Наталия михайловна динамика экологического состояния основного водотока мегаполиса (на примере реки москвы)
На правах рукописи
УДК 502.7:574:628.33 ЩЕГОЛЬКОВА Наталия Михайловна ДИНАМИКА ЭКОЛОГИЧЕСКОГО СОСТОЯНИЯ ОСНОВНОГО ВОДОТОКА МЕГАПОЛИСА (на примере реки Москвы) Специальность 03.00.16 – экология
Автореферат диссертации на соискание ученой степени доктора биологических наук
Москва-2006 2
Работа выполнена в МГУП "Мосводоканал"
Научный консультант: доктор биологических наук, профессор Карпачевский Лев Оскарович
Официальные оппоненты: доктор биологических наук Хромов Виктор Михайлович доктор химических наук, профессор Дедков Юрий Маркович доктор физико-математических наук, профессор Веницианов Евгений Викторович
Ведущая организация: Международный независимый эколого-политологический университет (Москва)
Защита состоится «» _ 2007 г. в часов на заседании диссертационного совета Д. 501.001.55 при Московском Государственном Университете им. М.В.Ломоносова, биологический ф-т.
Отзыв в двух экземплярах, заверенный печатью учреждения, просим направлять в диссертационный совет по адресу: Москва, 119992, Ленинские горы, ГСП-2, диссертационный совет Д. 501.001.55.
Факс: (495) 939-43- Тел.: (495) 932-89-
С диссертацией можно ознакомиться в библиотеке биологического факультета Московского Государственного Университета им. М.В.Ломоносова Автореферат разослан «_» 2006 г.
Ученый секретарь диссертационного совета кандидат биологических наук Карташева Н.В.
ОБЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА РАБОТЫ
Актуальность темы Более половины жителей земли проживает в городах, и с каждым годом процент городского населения земли все увеличивается. Экологическое благополучие мегаполисов во многом зависит от состояния городской реки или водоема, принимающего сточные воды. Города с числом жителей более 1 млн. образуют особые урбоэкосистемы в связи с наивысшей плотностью населения и, вызванной этим, нагрузкой на экосистему городского водоема.
В городских реках наиболее распространенными загрязнителями являются тяжелые металлы, токсичные органические вещества, нитритные и аммонийные соли азота. В первую очередь от них страдают речные экосистемы. Возрастает роль диффузного загрязнения рек от донных отложений и с поверхностными водами с окружающих территорий.
Река Москва представляет собой яркий пример городского водотока, испытывающего на себе все многообразие антропогенных воздействий: разнообразие стоков, изменение гидрологического и температурного режима, значительная доля (более 55 %) бытовых биологически очищенных стоков. Поэтому актуальность данной работы обусловлена:
в теоретическом аспекте – оценкой роли отдельных факторов антропогенного влияния и потенциальных возможностей самоочищения городской реки, выявлением зависимостей характера самоочищения от разных факторов нагрузки;
в прикладном – тем обстоятельством, что выявленные закономерности могут служить основой для инженерных решений по регулированию качества водной среды города, а также для повышения информативности мониторинга реки и прогнозирования ее экологического состояния.
Цель работы - выявление основных закономерностей экологической организации городской реки в динамике для разработки методов регулирования качества воды и повышения информативности существующего мониторинга реки.
В связи с этим были поставлены задачи:
1) установить закономерности самоочищения реки мегаполиса в многолетней динамике в связи с изменением нагрузки от города;
2) выявить специфику экологических факторов в зоне влияния биологически очищенных вод;
3) изучить влияние биологически очищенных вод на перераспределение тяжелых металлов, соединений азота и на токсичность воды в реке;
4) определить вклад сообществ городской реки в трансформацию органического вещества;
5) определить влияние технологий очистки бытовых стоков и промывок дна на структуру экосистемы реки;
6) на основе выявленных экологических закономерностей разработать методы регулирования качества воды и принципы мониторинга городской реки.
Научная новизна Для сильно загрязненной реки, обоснована возможность применения оценки функционирования экосистемы по скоростям самоочищения.
Впервые сформулировано представление о специфической (кризисной) зоне городской реки ниже выпусков биологически очищенных вод, которая характеризуется снижением токсичности, повышенным содержанием фосфора в донных отложениях и во взвешенных веществах, снижением подвижности металлов в донных отложениях, повышением биопродуктивности по всем трофическим уровням, устойчивым формированием нитри-денитрифицирующих бактериоценозов, ускоренной трансформацией органического вещества речными сообществами.
Получены оценки самоочищения городской реки средней водности, принимающей стоки мегаполиса (не менее 30 % от общего содержания органического вещества по ХПК и не менее 70 % по азоту общему), которые свидетельствуют о значительных ассимиляционных возможностях загрязненных рек.
Максимальные зафиксированные скорости самоочищения городской реки составляют по ХПК 5 мг О2/(л сут), по БПК5 – 1 мг О2/(л сут), по азоту аммонийному – 1,5, по азоту общему – 1,7 мг/(л сут).
Выявлено, что увеличение ассимиляционных возможностей реки по органическому веществу и азоту соответствовали снижению в реке токсичности и стабилизации кислородного режима.
Выявлено, что промывки дна реки при современной нагрузке, способствуют формированию денитрифицирующих донных сообществ в местах седиментации взвешенных органических веществ, интенсифицируют трансформацию органических веществ в донных отложениях на городском участке реки.
Личный вклад автора • Разработка теоретических положений по экологической структуре реки мегаполиса.
• Создание и анализ базы данных по гидрохимическим, гидрологическим и гидробиологическим показателям воды речной, очищенной и поступающей на сооружения очистки за период с конца XIX в.
• Разработка и создание лабораторной установки «Аквабиоценоз» для моделирования процессов самоочищения, проведение экспериментов по моделированию и анализ результатов.
• Формирование программ работ, организация и участие в полевых и лабораторных работах, анализ данных по изучению гидрохимических и гидробиологических свойств реки, донных отложений и очищенных вод в период с 1999 по 2006 гг. в рамках производственного экомониторинга МГУП "Мосводоканал".
Совместные работы оговорены в соответствующих разделах диссертации и отражены в виде соавторства в научных публикациях.
Практическая значимость • определен минимально допустимый период (5 лет) между промывками реки в условиях, соответствующих современному уровню техногенной нагрузки;
• предложено в качестве критериев восстановления экологического благополучия реки использовать оценки скоростей самоочищения по ХПК, БПК5, азоту общему;
• показано, что применение технологий с обеззараживанием биологически очищенных вод снижает скорость самоочищения реки от избыточного азота, поэтому применение данных технологий должно проводиться с внесением в обеззараженные воды нитрифицирующего бактериоценоза;
• создана база гидрохимических, гидрологических и гидробиологических данных по р. Москве за период с конца XIX в.;
• показано, что биологически очищенные воды могут интенсифицировать процессы восстановления экологического режима в случае чрезвычайного загрязнения реки соединениями азота, органическими токсикантами и токсичными металлами.
Материалы работы были доложены на следующих конференциях:
- Втором и Третьем международном научно-промышленном Форуме «Великие реки», Н.Новгород в 2000, 2002 гг.
- 4-м, 5-м, 6-м, 7-м международном конгрессе «Вода. Экология. Технология» в 2000, 2002, 2004, 2006 гг.;
- 1-й Всероссийской научно-практической конференции «Проблемы экологии и развития городов» в 2001 г., Красноярск;
- 8-м съезде Гидробиологического общества РАН, Калининград в 2001 г., - Международной научной конференции “Малые реки: Современное экологическое состояние, актуальные проблемы”, Тольятти в 2001, - научно-практической конференции НИИ ВОДГЕО, Москва в 2004;
- Второй международной научной конференции «Биотехнология – охране окружающей среды», МГУ им. М.В.Ломоносова, Москва в 2004;
- 4-м съезде Докучаевского общества почвоведов, Новосибирск в 2004;
- Международном Конгрессе «ЭТЭВК-2005», Ялта, 2005;
- 4-м Международном конгрессе по управлению отходами ВэйстТэк, Москва, 2005;
- научно-технических советах МГУП "Мосводоканал" в 2001, 2002, 2003, 2004, 2005, 2006 годах;
- VI Всероссийской конференции по анализу объектов окружающей среды «Экоаналитика -2006», Самара, 2006;
- XI научно-практическом семинаре «Вопросы аналитического контроля качества вод» в Аналитическом Центре контроля качества воды ЗАО «Роса», Москва, 2006;
- конкурсах научных работ МГУП "Мосводоканал" в 2001, 2002, 2004 годах.
Внедрением работы является усовершенствование системы производственного экомониторинга МГУП "Мосводоканал" по следующим позициям:
• разработка и создание лабораторного стенда для моделирования процессов самоочищения, • выбор наиболее чувствительных методов биотестирования и внедрение их в производственный экоконтроль, • введение новой точки экоконтроля с 2000 г. (Перерва ГЭС), обеспечивающей представительный отбор проб выше выпуска Курьяновской станции аэрации (КСА).
Защищаемые положения В условиях мегаполиса кризисной зоне реки присущи следующие признаки:
1) максимальные скорости самоочищения по органическому веществу и азоту;
2) ускоренная трансформация органического вещества речными сообществами;
3) формирование зон седиментации с пониженной подвижностью металлов.
Интегральная оценка функционального состояния экосистемы городской реки, основывается на оценках темпов самоочищения и размерах кризисной зоны, границы которой устанавливаются по снижению токсичности, повышенному содержанию фосфора в донных отложениях и во взвешенных веществах, снижению подвижности металлов в донных отложениях, повышенной биопродуктивности всех трофических уровней.
Промывка дна реки способствует формированию денитрифицирующих донных сообществ и интенсифицирует трансформацию органических веществ в донных отложениях.
Осуществление промывок следует проводить не чаще, чем 1 раз в 5 лет в связи с последействием донных сообществ. Этот интервал должен увеличиваться по мере снижения нагрузки на реку по биогенным элементам и органическому веществу и определяться по снижению скоростей самоочищения (по органическому веществу и азоту).
Публикации. По теме диссертации опубликовано 48 работ.
