1993). Часть акватории залива и особенно б. Золотой Рог практически
постоянно покрыта нефтяной пленкой, толщина которой у берегов может достигать
100 мкм: здесь даже средняя за год концентрация углеводородов (67 мкг/л)
выше ПДК. Средние концентрации пестицидов (ДДТ и ДДД) в воде бухты также
выше, чем в воде Амурского залива (4.2 и1.9 нг/л против 1.6 и 0.7 нг/л,
соответственно).
Анализ содержания
ТМ в поверхностных водах залива выявил значительную неоднородность распределения
различных элементов (коэффициент вариации - 30%), что обусловлено большим
количеством мощных источников этого вида загрязнения (Долговременная программа
…, 1992). Данные о средних концентрациях металлов в растворенной и взвешенной
формах, полученные разными исследователями, несколько различаются (Табл.3).
Эти различия
обусловлены, видимо, главным образом, местом и временем взятия проб, поскольку
содержание растворенных металлов в воде залива подвержено сезонной изменчивости
и контролируется стоком р. Раздольная (Fe, Mn, Zn, Cu, Ni), антропогенным
стоком с южной части п-ова Муравьева-Амурского (Zn, Ni, Cd) и поступлением
из донных осадков (Mn, Fe) (Христофорова и др., 1994). Содержание взвешенных
форм микроэлементов еще сильнее варьирует в течение года (коэффициент вариации
составляет 77-150%) и, вероятно, контролируется соотношением массы терригенного
и техногенного металлсодержащего материала и масштаба синтеза биогенной
взвеси. Тем не менее, сравнение концентраций растворенных металлов (Cd,
Cu, Pb, Ni) в прибрежных водах возле г. Владивостока с аналогичными данными
для прибрежных акваторий Китая, Кореи, Японии позволило сделать вывод,
что уровень загрязнения наших вод соответствует таковому в промышленно
развитых районах Северо-западной части Тихого океана (Tkalin et al., 1993).
Современные донные
осадки прибрежной зоны являются конечным этапом миграции загрязняющих веществ,
поступающих с прилегающей суши и из атмосферы. Содержание химических веществ
в донных отложениях, поровых водах и придонном слое воды намного выше,
чем в водной толще, поэтому исследование химического состава верхнего (2-5
см) слоя донных отложений и/или поровых вод позволяет судить о степени
и характере антропогенного воздействия на прибрежные акватории.
Исследования Христофоровой с соавторами (1994) показали, что наиболее загрязнены
тяжелыми металлами донные осадки юго-восточной части Амурского залива (от
м. Токаревского до м. Фирсова). Кроме того, повышенные концентрации Zn
и Ni обнаружены также в донных осадках в районе ст. Санаторная (Табл.4).
Данные биомониторинга
с использованием традиционных организмов-биоиндикаторов, способных накапливать
металлы (бурые водоросли, двустворчатые моллюски), также свидетельствуют
о высоком уровне загрязнения морской среды залива ТМ, особенно в прибрежных
водах г. Владивостока (Христофорова, 1989; Христофорова и др., 1994; Shulkin,
Kavun, 1995). Так, средние концентрации ТМ в мягких тканях тихоокеанской
мидии (мкг/г сух. массы) зависят от места обитания (по: Христофорова и
др., 1994) (Табл.5).
По концентрациям
ТМ в тканях мидий выделяется ст. Санаторная в пределах Амурского залива,
б. Алексеева в пределах “прибрежных поверхностных вод” (к ним относятся
большая часть Уссурийского залива, прибрежные районы западной части зал.
Петра Великого, включая окрестности островов, а также заливы Восток и Америка),
о-в Большой Пелис в пределах “открытых” вод (окрестности островов западной
части зал. Петра Великого, внешние части заливов Посьета, Уссурийского
и Амурского).
Кроме городских
промышленных стоков, существенное влияние на загрязнение акватории залива
ТМ и некоторыми органическими веществами оказал дампинг. Несмотря на то,
что сброс грунтов был прекращен в 1985 г., спустя 5 лет донные осадки в
районе дампинга содержали в 3-6 раз более высокие концентрации загрязняющих
веществ, чем в среднем по заливу (Tkalin et al., 1993). Средние концентрации
загрязняющих веществ (кроме фенолов) в донных осадках б. Золотой Рог значительно
выше, чем в осадках Амурского залива (по: Tkalin et al., 1993) (Табл.6).
Среди загрязняющих
морскую среду химических веществ особого внимания заслуживают полициклические
ароматические углеводороды (ПАУ) и полихлорированные углеводороды (ПХУ),
многие представители которых являются канцерогенами и/или мутагенами, а
также радионуклиды. Максимальное содержание бензо(?)пирена (представитель
ПАУ) обнаружено в осадках ( -150 нг/г) и в макрофитах (-1200 мкг/г сух.
массы), собранных вблизи устья р. Раздольной (Аникеев и др., 1987). По
мере удаления от устья реки содержание бензо(?)пирена в осадках уменьшалось
и варьировало от 5.4 до 96.6 нг/г, а в воде - от 0.1 до 0.7 нг/л. Повышенные
концентрации бензо(?)пирена найдены также в осадках вблизи устья Второй
Речки и в районе дампинга. Содержание ПХУ в донных осадках залива варьировало
от 4.4 до 14.8 нг/г и максимальные их концентрации обнаружены в северной
части залива, что указывает на роль стока р. Раздольной в загрязнении залива
этими веществами (Tkalin, 1996). В осадках б. Золотой Рог и прол. Босфор
Восточный ПХУ содержатся в количестве от 0.8 до 22.7 нг/г.
