Стан довкілля Черного моря. Евтрофікація та її наслідки

Стан довкілля Чорного моряСкачать  Скачать «Стан довкілля Чорного моря»  бесплатно, а также скачать много других карт можно в нашем архиве карт

Евтрофікація та її наслідки

Біогенні елементи. Серед антропогенних порушень евтрофікація є найбільш значним негативним фактором, що впливає на екосистему Чорного моря і, насамперед, на її північно-західну частину.

Антропогенна евтрофікація, на відміну від природної, є побічним наслідком діяльності людини і являє собою швидке підвищення трофності водоймищ унаслідок надходження в них біогенних елементів і органічної речовини у кількостях, які значно перевищують звичайні природні рівні, що призводить до біогенного забруднення. Екологічна криза, що вибухнула у водах цього регіону в 70-80 роки, на даний час виражена у евтрофікації, розвитку широкомасштабних явищ гіпоксії, появі сірководневих зон і, як підсумок, — у деградації біогеоценозів.

Аналіз просторового розподілу біогенних елементів проводився для двох частин ПЗЧМ: — західної, що зазнає найбільшого антропогенного впливу річкового і промислового-побутового стоків, та східної, де їхній вплив обмежується переважно другим компонентом і яка зазнає більшого впливу відкритої частини моря. Ця частина шельфу включає також прибережні води Кримського півострова.

Коливання річкового стоку в ПЗЧМ призводять до істотних змін гідролого-гідрохімічних умов. Особливо ці зміни виявляються в західній частині шельфу, яку можна оконтурити ізогаліною 17,5 опс, що являє собою середньорічну межу поширення річкових вод в акваторії. На рисисунку 4.10 у двадцятихвилинних квадратах її акваторії на основі історичної бази даних УкрНЦЕМ та ПівденНІРО (1955-2000 рр.) представлена статистична забезпеченість по кожному з аналізованих інгредієнтів.

Розрахунок середньобагаторічних (1955-2000 рр.) величин біогенних елементів для західного і східного районів ПЗЧМ дозволяє характеризувати їх за загальним рівнем біогенного забруднення (рис. 4.11). Середньобагаторічний рівень вмісту біогенних елементів у західній частині шельфу є вищим, ніж у східній. Величини концентрацій нітратів у поверхневому шарі склали 71 і 5 мкг/л відповідно для західної і східної частин. У придонному шарі відмінність виявилася не настільки великою — 51 і 13 мкг/л відповідно. Середньобагаторічний рівень інших біогенних елементів на поверхні й у придонному шарі є також приблизно в 1,5-3 рази вищим в західній частині ПЗЧМ. При цьому слід зазначити, що під впливом річкового стоку знаходиться не лише поверхневий, але і придонний шар. Виключення становлять фосфати, середньобагаторічний рівень яких у поверхневому шарі приблизно однаковий в обох районах акваторії: 44 і 48 мкг/л відповідно. Разом з тим, у придонному шарі в західній частині рівень вмісту фосфатів майже втричі перевищує такий у східній (18,3 і 6,9 мкг/л, відповідно).

У свою чергу, у західній частині максимальний рівень азотовмістких речовин за весь період спостережень був відзначений у придунайському і дністровському районах і трохи нижчий — на півночі, у зоні дії Дніпро-Бузького лиману і Мегаполісу (табл. 4.6 і 4.7). Середньобагаторічний вміст нітритів, нітратів і загального азоту склали відповідно величини: 21, 385, і 890 мкг/л, і вони є максимальними для поверхневого шару всієї західної частини. Разом з тим, максимальн концентрації амонійного азоту відзначені на полігон Мегаполіс - 53 і 106 мкг/л, для поверхневого придонного шарів відповідно. Для фосфатів максимальний середньобагаторічний рівень відзначений у районі Дніпро-Бузького лиману (94,4 і 70,9 мкг/л фосфатів у поверхневому і придонному шарі відповідно) і майже вдвічі нижчий - в інших районах (30-53 мкг/л). Ці дані є підтвердженням виносів з Дунайськими водами переважно азотовмістких речовин, фосфатів — з Дніпро-Бузькими водами та ролі побутових і промислових стоків міст Мегаполісу в амоніфікації вод.

У західній частині ПЗЧМ, у свою чергу, можна виділити райони, де виявляється вплив переважно річкового стоку (Дунайський і Дністровський) і північну частину де вплив Дніпро-Бузького річкового стоку підсилюється надходженням побутових і промислових стоків, що досягають 4% рівня сумарного стоку річок і містять близько 400 тис.тонн біогенних елементів і 2 млн.тонн органіки.