Структура и объем диссертации. Диссертационная работа изложена на страницах и состоит из введения, 6 глав, заключения, выводов, списка литературы и приложения. Иллюстрирована 112 рисунками и включает таблиц. Список литературы включает 378 названий, из которых 124 на иностранных языках.
Глава 1. Экологические проблемы водоотведения городов Человек, активно изменяет ландшафты, климат, видовой состав и соотношение численности микроорганизмов, растений, животных. Природно-техногенные системы становятся неотъемлемой частью биосферы. Особенно актуально изучение и использование человеком данных систем – в городах, где сосредоточены все виды антропогенного воздействия на экосистемы (Марфенин, 2001;
Карпачевский, 2005;
Дедков, 2005). Самоочищение водоемов зависит от комплекса гидрологических, физико-химических и биологических факторов. Изучение процессов самоочищения реки затрудняется тем, что каждой реке свойственна естественная неоднородность экологических структур от верховьев к устью (Vannote, 1980;
Богатов, 1994).
Разделение реки на участки между плотинами нарушает естественную «цепочку» смены сообществ в речном континууме.
Регулирование качества воды водоприемника может осуществляться за счет снижения концентрации токсичных веществ в точечных источниках загрязнения, а также путем интенсификации внутрисистемных процессов, направленных на самоочищение. Возможные пути и методы интенсификации самоочищения для рек и водоемов-водоприемников различны в силу разницы их структурной организации, и могут быть представлены следующим образом (Йоргенсен, 1985;
Оксиюк, Стольберг, 1986;
Хендерсон-Селлерс, 1987;
Романенко, др., 1990):
Приемы и методы интенсификации самоочищения Для водоемов Для водотоков Методы физические Методы биологические Методы физические Методы химические Удаление донных Снижение Разбавление отложе первичной Затенение (обводнение) ний Осаждение/соосаждение продукции загрязнителей Уменьшение Изменение формы питательного Усиление русла субстрата аэрации Отвод воды из Изменение Биоплато гиполимниона Методы физико скорости течения Очистка Русловые химические дна Изменение количества Береговые Изменение или качества Подбор температуры сорбционной адаптированных Устьевые поверхности микроорганизмов деструкторов Создание/нарушение Наплавные физико-химических Регулирование барьеров структуры сообществ Оценка структурно-функциональной организации экосистемы городской реки необходима:
1) для оценки состояния реки (Федоров, 1974;
Макрушин, 1974;
Филенко, 1988;
Левич, Терехин, 1997;
Руководство, 1992;
Максимов, Булгаков, др., 1999;
Шитиков, Розенберг, 2003);
2) для оценки связи сообществ от верховьев до устья, что особенно важно для зарегулированной реки с измененным гидрологическим режимом (Andersen, 1979;
Webster, 1979;
Хромов, Витвицкая, др., 1991, Newbold, 1992;
Хромов, Карташева, др., 1997, Крылов, 2004);
3) для оценки вклада сообществ в трансформацию органического вещества (Ивлев, 1954;
Винберг, 1956, 1960;
Заика, 1972, Константинов, 1973;
Алимов, 2001;
Бобырев, Криксунов, 1996;
Садчиков, Козлов, 1999;
Криксунов, 2006;
Пушкарь, др., 1997;
Ильяш, Федоров, др., 1997;
Остроумов, 2004), что косвенно позволяет оценить процессы самоочищения по тяжелым металлам (ТМ), органическим поллютантам (Maruya Keith, 1998;
Бреховских, 1998;
Dewuif, 1999;
Даувальтер, 2000).
Поступление в реку из биологических очистных сооружений бактерий, микрофауны (инфузории, первичнополостные и вторичнополостные черви, брюхоресничные черви, коловратки, тихоходки, паукообразные), а также грибов и водорослей (синезеленые, диатомовые, зеленые, эвгленовые) оказывает заметное влияние на самоочищение реки. Организмы биологически очищенных вод (БОВ) дополняют структуру речного биоценоза и включаются в биогеохимические циклы реки (Никитинский, 1914;
Гюнтер, 1973;
Голубовская, 1978;
Fenchel, 1998;
Kabata Pendias, 1999;
Brion, 2000;
Добровольский, 2003;
Башкин, Касимов, 2004). Ниже выпусков биологически очищенных вод исследователями выделялась зона повышенного самоочищения по биоокисляемому органическому веществу (Строганов, 1939;
Козлова, Храмова, 1972). Отмечалось, что при чрезмерной нагрузке от города эта зона, также как и городской участок реки характеризуется потенциальной опасностью накопления илистых органогенных отложений, аккумулирующих городские загрязнители, которые практически не трансформируются донными гидробионтами (Липеровская, Пчелкина, 1972). Исходя из того, что основным источником накопления илов является аллохтонное взвешенное вещество, рекомендовалось проведение очистки русла промывкой дна (посредством регулируемого сброса воды из водохранилищ) с периодичностью 15-20 лет (Козлова, 1976). Допустимая нагрузка на реку Москву по биоокисляемому органическому веществу, исходя из поддержания нормального кислородного режима (не менее мг/л), определена равной 40 т/сут (Попова, 1972). Оценок продуктивности экосистемы городской реки с учетом всех трофических уровней, включая рыб, не проводилось.
Для очистки реки от тяжелых металлов (ТМ) наибольшую роль играет их способность образовывать малорастворимые соединения, сорбция, осаждение и соосаждение (Sposito, 1981;
Forstner, 1993;
Salomons, 1995;
Кошелева, 1997;
Бреховских, Казмирук, 1999;
Папина 1999;
Даувальтер, 2000;
Венецианов, 2002).
Многочисленными работами показано, что для городских рек факторами, ограничивающими их нахождение в свободно-ионном виде (наиболее опасной форме для гидробионтов) является в донных отложениях сульфат-сульфидное равновесие, в воде - состав анионов и сорбционная емкость взвешенных веществ (Линник, 1999;
Кондратьева, 2000). На формирование восстановительных условий в донных отложениях оказывает влияние содержание органического вещества и активность донного сообщества, в первую очередь комплекса бактерий. БОВ могут оказывать влияние на процессы перераспределения ТМ в реке изменением состава донных отложений (как прямо, так и косвенно), а также внесением анионов и комплексообразователей, способных связывать металлы в малорастворимые соединения.
Одним из процессов, снижающих концентрацию наиболее токсичных форм азота – N-NH4 и N-NO2, является нитрификация, удаление же азота из водной системы происходит за счет денитрификации (Hiscock et al,1991;
Tiedje, 1988) и процесса Anammox (Dalsgaard et al, 2005). Влияние БОВ на биогеохимические циклы азота может выражаться в наличии среди бактерий БОВ нитрификаторов и денитрификаторов, в повышении температуры и ускорении микробиологических процессов, в формировании (прямо и косвенно) аэробно-анаэробных зон.
Удаление органических поллютантов в водоемах происходит за счет микробиологических процессов. Мнение ученых таково, что все без исключения синтетические органические вещества могут быть разрушены микроорганизмами (Ротмистров, др., 1978). Время деструкции зависит от возможности сформироваться специфическому бактериальному сообществу, причем отмечалось, что интенсивнее процессы самоочищения проходят там, где нет дефицита биогенов, необходимых для полноценного развития бактериоценозов (Kibret et al, 2000). БОВ оказывают влияние на трансформацию органических токсикантов внесением биогенных элементов, адаптированных (к специфическим загрязнителям города) бактерий и повышением температуры реки. Протекание процесса денитрификации сопровождается деградацией многих сложных ОВ, что играет роль в очистке донных отложений от органических токсикантов: гербицидов (Tenuta, Beauchamp, 1996), бензойных кислот (Tiedje, 1988;
Her, Huang, 1995;
Casella, Payne, 1996), фенола, м-крезола, толуола (Casella, Payne, 1996;
Zhou, Fang, 1997), н-гетероциклических соединений (Liu et al.,1993 ) и т.д.
Выпуски бытовых вод могут соотноситься с расходом реки от 1:1000 до 20:1.
Несомненно, при разном расходе влияние БОВ на реку будет различным. Это влияние можно оценить по многолетней динамике состояния р. Москвы, так как названное отношение менялось вместе с ростом города, достигнув к началу XXI в. 10:9.
Глава 2. Объекты и методы Протяженность реки Москвы 496 км, из них 61 км (12% от длины) река протекает по территории города. В верхней части бассейна имеется несколько водохранилищ сезонного регулирования, расположенных как на самой реке, так и на ее притоках. С 1937 г. проводится обводнение реки волжскими водами, поступающими по каналу им.
Москвы, р. Сходне и р. Яузе, а также с очищенными сточными водами станций аэрации. На всем протяжении современная р. Москва зарегулирована гидроузлами. В черте города расположены два комплексных гидроузла: Карамышевский и Перервинский. Ниже Перервинского гидроузла расположено пять низконапорных гидроузлов – Трудкоммуна, Андреевка, Софьино, Фаустово и Северка. Русло реки в черте города в течение XIX-XX вв. подвергалось изменениям – спрямлению, углублению, расширению. Р. Москва представляет собой зарегулированный водоток с антропогенно измененным гидрологическим режимом.
ЛСА Рис. 1. Карта-схема р. Москвы с современным и историческим расположением московских станций аэрации. Существующие станции: КСА – Курьяновская станция аэрации (с 1951 г.), ЛСА – Люберецкая станция аэрации (с 1963 г.), ЗСА – Зеленоградская станция аэрации (с 1966 г.), ОСБ – Очистная станция Южного Бутова (с 1998 г.). Станции, прекратившие функционирование: 1 Люблинские поля фильтрации (1899-1970), 2- Люберецкие поля фильтрации (1914-1975), 3 Кожуховская станция аэрофильтрации (1929-1970), 4-Филевская станция аэрации (1936-1972), 5 Закрестовская станция аэрации (1935-1966), 6-Щукинская станция аэрации (1951-1975), 7-Кунцевская станция аэрации (1961-1966), 8-Тушинская станция аэрации (1961-1980), 9-Люблинская станция аэрации (1940-1996).