Исследование
распределения искусственных радионуклидов 137Cs и 60Co
в воде и донных осадках зал. Петра Великого, проведенное в 1994 г., показало,
что на долю этих изотопов приходилось не более 0.05-0.1% естественной радиоактивности
воды (Tkalin et al., 1996 а). Слегка повышенные концентрации 137Cs найдены
в осадках северной части Амурского залива и возле б. Большой Камень (до
11 Бк/кг), тогда как в осадках других районов Амурского залива, Уссурийского
залива, заливов Стрелок и Находка содержание этого изотопа не превышало
4-6 Бк/кг, а в открытой части зал. Петра Великого оно было ниже 1.5 Бк/кг.
Все эти величины гораздо ниже ПДК (150 Бк/кг).
Из тяжелых металлов особого внимания
заслуживает ртуть - наиболее токсичный для морских организмов металл. Со
сточными водами и осадками Hg поступает в морскую среду в основном в виде
неорганических соединений, которые адсорбируются на взвеси и поступают
в донные отложения. В результате трансформации и десорбции Hg вновь может
переходить в придонную воду. Биологическая деятельность микроорганизмов
способствует образованию органических форм Hg - метилртути и диметилртути,
во много раз более токсичных, чем неорганическая ртуть. Исследование содержания
Hg в экосистеме Амурского залива и б. Золотой Рог (Поляков и др., 1991)
в 1986 г. показали, что содержание растворенной Hg в воде составляло
от нескольких единиц до десятков нг/л. Аномально высокое содержание Hg
обнаружено в поверхностной воде вблизи Второй Речки (680 нг/л) и в придонной
воде вблизи устья р. Раздольной (100 нг/л). Данные по распределению Hg
в донных осадках более показательны. Содержание Hg в 5-см слое осадков
превышало фоновый уровень (около 0.1 мкг Hg /г сух. массы): в Амурском
заливе - в 4.7 раза в районе Второй Речки, в 5.4 - в районе Спортивной
Гавани, в 4.4 - в районе дампинга; в б. Золотой Рог и прилегающих акваториях
- в 24 раза в кутовой части бухты, в 40 - в районе морского вокзала,
в 22 - в пр. Босфор Восточный, в 27 - в районе м. Токаревского. Эти концентрации
гораздо ниже найденных в сильно загрязненных ртутью районах Мирового океана,
таких как зал. Минамата (Япония) или р. Рушикулия (Индия), однако сравнимы
с уровнем ртутного загрязнения Рижского залива и западной части Средиземного
моря (Поляков и др., 1991).
Аномальная зона
с концентрациями Hg в воде до 237 нг/л и в осадках до 529 нг/г сырой
массы, что превышает фоновые концентрации металла в 5 и 10 раз соответственно,
выявлена у северо-восточного берега б. Алексеева (Лучшева, 1995).
Источником загрязнения бухты ртутью являются прибрежные родниковые воды.
Таким образом, результаты физико-химических
исследований, проведенных в 80-х - начале 90-х годов, свидетельствуют о
сильном загрязнении б. Золотой Рог и прибрежных вод Амурского залива
тяжелыми металлами и органическими соединениями. По степени загрязнения
авторы “Долговременной программы…” (1992) разделили всю эту акваторию на
4 зоны: сильно загрязненную, умеренно загрязненную, слабо загрязненную
и условно фоновую. Зона сильного загрязнения включает б. Золотой Рог, район,
прилегающий к устьям Первой и Второй Речек, зал. Угловой и устьевую часть
р. Раздольной. Кроме того, выделяется аномальная по ряду металлов (Pb,
Zn, Cu) и содержанию НУ зона в районе дампинга. Зона умеренного загрязнения
охватывает практически всю прибрежную акваторию северной части залива.
Слабо загрязненная зона включает значительную часть мелководной акватории
между п-овом Песчаный и пос. Славянка. Для этой зоны характерен хороший
водообмен с открытыми водами залива, основной вид загрязнения - НУ, поступающие
с судов. Условно фоновым можно считать акваторию южнее о-ва Русский и глубоководную
часть залива южнее Славянского залива. Однако последний вывод не совсем
верен: более детальные биогеохимические и биологические исследования экосистемы
б. Алексеева (о-в Попова) выявили существенное ухудшение экологической
ситуации в бухте, вызванное несколькими факторами: длительным использованием
акватории бухты для промышленного культивирования приморского гребешка,
влиянием загрязненных вод Амурского залива на гидрохимический режим бухты
и загрязнением среды ТМ, в том числе ртутью (Христофорова и др., 1994;
Ващенко и др., 1998).
Залив Находка. На побережье зал.
Находка расположен крупнейший по грузообороту морской порт Дальнего Востока.
В вершину залива впадает р. Партизанская - вторая (после р. Раздольной)
по объему стока река в южном Приморье. Промышленные и коммунальные предприятия
города, сбрасывающие сточные воды в залив, суда и портовые сооружения,
а также речные стоки - основные источники загрязнения прибрежных вод залива.