У водах Каркінітської затоки за період з 1973 по 1985 рр. середній вміст нітрітного азоту в літній і зимовий періоди року був у межах - 3-4 мкг/л, а в перехідні періоди не перевищував 1-2 мкг/л. Середній вміст нітратного азоту узимку був менш 30 мкг/л, а в інші сезони року - менш 10 мкг/л. Вміст фосфатів у зазначений період на поверхні моря не перевищував 8 мкг/л. У придонних водах відзначався приблизно такий самий їхній вміст, і лише восени 1994р. і узимку 1996 р. відзначалися спалахи у вмісті фосфатів, відповідно, до 90 і 50 мкг/л. У наступний період вони знаходилися на фоновому рівні. Вміст загальних форм фосфору з 1993 року для всіх сезонів року знаходився на нижніх межах інтервалів мінливості попереднього десятиліття (10-100 мкг/л). Вміст загального азоту в період з 1992 по 1998 рр. коливалося в межах 0-450 мкг/л. Цей район за рівнем вмісту біогенних елементів можна віднести до незабруднених районів шельфу.

Загальною рисою в просторовому розподілі біогенних елементів у всіх випадках є зниження абсолютних значень концентрацій при віддаленні від берега і дельтових зон у мористі області і їхнє концентрування у фронтальних зонах. Це доводять результати полігонних досліджень (табл. 4.8).

У Чорному морі, поряд з антропогенною, протікає природна евтрофікація, що пов'язана не з річковим стоком, а з мобілізацією глибинного запасу мінеральних солей. І, як результат порівняно з 1975 р., вміст амонійного азоту в аеробній зоні моря збільшився в 3-4 рази, органічного азоту — в 1.5-2 рази, кількість нітратів - у 2 рази, а фосфатів - у 1,7 разів. Підвищення рівня біогенних елементів виявляється в зонах звалу глибин (ізобата 100 м) при виході на шельф збіднених киснем вод під час штормових вітрів у процесі апвелінгу. Ці води поширюються до глибин 30-50 м, створюючи “червоні припливи” біля узбережжя Болгарії на значній відстані від гирл великих річок. Евтрофікація відзначається вже і в центральній частині західної половини Чорного моря, де за останні роки у фотосинтетичному шарі концентрації мінеральних фосфору і азоту збільшилися в 1,5-2 рази.

Внаслідок активних біоседиментаційних процесів, що відбуваються в ПЗЧМ, донні відклади стали потужним додатковим джерелом надходження біогенних речовин. За даними ОФ ІБПівдМ, вміст усіх сполук азоту, фосфору і кремнію в мулових водах донних відкладень на порядок перевищує їхній вміст у воді придонного шару Так, наприклад, у літній період 1992 р концентрації амонійного азоту змінювалися від 157 до 14272 мкг/л; нітратів — від 4-5 до 893 мкг/л; фосфатів — від 232 до 3237 мкг/л; кремнію — від 5315 до 39185 мкг/л; органічного азоту — від 357 до 46300 мкг/л; органічного фосфору — від нуля до 400 мкг/л. У період розвитку відновлювальних умов на межі вода- донні вьідкладення при рН 7,8 і менше відбувається вихід окремих біогенних речовин з донних відкладень. При цьому концентрація фосфатів збільшується в 3-5 разів, досягаючи величин 150-300 мкг/л, амонійного азоту — у 5-10 разів, досягаючи 400-600 мкг/л, кремнію в 2-3 рази, складаючи 2000-5000 мкг/л. Цей процес призводить до “вторинного забруднення” і посиленню процесу евтрофування ПЗЧМ.

Таким чином, домінуюча роль сумарного річкового стоку в евтрофуванні ПЗЧМ є очевидною, а загальний рівень вмісту біогенних елементів в обох його східній та західній частинах констатує його гіпертрофний стан.

Гіпоксія, як наслідок евтрофікації. Одним з найбільш негативних наслідків евтрофікації є порушення кисневого режиму з наступними явищами гіпоксії та аноксії. За зону з присутністю гіпоксії в придонному шарі вод ПЗЧМ, приймається акваторія, в якій вміст кисню є нижчим за 30% насичення.

Як відомо, розвиток гіпоксії залежить від комплексу взаємопов'язаних факторів: стану евтрофованості вод, річкового стоку, гідродинамічних, гідрохімічних, гідробіологічних, гідрометеорологічних умов, фізико-хімічних процесів, які протікають у донних відкладеннях та деяких інших.

З початку 70-х років гіпоксія в ПЗЧМ стала щорічним явищем. Вона охоплює все більші площі, хоча бувають коливання, пов'язані з водністю річок і синоптичною річною мінливістю. У найважчих випадках гіпоксія і замори охоплюють у ПЗЧМ понад 30-40 тис.км2.

Статистична оцінка ймовірності появи розвитку гіпоксії за період 1973-2000 років представлена на рисунку 4.12. При дослідженні географії зон з дефіцитом вмісту кисню в придонному шарі ПЗЧМ, були відзначені три найбільш характерні області гіпоксії, які зустрічаються найчастіше: одеська, центральна і дунайська. Під "центральною” мається на увазі область у межиріччі Дністра і Дунаю, географічне положення інших визначається їхньою назвою.