Эволюция технологий очистки бытовых сточных вод для Москвы мало отличалась от подобной эволюции крупных городов мира. Крупнейшие московские станции аэрации (Курьяновская, КСА, и Люберецкая, ЛСА) находятся сейчас на этапе перехода к очистке биологической с удалением биогенных элементов, доочисткой и обеззараживанием воды. В 1947, 1951, 1962, 1966, 1970, 1979, 1980, 1981, 1982, 1986 и 1998 гг. проводились весенние промывки дна реки. До 1966 года регулируемые половодья проходили за счет естественного стока реки. В последние годы в связи с трудностями накопления значительных объемов воды в водохранилищах снижается максимальная скорость промывок и время промывки (Бочаров, др., 1987;
Храменков, др., 1998).
Основные методы выполненных исследований: 1) создание и обработка базы данных по наблюдению за р. Москвой в средней и нижней части русла за период более 100 лет;
2) полевые исследования с 1999 по 2006 гг. в среднем течении р. Москвы (на участке около 100 км) с применением гидрохимических, гидробиологических, микробиологических и геофизических методов;
3) лабораторное моделирование процессов самоочищения. Для лабораторного моделирования процессов самоочищения использовали оригинальную установку «Аквабиоценоз» (Щеголькова, 2004) и климатическую камеру. Среди наиболее чувствительных биотестов выбраны цериодафнии (выживаемость и плодовитость) и инфузории (хемотаксис, прибор «Биотестер-2»), данные методы внедрены для ежесезонного и ежемесячного контроля (соответственно) вод очищенных и речных. Проводили определение токсичности по рыбам - данио, гуппи, стерляди, горчаку, моллюскам – анадонта, водорослям – сценедесмус. Оценивали поведенческие реакции, выживаемость, метаболизм (дыхание, прирост). Гидрохимические анализы выполняли по стандартным методикам, принятым в аккредитованных лабораториях МГУП "Мосводоканал".
Гидробиологические пробы по р. Москва отбирали с борта катера. Для структурно функциональной характеристики бактерио-, зоо-, фитоплактона, зообентоса, перифитона, рыбных популяций определяли видовой состав гидробионтов, их численность, биомассу, продукцию по общепринятым методикам. Оценку плотности рыбного населения проводили по сетным уловам с использованием оригинальной методики (Криксунов, 2004). В 2003 году было проведено определение содержания металлов в мышцах и печени рыб разных возрастов, а также определение органических токсикантов (хлорорганические пестициды, полиароматические углеводороды, полихлорированные бифенилы) в мышцах и печени рыб возраста 3 и 14 лет из канала КСА.
ЛСА, выпуск 3,5,4 СА Вып.3,5,4 Лб ЛСА, вып. 1 А 1 Вып.1 ЛбС КСА 3, Пункты контроля воды 3 сутки 4 сутки 5 сутки 1 сутки 2 сутки Рис. 2. Расположение современных пунктов производственного экомониторинга МГУП "Мосводоканал" на р. Москве и время продвижения воды по реке от выпуска КСА (1- Рублево, 2 – Тушино, 3,4 – Перервинский ГУ, 5 – Ниже КСА, 6 – Братеево, 7 – Беседы, 8 – Заозерье, 9 – Отдых).
выпуск КСА выпуски ЛСА Заозерье Коломна Отдых Выше КОС 140 98 км от устья р. Москва Границы города Рис. 3. Расположение основных створов гидрохимических наблюдений, для которых рассчитывались массовые расходы загрязняющих веществ по среднему и нижнему течению реки.
Исследования донных отложений проводили на участке реки 152 – 90 км от устья.
Анализировали содержание металлов (валовое и подвижные формы) и биогенных элементов с помощью традиционных методов. Одноканальные сейсмоакустические исследования проводили с помощью аппаратуры, разработанной на кафедре сейсмометрии и геоакустики геологического факультета МГУ (Калинин, др. 1991).
Сейсмические исследования проводили по профилям, расположенным вдоль левого и правого берегов и по фарватеру на участке реки от Южного порта до створа Беседы (Владов, др., 2005). Кроме того, выполняли определение содержания растворенного кислорода по руслу реки на различных глубинах.
Обработку полученного гидрохимического и гидробиологического материала проводили по следующим основным направлениям:
1. Определение массовых расходов (МР) и составление балансовых расчетов по органическому веществу (ОВ), формам N, Р, взвешенным веществам (ВВ), металлам.
2. Расчет скорости самоочищения с учетом времени продвижения воды по руслу.
3. Оценка трендов показателей в пространстве (горизонтальные и вертикальные профили) и в динамике (многолетней, сезонной, суточной).
4. Изучение структурных и функциональных особенностей биоценозов на основе гидробиологических полевых наблюдений, оценки суточной и сезонной динамики по растворенному кислороду (O2), сезонной динамике рН, формам N, Pобщ и Р-РО4, БПК5, ХПК, взвешенным веществам (ВВ) и взвешенным органическим веществам (ВОВ).
5. Сравнение натурных наблюдений и данных лабораторного моделирования на участке ниже КСА. Рассматривали изменение показателей во времени удаления от выпуска (для натурных наблюдений) и времени проведения опытов (для лабораторных реакторов).
Применяли стандартные методы статистической обработки результатов.
Глава 3. Закономерности формирования экотопов современной реки мегаполиса.
До воздействия мегаполиса на реку Москву, река имела закономерные экологические изменения от истоков к устью, которые выражались в замедлении скоростей течения, в изменении структуры сообществ. Развитие города привело к зарегулированию реки несколькими плотинами, и, кроме того, река получила дополнительный приток волжской воды. Бассейн реки, исходя из ее расхода, как минимум удвоился. Если любая равнинная река имеет тенденцию снижения скорости к устью, то река, обводненная водой из другого бассейна, имеет тенденцию к убыстрению скорости течения (рис. 4). В верхней незарегулированной части реки скорости 0,1-0,3 м/с, в среднем течении реки, где сказывается влияние плотин и существенно изменено русло, скорости течения составляют 0,05-0,19 м/с. После поступления в реку БОВ скорости возрастают до 0,2-0,5 м/с. Таким образом, скорость в нижнем течении выше, чем в верхнем течении. Ранее отмечалось, что зарегулирование реки снижает долю реофильных и повышает долю лимнофильных видов (Шатуновский, др., 1988). Высокие скорости нижнего течения при условии благоприятного кислородного режима делают эту часть реки весьма привлекательной для реофилов.
П лощади сечения, м 1 С р е д н я я с к о р о с ть те ч е н и я в м е ж е н ь, м /с 8000 1, ЛСА 0, КСА Площадь сечения, м 0, течения, м/с 4 скорость 2 0, 0, 0 0,,,,,,,,,, 2, 1, 9, 8, 7, 5, 2, 1, 0, 9, 9, 7, 5, 4, 2, 0, 7, 5, 2, 9, 6, 3, 0, 8, 8, 7, 7, 6, 3, 1, 0, -20 0 0, -40 0 0, -60 0 0, -80 0 0 0, к м о т ус т ь я В р е м я д о б е га н и я 0% 10 % 20 % 30 % 40% 50% 60% 7 0% 8 0% 9 0% 100 % о т в ы п ус к а К С А, с ут.
Рис. 4. Гидрологические условия в среднем течении реки. Цифрами отмечены зоны седиментации: 4, 5, 6 – за счет расширения русла, 2, 3 – за счет углубления русла, 1, 7 – за счет расширения и углубления.
Территория долины р. Москвы среднего течения характеризуется повышенной гидравлической связью четвертичных водоносных горизонтов с водоносными горизонтами карбона, эксплуатация которых началась еще в конце XIX в. В черте города с 60-х годов XX в. происходит потеря воды из р. Москвы в водоносные горизонты в размере около 3-5% от расхода реки (Орлов, 1997). Зоны инфильтрации могут выступать в качестве постоянных «ловушек» взвешенных веществ, наиболее тонкодисперсных, органогенных (Калинин, др., 1991). Другими зонами седиментации являются участки русла с понижением скоростей течения. Определено, что все они характеризуются специфическими донными отложениями (ДО): с повышенным содержанием ОВ (более 10 % по потере при прокаливании - ППП), с повышенной долей частиц менее 0,001 мм (15-30%), с пониженным по сравнению с остальными участками реки отношением C/N. Процессы переработки ОВ в зонах седиментации более близки водохранилищам (Законнов, 1993), чем рекам с естественным режимом.
Активное перемешивание водных масс (особенно на водосливах плотин), отсутствие ледостава и повышенная температура способствует интенсификации окисления ОВ в воде реки.
При всем многообразии антропогенного воздействия на р. Москву, многие факторы имеют периодические составляющие, которые связаны с метаболизмом жителей, суточными и недельными ритмами работы предприятий, сезонными ритмами отдыха жителей, сезонностью работ речного транспорта и т.п. Река в месте выпуска КСА течет в пульсирующем скоростном режиме, скорости течения могут меняться за сутки на 30 % (от 0,20 м/с до 0,26 м/с в среднем). Скорости течения в отводном канале КСА для очищенной воды часть суток превышают 0,5 м/с. В канале (длиной 0,5 км) существуют уникальные экологические условия высокоскоростного теплого (круглогодично не ниже 18 оС) насыщенного кислородом потока.
В зоне городских бытовых стоков резко меняется состав воды. Перемешивание воды от выпуска КСА происходит через 5-8 км по руслу или более 10 часов движения воды. На участке русла с неполным перемешиванием воды существуют два потока, которые различаются по рН, содержанию кислорода, температуре, прозрачности.
Гидробионты, пересекая потоки, находятся в постоянно меняющихся условиях среды.
Рядом исследователей было показано, что неоднородность среды обитания для водных гидробионтов стимулирует прирост биомассы, скорости процессов метаболизма и благоприятно сказывается на развитии гидробионтов разных трофических уровней (Константинов, др., 1995, 1998). Различие физических и гидрохимических показателей в двух потоках до смешения БОВ с речной водой может повышать биологический потенциал этой зоны.
Для естественных водотоков никогда не наблюдается вертикальной стратификации по кислороду. В зарегулированной реке, скорость течения которой снижается до 0,01-0,05 м/с, а донные отложения представлены органогенными илами, появляются зоны со стратификацией по кислороду, аналогичные таковым в водохранилищах и озерах (зоны 1, 3, 7 – рис. 4) с глубиной резкого снижения кислорода - 7-8 м, что обычно для эвтрофных озер и водохранилищ средней полосы России.