Относительно небольшой объем водных масс залива и большой объем сточных
вод (см. выше) обусловили резкое ухудшение экологической ситуации в отдельных
районах залива за последние 10-15 лет. В 1990-91 гг. специалисты из АО
“Дальморгеология”, ДВГУ, ВНИИ океанологии и ИБМ ДВО РАН исследовали экологическое
состояние залива, в том числе уровень загрязнения воды и донных осадков
ТМ (Cd, Pb, Zn, Cu, Cr, Fe, Co, Ni), НУ, СПАВ, хлорорганическими соединениями
(некоторые пестициды, в частности ДДТ и его метаболиты), фенолами (Наумов,
Найденко, 1997).
Концентрации
НУ в воде широко варьировали - от 0 в б. Козьмино до 580 мкг/л в б. Находка.
Значительные концентрации НУ найдены также в бухтах Новицкого (до 380 мкг/л)
и Врангеля (до 130 мкг/л). Основные источники нефтяного загрязнения - морские
суда и частые аварии на котельных. Высокие концентрации СПАВ обнаружены
в бухтах Находка (до 5200 мкг/л), Врангеля (до 2080 мкг/л), Козьмино (до
1870 мкг/л). Фенольное загрязнение носило “пятнистый” характер и присутствовало
только в северной части залива с максимумом в б. Находка (10 мкг/л). Пестициды
обнаружены во всех пробах, максимальное их содержание найдено вблизи городского
коллектора у северного побережья залива. Тяжелыми металлами наиболее загрязнены
воды б. Находка и устья впадающих в залив рек - только концентрации Pb
и Co не превышали ПДК. Повышенные концентрации Fe обнаружены почти на всех
станциях с максимумом в б. Находка (495 мкг/л). Концентрации Cd составили
0.007, 0.015, 0.035 и 0.048 мкг/л в б. Находка и устьях рек Каменка, Партизанская
и Хмыловка. Повышенное содержание Zn зарегистрировано
у северных берегов залива с максимумом у входа в б. Находка (78,8 мкг/л),
а превышающие ПДК концентрации Cr (9.9 мкг/л) и Ni - только в б.
Находка. Высокие (-ПДК) концентрации Cu найдены как в северной части залива,
так и в б. Находка (до 15.5 мкг/л).
На основании
результатов гидрохимических исследований на акватории залива выделены три
зоны:
1) наиболее загрязненная б. Находка;
2) загрязненная северная часть залива,
а также бухты Врангеля и Новицкого;
3) относительно чистая южная часть
залива. Данные о содержании загрязняющих веществ в донных осадках залива
в целом согласуются с этим выводом. Аномальные по содержанию Zn, Cr, Co,
Fe, Ni осадки концентрируются в б. Находка у причалов судоремонтного завода,
в северной части залива в месте рейдовой стоянки судов, а также вблизи
устья р. Партизанской. Две аномальные по содержанию Pb, Cu и НУ зоны расположены
в б. Находка и еще одна - у устья р. Партизанской. Высокое содержание Cd
и пестицидов обнаружено в осадках из б. Находка, при этом максимальная
концентрация Cd (55.9 мкг/г сух. массы) найдена в вершине бухты, а пестицидов
(240.3 нг/г сух. массы) - на выходе бухты у м. Шефнера.
Радиологические
исследования установили низкую радиоактивность водной толщи (1-4 мкр/ч)
и значительную вариабельность радиоактивности донных осадков (2-33 мкр/ч).
В 1991 г. в южной части залива, на глубине 40 м, обнаружена аномальная
зона неизвестного происхождения (342 мкр/ч). Повторные исследования в 1992
г. не подтвердили этих данных - радиоактивность осадков не превышала фоновых
значений. Исследования 1994 г. не выявили повышенного содержания радионуклидов
137Cs и 60Coв донных
осадках залива (Tkalin et al., 1996 а).
Новые данные
(1994 г.) о загрязнении донных осадков зал. Петра Великого тяжелыми металлами
(Tkalin et al., 1996) подтвердили сложившееся к началу 90-х годов мнение
о том, что б. Золотой Рог, зал. Находка и Амурский залив являются наиболее
загрязненными. Уссурийский залив, хотя и подвержен загрязнению сточными
водами с западного побережья г. Владивостока, населенных восточных берегов,
а также речными стоками, загрязнен в меньшей степени из-за большого объема
водных масс залива (см. выше) и возможности свободного гидрообмена с открытой
частью зал. Петра Великого. В таблице приведены средние концентрации ТМ
(мкг/г сух. массы) и Fe (%) в поверхностных (2 см) осадках исследованных
акваторий (по: Tkalin et al., 1996) (Табл.7).