Вся река разделена на зоны, которые значимо различаются основными гидрохимическими показателями: выше города, городской участок, ниже выпуска КСА, ниже выпуска ЛСА. Каждый из названных участков реки имеет специфический характер поступления загрязнителей (рис. 5) и разные потенциальные возможности самоочищения. Если на городском участке загрязнение реки преобладает над самоочищением, то на участке ниже всех выпусков города происходит самоочищение воды по ОВ, азоту, фосфатам, железу. За 3-4 суток движения воды окисляется количество ОВ (по БПК5), равное внесенному со стоком КСА. На участке от выпуска КСА до выпуска ЛСА заметно изменяются формы нахождения биогенных элементов и ОВ в воде. Выпуски БОВ вносят значительную долю минеральных форм N, которые за трое суток движения воды частично преобразуются в Nорг (доля Nорг возрастает от до 25 %) – рис. 6.
Содержание Р в донных отложениях (ДО) ниже выпуска КСА возрастает в 2- раза и держится на этом уровне не менее 40 км. Максимальное увеличение - в первых зонах седиментации ниже выпусков (в 7-8 раз, до 3,5 %). Здесь фиксируется зона специфических ВВ (с максимальным содержанием Р круглогодично), что стимулирует развитие фито- и зоопланктона и рост бактерий на детрите.
ОМЧ ХП К Река на входе в город Б П К- П оступление со стокам и и волж ской водой в черте города П оступление со стокам и КСА Нефтепродукты Ф осфаты (по Р) Азот общ ий М арганец Ж елезо Рис. 5. Вклады по загрязняющим веществам и содержанию бактерий от разных источников (% от массового расхода/численности бактерий реки на выходе из города).
Сезонность по Nобщ мг/л 15 Заозерье N-NH4 N-NO2 N-NO мг/л мг/л Рублево Nорг Nсумм/Nобщ, % 12 95 90 % 8 80 январь апрель июль октябрь январь апрель июль октябрь мг/л 70 10 Коломна мг/л Выше КСА 4 65 2 0 Рублево Выше КСА Ниже КСА Заозерье Отдых Коломна январь апрель июль октябрь январь апрель июль октябрь БПК5/ХПК, % ХПК/Nсумм БПК5/ХПК, % ВВ ХПК БПК 45 5,0 4,5 ВВ, мг/л, ХПК, мгО2/л Nсумм/Р-РО4;
БПК5, мгО2/л 4, 3, 3, 2, 2, 15 1, 10 1, 5 0, 0 0, Рублево Выше КСА Ниже КСА Заозерье Отдых Коломна Рублево Выше КСА Ниже КСА Заозерье Отдых Коломна Fe, мг/л ВВ, мг/л Р-РО4/Робщ, % Р-РО Насыщение кислородом, % Fe, нефтепродукты, мг/л Нефтепродукты, мг/л 90 0,9 0,7 Р-РО4, мг/л ВВ (мг/л), Р-РО4/Робщ., (%) Насыщение кислородом, % 80 0, 0,6 70 0, 0, 60 0,6 0, 50 0, 40 0,4 0, 30 0,3 0, 20 0, 0, 10 0, 0,0 0 Рублево Выше КСА Ниже КСА Заозерье Отдых Коломна Рублево Выше КСА Ниже КСА Заозерье Отдых Коломна Рис. 6. Неоднородность гидрохимических показателей по руслу реки (средние значения по данным ежемесячного мониторинга в 1999-2005 гг.) и сезонная динамика по Nобщ.
К створу Заозерье содержание Р во ВВ снижается. ВВ неоднородны в течение года в реке на входе в город (Рублево) и в Заозерье (выборки бимодальны по содержанию Р). Аналогичность состава ВВ в этих створах выявлена по сходству модальных значений содержания Р во ВВ (0,4 и 1,4-1,6%%). Появление в створе Заозерье ВВ с повышенным содержанием Р ( 1,6-2 %) – индикатор загрязнения речных вод взвешенными веществами от ДО зон седиментации.
Очищенные воды менее токсичны, чем речные. На протяжении около 40 км ниже выпуска КСА токсичность снижается по индексу токсичности на инфузориях в среднем в полтора раза (из диапазона умеренной и высокой степени токсичности в область допустимых значений).
валовое содержание Fe, ммоль/кг Содержание ОВ 7% Подвижность в ацетатно-аммонийном буфере, % от валового содержания 800 80000 Подвижность, % валовое содержание, 70000 600 мг/кг 400 40000 y = 85,02x + 142,7 200 R2 = 0,6898 0 0 0 2 4 6 3, 9, 3, 6, КСА Содержание ОВ, % пункты вниз по течению валовое содержание Содержание ОВ 7% Подвижность в азотнокислотной вытяжке, % от валового содержания Fe, ммоль/кг 80000 1500 70000 y = -41,819x + 1346, Подвижность, % валовое содержание, мг/кг 60000 R2 = 0, 50000 40000 30000 500 20000 10000 0 0 5 10 15 3, 9, 3, 6, КСА Содержание ОВ, % пункты вниз по течению В ацетатно-аммонийном буфере В азотнокислотной вытяжке Выше КСА Ниже КСА Выше КСА Ниже КСА 60 70 63, Подвижность, % 49,4 56, Подвижность, % 38, 40 32, 31, 30 25,3 28,1 26, 26,7 26, 22,4 30 24, 18,1 21, 17, 20 18, 17, 15, 20 16, 12,6 12, 8,7 9,6 8, 6, 10 5,2 3, 2,4 1, 2,9 1,4 0, 0,2 0,1 0, Al Fe Mn Ni Cr Cu Pb Zn Cd Al Fe Mn Ni Cr Cu Pb Zn Cd Рис. 7. Зависимость валового содержания железа от содержания органического вещества в донных отложениях и подвижность металлов в донных отложениях относительно выпуска БОВ.
Токсичность зависит не столько от абсолютного содержания металлов, сколько от формы их нахождения в воде (Singer, 1997). Ниже выпусков КСА и ЛСА происходит частичное осаждение металлов, которое сопровождается седиментацией фосфора в донные отложения. Это демонстрируется по взаимному увеличению их концентрации в ближайших к выпускам зонах седиментации;
по снижению подвижности металлов в донных отложениях ниже выпуска КСА;
по прямой зависимости валового содержания металлов от содержания фосфора ниже выпуска КСА и отсутствию таковой выше выпуска (рис. 7). Расчет запасов Р в зонах седиментации показал, что доля возможных запасов фосфора до пункта Отдых составляет не более 20 % от массовых расходов всего фосфора БОВ в год. Снижение фосфатов вниз по течению обусловлено не накоплением их в отдельных зонах седиментации, а переходом в малорастворимые соли металлов, которые сорбируются на ВВ.
В ДО окислительно-восстановительный потенциал и состав поровых вод зависят от интенсивности микробиологических процессов. Она, в свою очередь, зависит от содержания ОВ. При концентрации ОВ до 7% происходит накопление металлов, более 7 % - вымывание их из ДО. Это было показано по наличию прямой и обратной корреляционной зависимости между содержанием металлов и содержанием ОВ для двух выборок ДО ниже выпуска КСА (рис. 7).
Глава 4. Структура биоценоза городской реки и его роль в самоочищении Выявлено, что экосистема реки функционирует как целостная. Здесь представлены все трофические уровни. Особенностью структуры ниже выпусков БОВ является заметная роль бактериального планктонного и бентосного сообщества, которые трансформируют ОВ, поступающее с выпусками и переносимое из верховьев реки. Ниже выпуска БОВ формируется зона, где происходит прирост бактериопланктона независимо от сезона в течение первых двух-трех суток. Эта зона реки характеризуется снижением отношения общей численности бактерий (прямой счет) к числу гетеротрофных бактерий (по посеву на МПА). Далее происходит снижение численности бактериопланктона до аналогичных значений выше выпуска и повышение вышеназванного отношения. Разница между данными моделирования и наблюдаемыми в реке характеризует влияние факторов, не задаваемых в модели (осаждение взвешенных частиц и утилизация бактериопланктона по трофической цепи), и составляла для разных сезонов на 3-4 сутки от 12 до 61 тыс. КОЕ/мл (по посеву на МПА). Среди бактерий заметную часть составляют нитрифицирующие, что подтверждает динамика гидрохимических показателей в реке и лабораторной модели.
Деятельность бактерий-аммонификаторов проявляется на расстоянии от выпуска КСА в 10-15 км (сутки движения воды), где происходит некоторое повышение содержания аммонийного азота, наиболее проявляющееся в конце лета – осенью (прирост до 0, мг/л). Протекание денитрификации в донных отложениях реки зафиксировано по расхождению между лабораторной моделью и натурными наблюдениями по содержанию N-NO2 (в модели значения выше). По балансовым расчетам в настоящий момент в реке ниже выпусков удаляется более половины азота, поступающего со стоками города. Это позволяет оценить скорость процесса денитрификации ниже выпусков КСА и ЛСА в 5 г/(м2 сут). В процессе денитрификации участвует бльшая часть дна реки, а не только зоны седиментации, что показали результаты сейсмоакустического профилирования. Газонасыщенными является более 80% площади дна реки. Скорость денитрификации зависит от содержания ОВ в донных отложениях (коэффициент корреляции 0,77 по результатам лабораторного эксперимента).
Биомасса фитопланктона варьировала на различных участках реки от 1,5 до 16, мг/л (при глубине фотического слоя не превышающего 1 м). Во все сезоны проявлялась закономерность: снижение биомассы в районе выпуска КСА (по сравнению с участками на входе в город и выше КСА), возрастание к створу Заозерье (в среднем вдвое от биомассы на входе в город, в весенний период возрастание – в несколько раз). Основу биомассы формировали диатомовые и зеленые водоросли.
Уровень сапробности, оцениваемый по видовому составу планктонных водорослей (индекс сапробности по методу Пантле и Бука в модификации Сладечека), был, сходным на всех участках реки – от 1,70 до 2,23, что соответствует -мезосапробной зоне. Индекс сапробности не отражал степень влияния органических веществ БОВ КСА на структуру фитопланктонных сообществ. В водах сбросного канала КСА фитопланктон по биомассе не более 1 мг/л, валовая первичная продукция ничтожно мала, однако же величина деструкции при этом оказалась самой высокой (4,80 г О2/м3).
В БОВ КСА общая численность зоопланктона была сравнительно низкой, коловратки (по числу видов) практически доминировали на протяжении всего периода наблюдений. Лишь весной отмечалось развитие веслоногих рачков (копепода). В зимне-весенний период зоопланктон на различных участках р. Москвы был представлен главным образом коловратками (небольшим числом видов при низкой общей численности), а представители ветвистоусых и веслоногих рачков встречались лишь единично. В летние месяцы общая численность зоопланктонных организмов на участках выше и ниже КСА резко возрастала за счет развития рачкового зоопланктона (кладоцера, копепода). Общее число видов зоопланктонных организмов в этот период составляло 73 вида. В конце лета численность зоопланктонных организмов снижалась.
Так же как и с фитопланктоном, влияние БОВ КСА на численность зоопланктона проявляется разбавлением концентрации организмов. На протяжении участка 1-1, суток движения воды от КСА численность возрастала (биомасса до 1,1 мг/л). Далее, за чертой города (Заозерье), численность зоопланктонных организмов снижалась до 19, экз./л (биомасса до 0,32 мг/л). Расчет доли планктонных сообществ от ВОВ показал, что максимальная доля бактерио-, фито- и зоопланктона от ВОВ – в створе Заозерье:
10% бактериопланктон, 1,5% - зоопланктон и 16% - фитопланктон, тогда как на входе в город доли сообществ составляли 5;
0,5 и 4%, соответственно. Уровень сапробности, оцениваемый по видовому составу зоопланктонных организмов на различных точках наблюдений был в пределах 1,55 – 1,68, что соответствует -мезосапробной зоне.
Наибольшее видовое разнообразие бентосных организмов отмечено в районе Тушино (олигохеты, хирономиды, пиявки, моллюски дрейссена, перловица, шаровка, остракоды, ручейники). Средняя биомасса зообентоса на этом участке достигала г/м2. На городском участке, в районе Перервинской плотины обилие и разнообразие бентоса существенно снижалось (биомасса варьировала от 38 до 292 г/м2), при отчетливом доминировании дрейссены. Ниже КСА наблюдалось дальнейшее снижение плотности организмов бентоса и смена доминирующих форм;
дрейссена замещалась олигохетами, численность которых достигала максимума на выходе реки из города в Бесединской зоне седиментации (до 3500 экз./м2). Биомасса бентоса здесь варьировала от 7 до 42 г/м2, ее основу составляли олигохеты и хирономиды. За чертой города (Заозерье) кроме хирономид и олигохет вновь появлялась дрейссена, численность которой достигала 120 экз./м2. Продукция зообентоса в среднем за сезон по всем участкам ниже канала КСА составила 0,91 г/м2 за сутки.
В планктонных сообществах разных участков реки отсутствуют значимые различия, что показал анализ структуры сообществ отдельных групп организмов, базирующийся на использовании традиционных информационных индексов – показателя разнообразия Шэннона и индекса видового богатства Маргалефа. В то же время, высокие показатели видового разнообразия бентоса в районе Тушина снижаются на городском участке реки и вновь возрастают лишь при выходе реки из города.
Ежесезонные наблюдения показали, что основные сукцессии фитопланктона в зоне влияния КСА такие же, как и на участках реки выше города и в москворецких водохранилищах (Хромов, Витвицкая, др., 1991). Весной по числу видов и общей численности клеток преобладали диатомовые водоросли в пунктах на входе в город, выше КСА, а также через 1 - 3 суток движения воды (до Заозерья). Летом преобладающими являлись зеленые и немногим меньше диатомовые, в конце лета – по числу видов снова доминировали диатомовые. Даже в воде КСА при минимальной биомассе фитопланктона соотношение видов и сезонные сукцессии были схожими с остальными пунктами наблюдений.
Вклад фитопланктона и бактериопланктона в самоочищение по азоту посредством ассимиляции был оценен по доле азота фито- и бактериопланктона от Nорг. В среднем азот бактерио- и фитопланктона во всех пунктах не превышает 20% от Nорг. В пункте на входе в город – доля фитопланктона максимальна – до 10%, Выше КСА – около 4%, Ниже КСА – менее 1%, в пункте Заозерье вновь вырастает до 3-4%. Максимальная доля азота бактерий на выпуске КСА – около 20% от Nорг. Заметный вклад бактерий в трансформацию ОВ на участке 3 суток движения воды от КСА демонстрируется по максимальному отношению их продукции к биомассе для этого участка. Роль фитопланктона в ассимиляции биогенных элементов ниже выпуска БОВ мала. Разница в биомассе водорослей (добавление хлореллы в реакторы модельной установки до 1 – 11 млн.кл/л) не оказывала влияния на динамику минеральных форм азота.
Качество воды в городской реке – результат двух противоположно направленных процессов: поступление аллохтонного вещества (антропогенное загрязнение) и интегральное действие биоценоза (всех сообществ), направленное на нивелирование этого воздействия. Устойчивая сезонная периодичность содержания биогенных элементов и ОВ объясняется устойчивостью структуры биоценоза реки, постоянством годовой ассимиляционной емкости биоценозов. В реках Подмосковья (Десна, Сходня – выше выпусков БОВ), где отсутствует городское антропогенное загрязнение или оно незначительно, наблюдается сезонная периодичность следующих показателей, связанная с функционированием биоценоза: для рН, ХПК и ВОВ (%) – повышение в месяцы максимального развития фитопланктона;
ВВ – два «пика» (половодье и развитие фитопланктона), Робщ, Р-РО4/Робщ – снижение в месяцы развития фитопланктона, N-NН4 – повышение в половодье и снижение в летние месяцы, обратная корреляционная зависимость между долей минерального суммарного азота (N) и Nобщ. В реках, испытывающих чрезмерное городское загрязнение (Нищенка, Яуза) сезонная периодичность показателей отсутствует. На входе в город (Рублево) проявляются все названные зависимости. В створе выше КСА, после прохождения реки через город появляется еще один пик Nобщ – в конце лета, связанный с отмиранием фитопланктона и макрофитов. При этом сезонная периодичность для форм N и для отношения Р-РО4/Робщ достаточно устойчива. Отличие для Р в том, что после прохождения реки через город соотношение Р-РО4/Робщ снижалось для всех сезонов на 10-30 % по сравнению с рекой на входе в город. Для створа Ниже КСА устойчивой периодичности по N и Р не наблюдается. Она вновь появляется к створу Заозерье, но с бльшим разбросом данных (рис. 6). К устью реки вместе со значительным снижением концентраций всех форм азота (в несколько раз), периодичность в сезонном распределении форм вновь исчезает, динамика форм азота носит случайный характер.
В соответствии с зависимостью между количеством видов, обитающих в реке рыб, и площадью водосбора (Allen, 1995), число видов рыб, которое должно населять р. Москву при ее естественной площади бассейна должно составлять 27. В течение периода исследований в сетных уловах зарегистрировано в общей сложности 13 видов рыб. Наиболее массовыми объектами на всех станциях являются четыре вида: плотва, уклея, окунь и елец (в порядке убывания доли вида в составе уловов). Наибольшее обилие рыб наблюдалось на входе реки в город (Тушино) и в зонах влияния очищенных вод КСА. В районе Перервинской плотины уловы рыб минимальны.
Характер распределения плотности рыб вдоль русла реки сходен с характером распределения плотности бентоса (увеличение биомассы рыб и бентоса к зонам седиментации).
На основании натурных экспериментов и полученных гидробиологических данных нами была оценена суточная трансформация энергетического потока по трофическим звеньям в экосистеме реки в летний период на участке вблизи выпуска КСА. Энергетический эквивалент растворенного и взвешенного ОВ в воде реки при средней глубине 6 м составлял 3566 кДж/м2. Суточное потребление О2 на деструкцию ОВ в толще воды - 402 кДж/м2. Минерализация ОВ бактериопланктоном, в процессе метаболизма, за сутки составляла 482, при этом собственные траты на обмен 386 и значение продукции бактерий - 96 кДж/м2. Поток энергии, проходящий через автотрофный уровень (фитопланктон, макрофиты, перифитон) составил 20, траты на обмен у автотрофов 4, поступление в экосистему реки ОВ в виде продукции автотрофов - 16 кДж/м2. Общая продукция исходных трофических звеньев (бактерий и фитопланктона) в сутки составляла 112 кДж/м2. Рацион сообществ организмов последующих трофических уровней (мирный зоопланктон и зообентос) в сумме составил 34, а ассимилированная энергия их пищи - 20 кДж/м2. Учитывая траты на обмен у организмов этих трофических уровней, а также на выедание мирных форм зоопланктона хищными, реальная продукция зоопланктона в сутки составляла 1,8, а зообентоса 3,8 кДж/м2. Для более высокого трофического звена (рыб) кормовая база в энергетическом эквиваленте в сумме на сутки составляла 5,6, а с учетом макрофитов и перифитона – 7,2 кДж/м2.
Приведенный расчет показывает, что из содержащегося в воде растворенного и взвешенного ОВ (3566 кДж/м2) бактериопланктоном минерализуется только 482 кДж.
В результате фотосинтеза фитопланктон привносит в экосистему реки 14,2, что вместе с продукцией бактерий (96,2) составляет 110,4 кДж/м2. Последующие трофические звенья (зоопланктон и зообентос) используют из этого только 20,5 и дают продукцию для использования в пищу рыб 7,2 кДж/м2 (с учетом продукции макрофитов и перифитона). Таким образом, в толще воды, в круговороте по трофическим цепям экосистемы реки не участвует 3084 растворенного и взвешенного ОВ и 90 кДж/м продукции бактериопланктона и фитопланктона, что в сумме составляет 3174 кДж/м2.
В данных расчетах не учтена степень минерализации ОВ в ДО, которые играют важнейшую роль в процессах самоочищения реки. Оценка участия донных бактериальных сообществ была сделана на основе балансовых расчетов по самоочищению реки от Nобщ. На весовую единицу удаляемого азота в процессе денитрификации требуется 3 единицы ХПК (Хенце, др., 2004), отсюда только денитрификаторами в донных отложениях на участке в 100 км реки ежесуточно удаляется около 300 т ХПК или 15 г ХПК на м2 или 211 кДж/м2. Интенсивность биологических процессов трансформации ОВ ниже выпуска КСА характеризуется тем фактом, что на расстоянии 34 км от выпуска содержание ВОВ снижается в 2 раза.