Максимальные
концентрации Zn, Pb, Cu, Cd и Hg в донных осадках трех наиболее загрязненных
акваторий (б. Золотой Рог с прилегающим прол. Босфор Восточный, зал. Находка
и Амурский залив) составили соответственно: 702, 531, 556, 7.1 и 3.14;
377, 46, 61 и 0.44; 175, 55, 42, 1.3 и 0.36 мкг/г сух. массы (Tkalin et
al., 1996 б). Уссурийский залив и зал. Стрелок характеризуются большим
содержанием песчаных донных отложений с более низким содержанием
Fe и других металлов. Тем не менее, очень высокие концентрации Zn (184
мкг/г), Pb (101 мкг/г), Cu (84 мкг/г), Hg (0.46 мкг/г) были найдены в осадках
с двух станций вдоль западного побережья Уссурийского залива, вблизи сбросов
сточных вод. Для сравнения, в донных осадках малоосвоенной прибрежной зоны
КНДР содержание Pb, Cu и Cd составило 18, 8 и <0.1 мкг/г, соответственно
(Tkalin, 1992). Средние концентрации Zn (47 мкг/г), Ni (13 мкг/г) и Cu
(6 мкг/г) в донных осадках Татарского пролива в 1992 г. были также гораздо
ниже, чем в осадках прибрежной зоны Владивостока и Находки. С другой стороны,
содержание ТМ (мкг/г) и Fe (%) в донных осадках прибрежной зоны сильно
индустриализованных районов северо-западной части Тихого океана вполне
сравнимо с таковым в прибрежной зоне г. Владивостока (по: Tkalin et al.,
1996 б) (Табл.8).
В целом, исследователи
сходятся во мнении, что загрязненные техногенными металлами (Ag, Cd, Cu,
Hg, Pb, Zn) осадки в зал. Петра Великого локализованы вблизи источников
загрязнения, главным образом в прибрежной зоне городов Владивосток и Находка
(Tkalin et al., 1996 б; Presley, Tkalin, 1996; Polyakov, 1996). Влияние
этих источников прослеживается на расстоянии не более нескольких км от
берега. Так, основная масса Hg в районе Второй Речки сорбируется взвесью,
оседает и накапливается в донных осадках в радиусе 250-300 м от места выброса
сточных вод (Поляков и др., 1991). Речной сток не играет большой роли в
обогащении донных отложений залива техногенными металлами (Tkalin et al.,
1996 б). На основании значений скорости седиментации (СС, см/год)
и средних значений концентраций ТМ в верхнем (2 см) слое осадков было рассчитано
поступление ТМ (мг/м2 в год) в Амурский и Уссурийский заливы (по: Presley,
Tkalin, 1996) (Табл.9).
Таким образом,
результаты проведенных в 80-х -90 -х годах физико-химических и биогеохимических
исследований различных компонентов экосистемы зал. Петра Великого дают
основание считать наиболее загрязненными его акваториями б. Золотой Рог
и прол. Босфор Восточный, зал. Находку (особенно б. Находку) и Амурский
залив. Другие крупные заливы II и III порядков, такие как Стрелок, Восток,
Посьета можно считать относительно чистыми, хотя и в них имеются локальные
загрязненные участки. В последние годы в связи с созданием по инициативе
ООН нового региона экономического развития, включающего часть территорий
Китая, Кореи и России, возникла угроза усиления потока загрязнения, поступающего
с водами р. Туманная в акваторию зал. Петра Великого, в частности в мелководные
бухты зал. Посьета и акваторию Дальневосточного государственного морского
заповедника (Вышкварцев, Лебедев, 1997). В настоящее время сотрудники ИБМ
и других институтов ДВО РАН, ДВГУ, ДВНИИГМИ проводят гидрологические, гидрохимические,
физико-химические и биологические исследования экосистемы этой части залива
с целью определения уровня загрязнения и его биологических последствий.
Биологические
последствия загрязнения зал. Петра Великого
Попадая в прибрежные воды залива,
загрязняющие вещества оказывают влияние на качество морской среды и на
населяющие ее организмы. Негативное влияние загрязнения обнаруживается
на разных трофических уровнях - от первичных продуцентов до млекопитающих,
в том числе человека- и на разных уровнях организации живой материи - от
молекулярно-биохимического до биоценотического и экосистемного. Основную
опасность для морской биоты представляют следующие явления, связанные с
загрязнением среды:
дефицит кислорода в придонном слое воды,
обусловленный расходом растворенного кислорода на окисление органических
соединений;
нарушение баланса питательных веществ,
связанное с поступлением в больших количествах в прибрежные воды органических
и минеральных соединений азота и фосфора (эвтрофикация водоемов);
накопление (биоаккумуляция) гидробионтами
и передача по трофической цепи загрязняющих веществ, включающихся в метаболизм
организма и вызывающих разнообразные токсические эффекты.
Для прибрежной части
зал. Петра Великого характерны небольшие глубины, активный фотосинтез и
интенсивный водообмен, что способствует хорошей аэрированности вод этого
района (Подорванова и др., 1989). Насыщение кислородом поверхностных вод,
как правило, выше 100%, в придонном слое концентрация О2 понижена (80-95%
насыщения). В сильно загрязненных бухтах и в кутовых частях заливов II
и III порядков со слабым водообменом (б. Золотой Рог, заливы Амурский,
Уссурийский, Находка, Славянский, Посьета) в придонном слое воды образуются
области с дефицитом О2 (Подорванова и др., 1989; Tkalin et al., 1993; Огородникова
и др., 1997). Относительное содержание растворенного О2 в придонном
слое б. Золотой Рог и прол. Босфор Восточный в отдельные периоды снижается
до 5-10%, Амурского залива - до 20-40%, Славянского - до 25%, Уссурийского
- до 70%, зал. Посьет - до 40-50%. Это создает реальную угрозу для жизнедеятельности
чувствительных к дефициту О2 гидробионтов, у которых нарушается дыхание
и развивается внутритканевая гипоксия. О наличии таких явлений у морских
ежей Strongylocentrotus intermedius и мидий Mytilus trossulus, собранных
из нескольких районов Амурского залива, свидетельствует изменение концентраций
каротиноидов (пигментов, способных связывать кислород за счет сопряженных
двойных связей) в органах животных (Лукьянова, Шмидт, 1993).
Обогащение прибрежных
вод залива биогенными элементами (фосфор, азот, кремний), необходимых для
фотосинтеза одноклеточных водорослей, приводит к усилению продукции фитопланктона.
Содержание фосфатов и нитратов в воде кутовой части Амурского залива в
1.5 - 2 раза выше, чем в его открытой части, а в водной толще б. Золотой
Рог зарегистрированы максимальные концентрации фосфатов (около 100 мкг/л),
нитратов (230 мкг/л), аммония (273 мкг/л) (Tkalin et al., 1993). В Амурском
заливе за 10 лет (1980-90 гг.) значительно возросли биомасса, плотность
и первичная продукция фитопланктона (по: Tkalin et al., 1993) (Табл.10).
Количественное
распределение фитопланктона на акваториях Амурского залива и зал.
Находка неравномерно: в июне 1991 г. в открытых районах заливов плотность
фитопланктона была минимальной - 380 и 200 тыс. кл/л, соответственно, в
центральных районах - 3.6 и 6.3 млн. кл/л, в кутовых частях - 8.5 и 8.2
млн. кл/л, тогда как в кутовой части зал. Восток концентрация фитопланктона
была в 4 раза ниже (Стоник, Селина, 1995). Это позволило отнести воды кутовых
и центральных районов заливов Находка и Амурского к промежуточному (между
эвтрофным и экстремально-эвтрофным) типу вод, а открытые воды этих заливов
и кутовую часть зал. Восток - к эвтрофному типу вод. Эта оценка в целом
совпадает с выводами других исследователей о высокой эвтрофированности
периферийных вод зал. Петра Великого, в частности Амурского залива (Коновалова,
1979; Вейдеман и др., 1987; Tkalin et al., 1993).
Структура фитопланктона
в сильно эвтрофированных водах отличается от таковой в относительно чистых
районах вследствие уменьшения видового разнообразия, связанного с массовым
развитием диатомеи Sceletonema costatum. Так, в 1991-95 гг. 90-95% общей
плотности фитопланктона в заливах Амурском и Находка составил этот вид
, известный по литературным данным как индикатор органического загрязнения.
В мезотрофных заливах Восток и Посьета летний пик численности фитопланктона
был обусловлен массовым развитием нескольких видов (Orlova et al., 1996).
Следствием гиперэвтрофирования
прибрежных вод зал. Петра Великого стали участившиеся с начала 80-х годов
“красные приливы” - показатели сильного “цветения” воды, вызванного интенсивным
размножением микроорганизмов (Коновалова, 1992). Особую тревогу вызывают
случаи интенсивного развития потенциально токсичных динофитовых и рафидофитовых
водорослей в Амурском заливе и в б. Золотой Рог, зарегистрированные в 1987-1992
гг. (Селина и др., 1992; Стоник, 1994).
Изучение бактериопланктона
зал. Петра Великого показало, что наибольшая плотность микроорганизмов
характерна для б. Золотой Рог и Амурского залива в районе дампинга - от
сотен тыс. до нескольких млн. кл/мл, тогда как в открытых водах залива
плотность бактерий составила от сотен до сотен тыс. кл/мл (Михайлов и др.,
1987). Наиболее многочисленными были нефтеокисляющие бактерии рода Aeromonas.
Фенолокисляющие бактерии родов Bacillus, Micrococcus, Pseudomonas были
найдены в загрязненных фенолами воде и донных осадках Амурского залива
в районе Океанского фанерного завода (Димитриева, 1995).
От загрязнения
морской среды в наибольшей степени и в первую очередь страдают мелкие формы
организмов (одноклеточные водоросли, микрозоопланктонные фильтраторы, нектонные
и бентосные организмы на ранних стадиях онтогенеза), особенно в биотопах
гипонейстона (поверхностной пленки воды) и бентоса, где концентрации всех
загрязняющих веществ повышены (Морозов, 1983). Исследования динамики численности
планктотрофных личинок донных беспозвоночных в прибрежных водах г. Владивостока
(б. Золотой Рог, прол. Босфор Восточный, Амурский залив) показали, что
личинки морских ежей более чувствительны к загрязнению, чем личинки моллюсков,
усоногих раков и полихет (см. обзор: Корн, Куликова, 1997). В сезон массового
размножения морских ежей только 20% проб содержали эхиноплутеусов, плотность
которых не превышала 10 экз/м3,
тогда как в относительно чистых водах их плотность достигала нескольких
тыс. экз/ м3. Сезонные
исследования личиночного планктона в б. Алексеева выявили снижение численности
большинства групп донных беспозвоночных в 1986-1990 гг. по сравнению с
данными, полученными в начале 70-х гг. для этой же акватории. Общая численность
меропланктона в летние месяцы снизилась в 10 раз, что свидетельствует о
неблагоприятной экологической ситуации в бухте.