Значения средних содержания ВОВ достоверно различаются для всех створов наблюдения. Наибольшее - в выпуске КСА (59%). ВВ реки выше выпуска почти на 10% более «минеральные», наименьшее значение ВОВ присуще створу Заозерье (21%).
Полученные оценки плотности и трофо-динамических характеристик массовых видов рыб дают основание для расчета максимального годового потребления частиц активного ила рыбами. В основу расчетов положены определенные значения удельного потребления, данные о составе пищевых рационов и максимальная удельная биомасса массовых видов рыб на участке выхода из канала КСА. При оценке питания рыб (плотва, уклея, елец) обнаружено, что основную долю содержимого их кишечников составлял детрит – 50-60% (включающий организмы перифитона и активного ила) и зоопланкионные и зообентосные организмы 3-10%. Ориентировочная оценка роли рыб в утилизации органики в зоне влияния КСА может быть получена на основе предположения о равновесном состоянии системы в отношении концентраций ОВ, плотностей организмов низших трофических звеньев и рыб в течение сезона.
Наблюдаемый градиент в распределении рыб на участке сброса и прилегающих верхних участках реки может указывать на привлекательность для рыб участков с высоким содержанием ОВ в воде. Полученные оценки годового потребления активного ила составляют: уклея – 34, плотва – 17,2, елец – 0,79, окунь – 2,64 г/м3. Суммарное годовое потребление активного ила всеми видами рыб, таким образом, не превышает 55,5 г/м3. При среднесуточной концентрации ила порядка 12 мг/л доля ила, непосредственно утилизируемая рыбами, составляет 1,3%.
Глава 5. Динамика экологического состояния реки в связи с изменением характера антропогенной нагрузки За время существования города показатель удельного расхода реки водоприёмника (УРРВ) изменялся от 15000-30000 л на человека в сутки до 600.
Сегодня УРРВ составляет около 800 л, что лишь в 2 раза больше нормы водоотведения на жителя. Заметное снижение УРРВ наблюдается с середины XVIII в. Этапы развития водной среды города различаются кислородными режимами, численностью и составом бактериопланктона и фитопланктона, качеством ВВ, что отражается на общей структуре биоценоза реки и процессах самоочищения (табл. 1).
Таблица 1. Основные этапы развития водной среды города Годы УРРВ Годовое Доля неочищенных Характеристика изменение бытовых стоков (в кислородного режима реки в УРРВ общем речном), % черте города л/(чел сут) До 1740 12000 0 5 Естественный, благоприятный 1740-1870 12000-3100 - 60 10 Удовлетворительный 1871-1936 3100-600 - 40 30-50 Неблагоприятный в летний период 1937-1964 600-1200 + 20 20-30 Неблагоприятный 1965-1978 1200-1400 + 15 Снижение до 0 Неблагоприятный в летний период ± 1979-1996 1400-1300 0 Удовлетворительный 1997-2004 1300-800 - 70 0 Удовлетворительный После строительства в городе полей фильтрации разбавление перестало быть основным процессом, способствующим снижению концентраций загрязнений в реке.
Одним из основных процессов, который в этот период начал формировать качество воды реки, стало биохимическое окисление ОВ на очистных сооружениях.
Интенсивность окисления ОВ в реке определяла содержание кислорода, который, в свою очередь, влиял на структуру биоценоза реки. Содержание биоокисляемого ОВ в р. Москве на выходе из города находилось в обратной корреляционной зависимости от мощности сооружений очистки в течение XX в. Связь между средними за год значениями БПК5 и мощностью очистных станций города характеризуется обратной корреляционной зависимостью (с коэффициентом корреляции -0,847), выраженной уравнением связи y = -0,0012x + 11,929, где x - сумма расходов всех станций очистки бытовых вод, тыс. м3/сут., y - БПК5, мг О2/л. Работа канализационной системы во многом определяется “физиологией” города, что было отмечено еще Строгановым (1923). В революционные и военные периоды нагрузка на очистные сооружения по биоокисляемому ОВ, ВВ и N сокращалась. Это же явление наблюдалось и в “перестроечные” годы. С 1989 по 1999 гг. снижалась нагрузка по N, БПК5 и ХПК в воде, поступающей на КСА. Нагрузка по ОВ и N уменьшилась почти на 30%.
Снижение органической нагрузки в неблагоприятные для жителей периоды, улучшало качество очищенной воды и меняло ее бактериоценоз, что отражалось на самоочищении воды в реке. Изменение качества очистки воды на КСА отразилось на содержании растворенного О2 в районе выпуска и нагрузке по БПК на реку. С середины 70-х годов прошлого века нагрузка на реку выше выпуска КСА не превышает критическую, равную 40 т/сут по БПК5. С 1996 г. нагрузка на реку ниже выпуска КСА - в рамках допустимой.
Показатель БПК5/ХПК характеризует долю биоокисляемого ОВ от общего его количества в воде. В поступающей воде данный показатель зависит от доли промышленных (трудноокисляемых) стоков, от качества моющих средств, используемых жителями, а также структуры питания жителей. В очищенной воде БПК5/ХПК влияет на скорость самоочищения воды в водоприемнике. Чем выше этот показатель, тем выше доля биоокисляемого ОВ и больше скорость бактериального самоочищения воды в реке. Наблюдается тренд повышения данного показателя (как в поступающей, так и очищенной воде) в 1966-1993 и 2001-2003 гг. Для этих периодов между отношением БПК5/ХПК в воде поступающей и очищенной проявляется прямая корреляционная связь (r = 0,620). Наибольшими значениями показателя в поступающей воде отличались 1992 - 1995 гг. Период с 1995 г. можно характеризовать как время смены социально-бытовых показателей города. Менялись многие моющие препараты, бытовая химия, структура поступающих в город продуктов питания и многие другие факторы, влияющие на качество поступающей воды (повышение как БПК, так и ХПК).
Однако, повышение ХПК опережало повышение БПК. Быстрая смена качества поступающих стоков отражалась на составе биоценоза активного ила и на процессах очистки на станциях. Корреляционные зависимости между отношением БПК5/ХПК в поступающей и очищенной воде могут характеризовать «стабильность» антропогенной нагрузки от города. В периоды стабильные для города – зависимость прямая, при резкой смене качества поступающей воды – обратная. Влияние “физиологии города” проявляется в изменении температуры воды, поступающей на станции: чем выше температура, тем эффективнее биологическая очистка. Если до начала 1960-х гг.
температура воды колебалась от 6 до 21, до конца 1980-х гг. зимой опускалась до 15, то в последние 20 лет температура поступающей воды не ниже 18 зимой и до 27 оС – летом.
Отмеченное ранее самоочищение по N в р. Москве на участке от выпусков московских очистных сооружений до устья составляет с 1997 года не менее 50 т/сут.
или более 50% от поступления КСА и ЛСА. Однако, данный факт наблюдался не всегда. В 1996-1997 гг. при неизменных в среднем массовых расходах Nобщ в створе Отдых произошло увеличение самоочищения по N к устью реки (от 20-40 до 50-80%).
Именно в этот период в реке токсичность снизилась до уровня допустимой. Известно, что особо чувствительными к токсичности являются нитрификаторы второй фазы окисления – от нитритов к нитратам (Randall, 1984). Содержание кислорода в реке было достаточным для протекания процесса нитрификации уже с начала 70-х годов.
Периоды почти полного отсутствия окисленных форм N в очищенных стоках на КСА связаны с превышением нагрузки над мощностью более, чем на 25 % (1965-1972 гг.).
Периоды появления бактерий-нитрификаторов в очищенной воде связаны со снижением нагрузки (1972-1974 и 1996-1998 годы). Это отразилось на качестве очищенной воды – доля окисленных форм N увеличивалась в эти периоды до 30-60 %.
К концу 90-х годов постоянное присутствие ниже выпусков в реке бактерий нитрификаторов и удовлетворительный кислородный режим, оптимизировали процессы нитрификации по всему руслу. Возникает противоречие: бытовые стоки являются основными поставщиками N в реку и они же способствуют его удалению независимо от источника поступления (включая диффузный).
Зона реки после смешения поверхностных стоков города (ливневых и промышленных) и бытовых стоков, отличается особой напряженность биологических процессов. Величина этой зоны меняется с изменением нагрузки от города. Оценить ее границы можно следующим образом. Если до 60-х годов, восстановление благоприятного кислородного режима не начиналось до самого устья, в середине 60-х – это происходило на расстоянии около 40 км от границ города, то в середине 90-х стало происходить уже на выходе реки из города. Сама по себе величина этой зоны может служить показателем интенсивности самоочищения и выхода реки из кризиса.
Границы ее (по содержанию O2) смещались с 1965 до 1993 года от Бесед до Отдыха – 37 км за 28 лет (1,3 км в год). Зону можно выделять по оценке токсичности. Снижение токсичности ниже выпусков БОВ протекает на фоне общего уменьшения токсичности речной воды на городском участке за последние 15 лет.
Сезонная динамика биогенных элементов показывает, что самоочищение реки проходило по разным «сценариям» в разные периоды. Разбавление, окисление ОВ, нитрификация, ассимиляция биогенных элементов бактериоценозами, прирост фитопланктона, седиментация становились на разных этапах ведущими процессами самоочищения. Например, в начале прошлого века бактерии-нитрификаторы появлялись в реке лишь в период весеннего загрязнения навозными водами (до 12 мл N-NH4). Об этом свидетельствует смещение «пиков» N-NH4 и N-NО2 на 1-2 месяца и полная утилизация экосистемой N-NH4 в начале лета, сопровождающаяся максимумом прироста фитопланктона в это же время. В середине века в городской черте процессы нитрификации и окисление ОВ в реке протекают в течение всего года. По содержанию форм N в течение года можно судить, что иногда процесс нитрификации в реке проходил успешно обе стадии окисления N-NH4 (с 1996 г.), а иногда приводил к накоплению в реке N-NО2 (1965-1975 гг.). О развитии стабильно функционирующего бактериоценоза по удалению аммонийного азота можно судить по наличию корреляционной зависимости между скоростью удаления аммонийного азота (мкг/(л сут)) на участке Ниже КСА-Заозерье и концентрацией аммонийного азота в пункте Ниже КСА. В последние годы коэффициент корреляции этой зависимости составляет 0,81, тогда как в 70-е годы зависимость отсутствовала.