Следует отметить,
что уменьшение численности меропланктона в загрязенных акваториях может
быть не только следствием гибели личинок в результате непосредственного
действия на них токсических веществ, но и следствием нарушения у взрослых
особей процесса формирования половых клеток (гаметогенеза) под влиянием
загрязнения. Исследования 1984-92 гг. показали, что морские ежи Strongylocentrotus
intermedius и гребешки Mizuhopecten yessoensis, обитающие в Амурском заливе
и в б. Алексеева, не способны давать полноценное потомство из-за низкого
качества продуцируемых ими половых клеток (Ващенко, Жадан, 1995; Vaschenko
et al., 1997). Оказалось, что гаметогенез - очень чувствительная к загрязнению
стадия жизненного цикла морских донных беспозвоночных. Низкое качество
половых клеток приводит к появлению потомства, не способного пройти полный
цикл развития.
Непосредственное
влияние токсических веществ, присутствующих в загрязненной морской среде,
на ослабленное потомство еще больше уменьшает его шансы на выживание. По
результатам исследования состояния репродуктивной функции донных беспозвоночных
наихудшей признана экологическая ситуация в районе о-ва Скребцова (северная
часть Амурского залива). В 1984-85 гг. потомство морских ежей с этой станции
погибало на ранних стадиях развития, а в 1989 г. исчезли и взрослые особи.
С экологической точки зрения, нарушение
процесса воспроизводства морских организмов - одно из наиболее важных последствий
загрязнения среды, поскольку именно от успешного воспроизводства зависит
благополучие поселений, популяций и, в конечном итоге, видов. Отсутствие
нормального воспроизводства донных беспозвоночных в загрязенных акваториях
может быть одной из основных причин изменений в донных сообществах зал.
Петра Великого, наблюдающихся за последние два-три десятилетия. Так, в
Амурском заливе зарегистрированы (Tkalin et al., 1993):
исчезновение биоценоза морской звезды
Luidia quinaria;
значительное сокращение ареалов обитания
Echinoidea, Ophiuroidea, Asteroidea и Bivalvia;
появление и широкое распространение
новых сообществ устойчивых к загрязнению видов полихет и форонид (Tharyx
pacifica, Polydora cardialia, Schistomeringos japonica, Chaetozone setosa);
изменение трофической структуры сообществ
в сторону доминирования детритофагов.
По данным исследований состояния донных
сообществ, экологическая ситуация в разных районах Амурского залива неодинакова.
Район дампинга и район вдоль восточной трансекты оцениваются как подверженные
сильному антропогенному стрессу, район вдоль центральной трансекты - умеренному
стрессу (по: Tkalin et al., 1993, среднее?стандартное отклонение) (Табл.11).
Экологическая
ситуация в б. Золотой Рог, в верхней части которой обнаружена “мертвая
зона” без живых донных организмов, признана наихудшей. Признаки деградации
бентосных сообществ (низкие биомасса и разнообразие, исчезновение некоторых
групп макрозообентоса, доминирование устойчивых к загрязнению видов полихет
и форонид) выявлены также при исследовании экологической ситуации в зал.
Находка (Belan, Oleynik, 1996; Kasyanov et al., 1996). Очень высокие значения
плотности T. pacifica - индикатора загрязнения - найдены в 1986 г. в восточной
части Амурского залива (7100 экз/м2) и в 1995 г. в наиболее загрязненных
районах зал. Находка (до 20000 экз/м2) (Belan, 1996). Внутренние
части бухт Находка и Новицкого признаны зонами экстремального загрязнения.
В 1993 г. в 4-х бухтах зал. Посьета (Троицкая, Новгородская, Экспедиция,
Рейд Паллада) зарегистрированы более низкие значения биомассы бентоса,
чем в 1962-63 гг. (Belan, Oleynik, 1996).
Говоря о биологических
последствиях загрязнения, следует упомянуть о хорошо известной способности
бентосных организмов накапливать в своих органах и тканях токсические вещества.
Так, бурые водоросли и двустворчатые моллюски могут концентрировать тяжелые
металлы из среды в 103-105 раз, что обусловило их использование в качестве
организмов-биоиндикаторов. Такая способность представляет реальную угрозу
здоровью как самих организмов-биоаккумуляторов, так и представителей более
высоких трофических уровней, включая человека, поскольку многие виды макрофито-
и зообентоса съедобны и являются объектами промысла и марикультуры. Концентрации
ТМ (Cd, Cu, Zn, Fe, Mn) органах гребешков из Амурского залива в 1.3-37
раз выше, чем у моллюсков из зал. Восток (Лукьянова, Мартемьянова, 1996).
Вызывают тревогу близкие к предельно допустимым санитарным нормам концентрации
Cd и Hg в органах съедобных моллюсков (приморского гребешка, мидии Грея,
модиолуса курильского), обитающих в б. Алексеева (Христофорова,1994: Лучшева,
1995; Ващенко и др., 1998).
Таким образом,
результаты физико-химического мониторинга морской среды зал. Петра Великого
и данные изучения биологических последствий загрязнения прибрежных акваторий,
полученные к началу 90-х годов, свидетельствуют о наличии нескольких районов
с крайне неблагополучной экологической ситуацией. Это б. Золотой
Рог и прол. Босфор Восточный, восточная и северная части Амурского залива,
внутренние части зал. Находка (бухты Находка и Новицкого). Экологическая
ситуация в прибрежных водах г. Владивостока была признана критической еще
10 лет назад (Ильичев, Каракин, 1988; Долговременная программа ..., 1992).
Состояние морской среды вблизи г. Находка, видимо, заслуживает такой же
оценки. Следует отметить возможность обострения экологической ситуации
в мелководных бухтах зал. Посьета и на акватории ДВГМЗ, связанного с
интенсивным освоением бассейна р. Туманной.
ЛИТЕРАТУРА
Аникеев В.В. Короткопериодные геохимические
процессы и загрязнение океана. М.: Наука. 1987. 180 с.
Аникеев В.В., Мишуков В.Ф., Урбанович
М.Ю. Уровни содержания органических загрязняющих веществ в прибрежной зоне
Южно-Китайского и Японского морей//Вопросы мониторинга природной среды.
Тр. Дальневосточного регионального науч.-исслед. ин-та. Л.: Гидрометеоиздат.
1987. Вып. 131. С. 89-94.
Ващенко М.А., Жадан П.М. Влияние
загрязнения морской среды на воспроизводство морских донных беспозвоночных//Биол.
моря. 1995. Т. 21, № 6. С. 369-377.
Ващенко М.А., Лучшева Л.Н., Жадан
П.М., Бельчева Н.Н., Сясина И.Г., Силина А.В. Оценка экологической ситуации
в бухте Алексеева (залив Петра Великого Японского моря) по биогеохимическим
и биологическим показателям//Биол. моря. 1998. Т. 24, № 1 (в печати).
Вейдеман Е.Л., Черкашин С.А., Щеглов
В.В. Комплексные исследования воздействия загрязнения на морские прибрежные
экосистемы//Вопросы мониторинга природной среды. Тр. Дальневосточного регионального
науч.-исслед. ин-та. Л.: Гидрометеоиздат. 1987. Вып. 131. С. 30-40.
Вышкварцев Д.И., Лебедев Е.Б. Проект
экономического развития реки Туманган (TREDA) - угроза экосистеме мелководных
бухт залива Посьета Японского моря//Биол. моря. 1997. Т. 23, № 1. С. 51-55.
Димитриева Г.Ю. Микроорганизмы-биоиндикаторы
фенольного загрязнения прибрежной морской среды//Биол. моря. 1995. Т. 20,
№ 6. С. 407-411.
Долговременная программа охраны
природы и рационального использования природных ресурсов Приморского края
до 2005 г. Экологическая программа. Часть 2. Владивосток: Дальнаука. 1992.
276с.
Животные и растения залива Петра
Великого. Л.: Наука. 1976. 363 с.
Ильичев В.В., Каракин В.П. Оценка
остроты экологических проблем Дальневосточного региона//Вестн. АН СССР.
1988. № 11. С. 84-88.
Коновалова Г.В. Сезонная динамика
и видовой состав основных компонентов микро- и наннопланктона в Амурском
заливе Японского моря: Автореф. дис. ... канд. биол. наук. Владивосток:
ДВНЦ АН СССР. 1974. 24 с.
Коновалова Г.В. “Красные приливы”
в Дальневосточных морях России и прилегающих акваториях Тихого океана (обзор)//Альгология.1992.
Т. 2, № 3. С. 87-93.
Корн О.М., Куликова В.А. Исследования
личиночного планктона в российских водах Японского моря)//Биол. моря. 1997.
Т. 23, № 1. С. 3-14.
Лукьянова О.Н., Шмидт Т.Я. Каротиноиды
морских беспозвоночных при действии загрязнения//Биол. моря. 1993. № 2.
С. 92-101.
Лукьянова О.Н., Мартемьянова Т.Ю.
Сезонные изменения микроэлементного состава органов приморского гребешка
Mizuhopecten yessoensis //Биол. моря. 1996. Т. 22, № 6. С. 378-385.
Лучшева Л.Н. Содержание ртути в
компонентах экосистемы бухты Алексеева (залив Петра Великого Японского
моря)//Биол. моря. 1995. Т. 21, № 6. С. 412-415.
Михайлов В.В., Потиевский Э.Г.,
Иванова Е.П., Романенко Л.А. Изучение бактериопланктона прибрежных и открытых
вод Японского моря //Вопросы мониторинга природной среды. Тр. Дальневосточного
регионального науч.-исслед. ин-та. Л.: Гидрометеоиздат. 1987. Вып. 131.
С. 41-47.
Морозов Н.П. Некоторые предпосылки
разработки методики расчета предельно допустимых сбросов загрязняющих веществ
в прибрежные зоны морей//Экологические аспекты химического и радиоактивного
загрязнения водной среды. М.: Изд-во “Легкая и пищевая пром-ть”. 1983.
С. 103-119.
Наумов Ю.А., Найденко Т.Х. Экологическое
состояние залива Находка)//Экология нектона и планктона дальневосточных
морей и динамика климато-океанологических условий: Изв. ТИНРО. 1997. Т.