Если по содержанию О2 наиболее неблагоприятными для последних 50 лет являлись годы 1951-65, то для структуры экосистемы годами с наименьшим видовым разнообразием, с наименьшей биомассой всех сообществ являлись 1970-80 гг.
Синезеленые водоросли имели значительное развитие лишь в период с 1966 по 1973 гг.
Зоопланктонные сообщества наибольшим числом видов были представлены коловратками, а ветвистоусые и веслоногие рачки имели незначительное развитие.
Лишь в последние годы (2003-2005 гг.) рачки имели бльшую численность, чем коловратки, что свидетельствует об улучшении условий среды их обитания. Зообентос реки в черте города был представлен на 80-90% олигохетами при высокой их численности. Хирономиды, а также моллюски отмечены главным образом лишь на входе в черту города (Тушино). Затем эти виды снова зафиксированы лишь на удалении 30 км за чертой города (Заозерье). В последние годы наблюдений моллюски встречаются на выходе из города (Беседы). Зона от выпуска КСА до Заозерья характеризуется неустойчивой структурой бентосного сообщества и потенциальной возможностью к выносу ВВ из ДО. Это проявляется в неустойчивости границы появления моллюсков (Беседы Заозерье), колебаниях биомассы олигохет в зонах седиментации, в изменении содержания фосфора во взвешенных веществах в пункте Заозерье.
В 1998 году после промывки реки перенесенные из верховьев органические ВВ распространились по ближайшим зонам седиментации до Бесед. Первые 3-4 года после промывки происходила особенно активная трансформация ОВ донными сообществами как на городском участке (выше КСА), так и ниже выпусков. Эффективность промывки 1998 г. определена по тренду улучшения качества воды выше выпусков по Nобщ, N-NН4, БПК5, ХПК, ВВ, по увеличению доли окисленных форм N от Nобщ. С г. наблюдали снижение биомассы бентосных сообществ ниже выпуска КСА и вынос ВВ из ДО (повышение Р во ВВ в створе Заозерье), что свидетельствует о потенциальной возможности загрязнения реки от ДО.
Глава 6. Улучшение качества речных вод и производственный экомониторинг В последние 50 лет анализируемая зона реки по всем существующим гидрохимическим и гидробиологическим показателям характеризуется как грязная, очень грязная, чрезвычайно грязная. Как показали наши исследования, внутри этих самых плохих градаций река активно изменялась. Были рассмотрены временные этапы:
1971-1975, 1979-1982, 1995-1997, 1998, 1999-2002, 2003-2005 гг. (рис. 8).
Эти периоды различались изменением средних скоростей течения – до начала 90-х годов скорости в реке нарастали из-за увеличения водопотребления городом, после 90 х стали снижаться. Кроме того, в эти периоды было проведено разное количество промывок. В первый – ни одной, во второй – 4, далее одна промывка в 1998 г. Кроме того, во время первого периода сменился кислородный режим (с 1973-1974 гг. нет ледостава).
Выше выпусков СА (Перерва) Ниже выпусков СА Устье реки (Коломна) м/с 0, 0, 2 0, 0, 0, 0, 0, 0, апр 49 апр 51 апр 53 апр 55 апр 57 апр 59 апр 61 апр 63 апр 65 апр 67 апр 69 апр 71 апр 73 апр 75 апр 77 апр 79 апр 81 апр 83 апр 85 апр 87 апр 89 апр 91 апр 93 апр 95 мар 97 мар 99 мар 01 мар 03 мар Границы между изучаемыми временными периодами Номера изученных временных периодов Промывки дна Рис. 8. Динамика средних скоростей течения выше и ниже выпусков станций аэрации (СА), границы изучаемых временных периодов, годы проведения промывок дна.
Таблица 2. Скорости самоочищения (мг/(л сут)) на среднем и нижнем участках реки в разные периоды.
Период: 1971-1975 1979-1982 1995-1997 1998 1999-2002 2003- Ниже КСА - Заозерье по Nобщ 0-1 -1 - по ХПК 0-5 0- по ХПКденитр 0- Отдых-Коломна по Nобщ 0,7 – 1,3 0 - 0,7 0-1 0 - 1,6 0,7 -1,7 1 - 1, по ХПК 0-4 -1,3 - 4 1,3 - 4 2,7 - 8 2,7 - по ХПКденитр 2,1 – 3,9 0- 2,1 0-3 0 – 4,8 2,1 – 5,1 3 – 5, Характер самоочищения между периодами заметно различался (табл. 2). В первый период участок 100 км нижнего течения функционировал на вынос органического вещества, о чем свидетельствует сравнение скоростей самоочищения по ХПК с удалением ОВ (по ХПК) за счет денитрификации. Этому способствовала смена кислородного режима, смена гидрологических условий (нарастание скоростей). При такой динамике нагрузок экосистема реки не успевала вовлекать ОВ в биогеохимические потоки на месте, органические вещества «транзитом» выносились за пределы бассейна реки. Следующий этап с промывками дна и еще бльшим увеличением скоростей течения, характеризуется в среднем аналогичным удалением ОВ по ХПК и меньшим удалением Nобщ. Различие этих этапов – в самоочищении по ТМ и сезонной динамике самоочищения по ХПК. В начале 70-х годов – накопление ТМ в пределах русла, в конце 70-х годов – вынос их в р. Оку. Второй период характеризуется также отрицательными скоростями самоочищения по ХПК в конце лета. Экосистема реки функционировала нестабильно.
Самоочищение по азоту снизилось от 70-х до начала 90-х годов и возросло в конце 90-х годов. Два периода последних лет характеризуются тем, что 3 года после промывки 1998 г. ниже города самоочищение по ХПК не наблюдалось, река выносила транзитом значительную часть органических загрязнителей, несмотря на успешное протекание самоочищения по Nобщ. Лишь с 2003 года трансформация ОВ в пределах русла имеет положительный баланс, причем активнее этот процесс идет на нижнем участке реки (рис. 9).
Удаление же азота происходит с 1999 г. по оптимальному сценарию. Удаляется около 80% Nобщ. Функциональная значимость двух участков для самоочищения по N менялась в зависимости от динамики качества ДО. Самоочищение по азоту происходит лишь на участке ниже всех выпусков городских стоков. Участок ниже КСА имел почти «нулевые» скорости самоочищения по Nобщ для 1999-2002 гг. и отрицательные – в 2003-2005 гг. Вклад донных отложений в загрязнение реки азотом на этом участке в период после последней промывки возрастал. Скорость самоочищения по N-NH снизилась с 1999 по 2005 гг. с 1,5 до 0 мг/(л сут) в среднем, а по приросту N-NO2, наоборот, возросла (с -0,05 до +0,05 мг/(л сут)). Ассимиляционная емкость экосистемы реки в целом повысилась в 2003-2005 гг. в нижнем течении до 300 т/сут по ХПК.
Ниже КСА-Заозерье Отдых-Коломна 1999-2002 гг.
мг/(л*сут) по ХПК т/сут по ХПК 10,0 5,0 -200 январь апрель июль октябрь 0, - январь апрель июль октябрь - -5, - - -10, мг/(л*сут) т/сут по N по N 2,0 1, 1, 0, 0, январь апрель июль октябрь -0, январь апрель июль октябрь -1,0 - 2003-2005 гг.
по ХПК т/сут по ХПК мг/(л*сут) 10, 5, 0, -100 январь апрель июль октябрь январь апрель июль октябрь -5, - -10,0 - по N по N т/сут мг/(л*сут) 2, 1,5 1, 0, 0, -0,5 январь апрель июль октябрь -1,0 январь апрель июль октябрь - -1, - -2, Рис. 9. Динамика самоочищения по ОВ (ХПК) и Nобщ для периодов 1999-2002 и 2003 2005 гг. на участках Ниже КСА-Заозерье и Отдых-Коломна.
Промывки позволяют переместиться вниз по течению не только загрязненному детриту донных отложений, но и разнообразным донным гидробионтам. При отсутствии острой токсичности донных отложений гидробионты могут в них закрепиться. В 70-е годы прошлого века такой возможности не было. Сейчас она, вероятнее всего, появилась на некоторых участках реки ниже города.
Потенциальные возможности реки к самоочищению при чрезвычайном загрязнении по N-NН4 были изучены по его динамике после аварии в мае 2005 г., когда N-NН4 снижался от 14 до 2 мг/л в течение 30 часов, со скоростью 1 мг/(л час) на участке реки вблизи выпуска.
Моделирование с очищенной водой из опытной пилотной установки по удалению азота показало, что после внедрения новых технологий зона потенциально повышенного содержания нитритов сместится ближе к выпуску на 1 сутки движения воды. Предусмотрев наличие в реке денитрифицирующего сообщества (в виде биоплато с заилением дна и т.п.) можно значительно (~вдвое) сократить зону самоочищения по азоту. УФ-обеззараживание замедляет процессы нитрификации в реке, уничтожая бактерии-нитрификаторы в БОВ, увеличивает содержание N-NН4 в реке ниже выпуска на 10-15% (от поступающего со стоком КСА) для участка реки в 20 40 км;
снижает численность фитопланктона на 30-40%, увеличивает количество «мертвого» детрита, что может влиять на мощность донных отложений реки на участке не менее 70 км от выпуска.
Удельный прирост ВВ за 3-4 суток опыта при разных разбавлениях (от 1:10 до 10:1) был минимальным при разбавлениях 6:4, 1:1, 4:6, что объясняется увеличением разнообразия при смешении двух водных сообществ (речного и очистных сооружений), формированием более разветвленной трофической цепи. Это соотношение сильно изменилось за последние десятилетия. Можно предполагать, что экологическое неблагополучие 70-х гг. объяснялось еще и бльшим (чем сейчас) удельным приростом ВВ ниже выпусков БОВ.