122. С.52 4-537.
Огородникова А.А., Вейдеман Е.Л.,
Силина Э.И., Нигматулина Л.В. Воздействие береговых источников загрязнения
на биоресурсы залива Петра Великого (Японское море)//Экология нектона и
планктона дальневосточных морей и динамика климато-океанологических условий:
Изв. ТИНРО. 1997. Т. 122. С. 430-450.
Подорванова Н.Ф., Ивашинникова Т.С.,
Петренко В.С., Хомичук Л.С. Основные черты гидрохимии залива Петра Великого
(Японское море). Владивосток: ДВО АН СССР. 1989. 201 с.
Селина М.С., Симакова Н.К., Яснецкая
Л.В. Gymnodinium nagasakiense Takayama et Adachi (Dinophyta) в заливе Петра
Великого (Японское море)//Альгология. 1992. Т. 2, № 1. С. 51-55.
Стоник И.В. Потенциально токсичная
динофитовая водоросль Procentrum minimum в Амурском заливе Японского моря//Биол.
моря. 1994. Т.20, № 6. С. 419-425.
Стоник И.В., Селина М.С. Фитопланктон
как показатель трофности вод залива Петра Великого Японского моря//Биол.
моря. 1995. Т.21, № 6. С. 403-406.
Христофорова Н.К. Биоиндикация и
биомониторинг. Загрязнение морских вод тяжелыми металлами. Л.: Наука. 1989.
192 с.
Христофорова Н.К., Шулькин В.М.,
Кавун В.Я., Чернова Е.Н. Тяжелые металлы в промысловых и культивируемых
моллюсках залива Петра Великого. Владивосток: Дальнаука. 1994. 296 с.
Поляков Д.М., Вирцавс М., Козлова
С.И., Лобанов А.А., Задонская Т.А., Шумилин Е.Н. Содержание ртути в компонентах
экосистемы залива Петра Великого//Водные ресурсы. 1991. № 5. С. 101-108.
Belan T.A. Polychaeta as pollution
indicators in Peter the Great Bay//Abstr. Internat. Confer. on the Sustainability
of Coastal Ecosystems in the Russian Far East. Vladivostok: Dalnauka. 1996.
P. 11.
Belan T.A., Oleynik E.V. Ecologically
stressed areas of Peter the Great Bay//Abstr. Internat. Confer. on the
Sustainability of Coastal Ecosystems in the Russian Far East. Vladivostok:
Dalnauka. 1996. P. 10-11.
Kasyanov V.L., Kamenev G.M., Tarasov
V.G., Fadeev V.L. The current status of marine bottom communities of Nakhodka
Bay//Abstr. Internat. Confer. on the Sustainability of Coastal Ecosystems
in the Russian Far East. Vladivostok: Dalnauka. 1996. P. 31-32.
Orlova T. Yu., Selina M.S., Stonik
I.V. Phytoplankton of Peter the Great Bay in eutrophic environment//Abstr.
Internat. Confer. on the Sustainability of Coastal Ecosystems in the Russian
Far East. Vladivostok: Dalnauka. 1996. P. 55-56.
Polyakov D.M. Bottom sediment pollution
of Amursky Bay by heavy metals//Abstr. Internat. Confer. on the Sustainability
of Coastal Ecosystems in the Russian Far East. Vladivostok: Dalnauka. 1996.
P. 58.
Presley B.J., Tkalin A.V. Sedimentary
fluxes of trace metals in Amursky and Ussuriysky Bays//Abstr. Internat.
Confer. on the Sustainability of Coastal Ecosystems in the Russian Far
East. Vladivostok: Dalnauka. 1996. P. 59.
Shulkin V.M., Kavun V.Ia. The use
of marine bivalves in heavy metal monitoring near Vladivostok, Russia//Mar.
Pollut. Bull. 1995. V. 31, N 4-12. P. 330-333
Tkalin A.V., Belan T.A., Shapovalov
E.N. The state of the marine environment near Vladivostok, Russia//Marine
Pollut. Bull. 1993. V. 26. N. 8. P. 418-422.
Tkalin A.V. Bottom sediment pollution
in some coastal areas of the Sea of Japan//Ocean Res. (Rep. Korea). 1992.
V. 14. P. 71-75.
Tkalin A.V. Chlorinated hydrocarbons
in coastal bottom sediments of the Japan Sea//Environ. Pollut. 1996. V.
91, N 2. P. 183-185.
Tkalin A.V., Chaykovskaya E.L.,
Vysotsky V.L. Artificial radionuclides in Peter the Great Bay//Abstr. Internat.
Confer. on the Sustainability of Coastal Ecosystems in the Russian Far
East. Vladivostok: Dalnauka. 1996 а. P. 75-76.
Tkalin A.V., Presley B.J., Booth
P.N. Spatial and temporal variations of trace metals in bottom sediments
of Peter the Great Bay, the Sea of Japan//Environ. Pollut. 1996 б. V. 92,
N 1. P. 73-78.
Vaschenko M.A., Syasina I.G., Zhadan
P.M., Medvedeva L.A. Reproductive function state of the scallop Mizuhopecten
yessoensis Jay from polluted areas of Peter the Great Bay, Sea of Japan//Hydrobiologia.
1997. V. 352. P. 231-240.