Основой мониторинга городской реки должно являться: 1) наблюдение за скоростями самоочищения на основе балансовых расчетов, 2) непрерывность и регулярность наблюдений с использованием современных on-line технологий, 3) мониторинг загрязненности донных отложений в ближайших к выпуску зонах седиментации, 4) комплексный анализ данных по состоянию вод речных, очищенных и поступающих на сооружения очистки, 5) оценка трансформации органического вещества ниже выпусков на основе методов продукционной гидробиологии.
Расположение створов должно учитывать протяженность кризисной зоны по изменению скоростей самоочищения.
Интенсификация самоочищения реки, принимающей значительные стоки БОВ и испытывающей при этом сильную антропогенную нагрузку от поверхностного стока города, должна осуществляться с учетом найденных структурных особенностей реки.
Нами предложены следующие мероприятия, направленные на «оздоровление» и поддержание благополучного состояния сильно загрязненной городской реки за счет формирования качества БОВ:
1) поддержание нитрификаторов на уровне биомассы, осуществляющем оптимальное протекание нитри-денитрификации в реке;
2) поддержание кислородного режима в кризисной зоне за счет реаэрации стоков на выпуске.
Кроме изменения технологии очистки могут применяться методы собственно регулирования процессов самоочищения:
1) использование тупиковых образований в русле для устройства биоплато (участки старого русла р. Москвы);
2) формирование денитрифицирующих зон в районе активного протекания нитрификации в толще воды (биоплато с умеренным заилением, регулируемые зоны седиментации органогенной взвеси);
3) искусственное разведение гидробионтов зоопланктона на участках от выпуска до 3-х суток движения воды – для утилизации бактериоценоза БОВ;
4) заселение донных отложений дрейссеной с проведением постоянного мониторинга биомассы;
5) заселение реки хищными видами рыб – для увеличения длины трофической цепи и более полной утилизации ОВ. Биологически очищенная вода является пригодной для рыборазведения, являясь нетоксичной и содержа в себе активный ил (дополнительный корм для рыб), поэтому сооружения очистки могут выступить местом для формирования предприятий по подращиванию личинок рыб для зарыбления московских водоемов и р. Москвы.
Изменение технологических процессов на сооружениях очистки может рассматриваться как фактор долговременного или экстренного воздействия на реку.
Технологическая возможность изменения содержания ВВ, О2 – несколько часов, тогда как для величины биомассы бактерий-нитрификаторов и наличия адаптированных гидробионтов – несколько суток/недель. Регламент ликвидации чрезвычайного загрязнения реки органическим токсикантом (выше выпуска очистных сооружений) должен включать: поиск очистных сооружений ниже сброса токсиканта;
расчет времени добегания «пятна» до этого очистного сооружения;
срочную доставку на очистные сооружения воды из «пятна» загрязнения для адаптации активного ила;
адаптация культуры активного ила на отдельном блоке исходя из времени, которым «располагает» река до поступления пятна-загрязнителя;
выпуск активного ила в реку в момент достижения «пятном» очистного сооружения.
Выполнен ретроспективный анализ материалов производственного экомониторинга МГУП «Мосводоканал» (за период более полувека до настоящего времени), характеризующих состояние р. Москвы по мере изменения нагрузки от города и применяемых методов очистки БОВ. Определена специфика складывающегося гидрологического и гидрохимического режима городской реки на различных этапах и дана оценка экологического состояния реки, что позволяет сделать следующие выводы.
Выводы 1. Выявлено наличие временных периодов, которые характеризовались максимальным самоочищением реки (со скоростями 5 мг О2/(л сут) по ХПК и 1,7 мг/(л сут) по Nобщ) и временных периодов, которые характеризовались отрицательными скоростями самоочищения за счет загрязнения реки от донных отложений. Максимальные зафиксированные скорости самоочищения и ассимиляционная способность экосистемы соответствовали снижению токсичности и стабилизации кислородного режима реки.
2. Городские стоки формируют специфические экологические условия, характеризуемые пульсирующим в течение дня скоростным режимом, неоднородностью потоков по рН, О2, мутности, температуре, БПК, ХПК.
3. Ниже выпуска очищенных вод формируются геохимические барьеры для тяжелых металлов, характеризуемые снижением подвижности в них металлов. Содержание тяжелых металлов в донных отложениях ниже выпуска биологически очищенных вод зависит от содержания органического вещества. Количество ОВ до 7% приводит к накоплению металлов, более 7% – выносу металлов из донных отложений.
4. Ниже выпусков БОВ формируется особая (кризисная) зона реки, отличающаяся снижением токсичности, повышенными скоростями самоочищения по ОВ и N, повышенной биопродуктивностью по всем трофическим уровням. Мониторинг экологического состояния реки мегаполиса должен включать оценку величины кризисной зоны с применением выявленных критериев.
5. Биологически очищенные воды оказывают влияние на самоочищение по соединениям азота, формируя особые нитри-денитрифицирующие зоны, очищающие реку со скоростью 5 г N/(м2 сут).
6. По каналу «растворенное органическое вещество детрит водные животные» циркулирует двусторонний, устойчивый и достаточно мощный поток вещества и энергии, обеспечивающий стабильность биотического круговорота в водной экосистеме ниже выпуска биологически очищенных вод. Велика роль денитрифицирующих донных сообществ в трансформации органического вещества, которая может достигать мг/(м2 сут) по ХПК.
7. По всему руслу реки весной и в начале лета преобладают диатомовые, летом – по числу видов зеленые и затем диатомовые. Представители этих групп водорослей составляют основу биомассы фитопланктона.
8. Технологии УФ-обеззараживания биологически очищенной воды, снижают нитрифицирующую активность планктонных сообществ реки, уменьшая скорости самоочищения по общему азоту и увеличивая количество детрита, не вовлекаемого в биологический круговорот.
9. Промывка дна реки 1998 г. способствовала формированию денитрифицирующих донных сообществ в местах седиментации взвешенных органических веществ, а также интенсифицировала трансформацию органических веществ в донных отложениях на городском участке реки.
10. Биологически очищенные воды могут интенсифицировать процессы восстановления экологического режима в случае чрезвычайного загрязнения реки соединениями азота, органическими токсикантами и токсичными металлами путем экстренного изменения в технологии очистки.
Основные положения диссертации опубликованы в работах:
1.Храменков С.В., Данилович Д.А., Щеголькова Н.М. Влияние очищенных сточных вод московских станций аэрации на качество воды реки Москвы и ее притоков // Тезисы второго международного научно-промышленного Форума «Великие реки-2000». – Н.Новгород, 2000. – С. 54.
2. Щеголькова Н.М., Козлов М.Н. Сравнительная оценка методов биотестирования речных и очищенных сточных вод // Тезисы 4-го международного конгресса «Вода. Экология. Технология» / Секция «Водные ресурсы. Поверхностные воды». – М., 2000. – С. 202- 3. Chtchegolkova N., Kozlov M., Danilovich D. Estimation of biotest methods for the ecological control purposes / A book of papers International congress “ETEWS 2001”. – Yalta, 2001. – С. 340-343.
4. Щеголькова Н.М., Козлов М.Н., Данилович Д.А., Канцерова Т.А.
Сравнительная оценка методов биотестирования речных и очищенных вод. // Вода и экология. Проблемы и решения. – 2001. – №2. – С.2-8.
5. Shchegolkova N.M., Adgienko V.E., Danilovich D.A., Kozlov M.N. Role of the Moscow Wastewater Treatment Plant in elements reallocating in Moscow Urboecosystem. / Functions of soils in the geosphere-biosfere systems // Materials of the international symposium. – Moscow, 2001. – Р. 307-308.
6. Щеголькова Н.М. Оценка влияния очищенных вод московских станций аэрации на экосистему р. Москвы / Проблемы экологии и развития городов // Сборник статей по материалам 1-й Всероссийская научно-практической конференции. – Красноярск: СибГТУ, 2001. – С. 50-54.
7. Щеголькова Н.М., Козлов М.Н., Данилович Д.А. Свойства донных отложений в местах выпусков московских станций аэрации и некоторые закономерности их генезиса // Тезисы 5-го международного конгресса «Вода.
Экология. Технология» / Секция «Водные ресурсы. Поверхностные воды». – М.,2002. – С. 15.
8. Щеголькова Н.М., Козлов М.Н. Обследование р. Пехорки – приемника очищенных вод Люберецкой станции аэрации // Тезисы 5-го международного конгресса «Вода. Экология. Технология» / Секция «Водные ресурсы.
Поверхностные воды» – М., 2002. – С. 9. Щеголькова Н.М. Некоторые закономерности разложения органических остатков в донных отложениях р. Москвы // Тезисы Международной конференции «Новые технологии в защите биоразнообразия в водных экосистемах» –М.: МГУ им. М.В.Ломоносова, 2002. – С.198.
10. Щеголькова Н.М., Козлов М.Н. Влияние очищенных вод Люберецкой станции аэрации на экологическое состояние реки Пехорки // Тезисы третьего международного научно-промышленного Форума «Великие реки-2002». – Н.Новгород, 2002. – С.87.
11. Щеголькова Н.М., Самохвалов А.С. Некоторые закономерности формирования донных отложений в зоне влияния очищенных вод станций аэрации / Экология 2003 // Тезисы международной молодежной конференции. – Архангельск: ИЭПС УрО РАН, 2003.- С. 86-87.
12. Храменков С.В., Пахомов А.Н., Данилович Д.А., Козлов М.Н., Щеголькова Н.М. Влияние очищенных вод московских станций аэрации на качество воды р. Москвы и ее притоков / Сб. научно-технических статей «Развитие московской канализации». – М.:Можайск-Терра, 2003. – С. 287-297. – ISBN 5-7542-0115-Х.
13. Щеголькова Н.М., Козлов М.Н. Исследование донных отложений в среднем течении р. Москвы / Сб. научно-технических статей «Развитие московской канализации». – М.:Можайск-Терра, 2003. – С. 298-312.
14. Щеголькова Н.М., Козлов М.Н. Применение лабораторного моделирования для прогнозирования качества воды в водотоках-приёмниках очищенных вод // Тезисы научно-практической конференции НИИ ВОДГЕО. – М., 2004. – С. 131-133.