За даними проведеного аналізу, за весь досліджуваний період придонна гіпоксія спостерігалася на значній акваторії ПЗЧМ, окрім північної і східної частин Каркінітської затоки і південно-східної частини шельфу Перший із зазначених районів є мілководним, і навіть незначне посилення літнього вітрового режиму може призвести до повної аерації водяної товщі. Другий район відзначається досить інтенсивним водообміном з аерованими водами діяльного шару відкритого моря.

Найнесприятливіший кисневий режим відзначений у 30-40-мильній зоні, яка пов'язана з північним і західним узбережжям ПЗЧМ. Найбільш часта повторюваність гіпоксії (понад 80% випадків виявлення ) відзначалася приблизно в 10 милях на схід від Дністровської банки. З повторюваністю понад 40% випадків гіпоксія відзначалася у великих областях Придунайського району, Одеської затоки й Одеської улоговини, а також у зоні, що з'єднує обидва райони, з інтервалом глибин 15-25 м. Повторюваність випадків появи гіпоксії в прибережній зоні західного шельфу з глибинами до 10 м становить 10-20%.

Явища гіпоксії були виявлені також у районі Кримського півострова (5—20% випадків виявлення, рисунок 4.12). Цьому сприяють особливі гідродинамічні умови району (наявність антициклонічних вихореутворювань і нагромадження в них забруднюючих речовин, у тому числі, і біогенних елементів).

У червні-липні гіпоксія, як правило, відзначається в локальній вузько прибережній зоні, істотно поширюючись в мористу частину в серпні, досягаючи апогею наприкінці місяця і знову скорочуючись у вересні за рахунок аерації мілководних прибережних районів. У вересні гіпоксійні області, звичайно, пов’язані з районами західного шельфу з глибинами 20-30 м. У жовтні збереження гіпоксії є можливим лише в локалізованих областях Придунайського району та Одеської улоговини.

Райони шельфу де відзначені гіпоксія та аноксія, характеризуються аномальними океанографічними умовами: вертикальні градієнти щільності тут досягають 6 умовних одиниць, температури - 15°С, солоності — 6 опс на 1 м; аерація киснем глибинних вод у результаті вертикального обміну пригнічена (показник інтенсивності цього процесу — число Ричардсона — перевищує критичне для Чорного моря значення, дорівнюючи 10). Характерною рисою розподілу біогенних елементів є відсутність нульових значень у поверхневому шарі води. На початку літа рН на поверхні досягає 9,25, а пересичення вод киснем—170%. У придонному шарі рН води знижується до 7,8. Спостерігається також інтенсивний розвиток деструкційних процесів — БСК5 досягає 2-4 мг/л, а константа швидкості окислювання органічної речовини в 3-5 разів перевищує таку саму для вод відкритої частини моря. Концентрація органічної речовини в зонах гіпоксії в травні коливається від 15 до 50 мгС/л, знижуючись у липні в 4-5 разів. У зонах гіпоксії концентрації амонійного азоту можуть сягати понад 500-600 і більш мкг/л. При цьому швидкості споживання кисню зростають у 3-4 рази по всій акваторії, а гіпоксія зберігається на ділянках з пригніченим вертикальним обміном кисню. Товщина шару сірководневого зараження при глибині моря 12 м може досягати 3-5 м, а при глибині 25-30 м - 10-15 м. Наприклад, у 1983 році площа сірководневого зараження у міжріччі Дунай-Дністер склала 5,2 тис км2, а його запас досягав 15 тис.тонн.

З огляду на необоротність цих процесів передбачається, що гіпоксія та заморні явища в найближчі роки будуть продовжуватися, підсилюючись в багатоводні і послаблюючись в маловодні періоди, а строкові і просторові масштаби й особливості цього явища будуть визначатися гідрометеорологічними умовами року.

Тенденції розвитку евтрофікаційних процесів та їх наслідків. Довгоперіодна мінливість біогенних елементів на прикладі двох районів ПЗЧМ (західного та східного) простежена з моменту щорічної появи гіпоксії (рис. 4.13). З 1973-1975 рр. до початку 80-х років (період підвищеного річкового стоку і максимального розвитку евтрофікаційних процесів) спостерігалося збільшення вмісту фосфатів по всій акваторії ПЗЧМ (до 80-100 мкг/ л у західній її частині). У наступне десятиріччя спостерігалося різке зниження концентрацій фосфатів (до 5-10 мкг/л), їхні середньорічні рівні також не перевищували величини, визначені у 70-х роках (не більше 20 мкг/л у західній частині і 10 мкг/л - у східній частині ПЗЧМ).

Починаючи з 1995 року, після різкого спаду у маловодний період відзначено підвищення рівня силікатів приблизно до рівня 60-80 років. Починаючи з 1993 року, підвищився вміст нітратів і загального азоту в західній частині ПЗЧМ, що пов'язано з підвищенням стоку Дунаю. Ці дані можуть бути трохи завищеними, оскільки за середньорічні за останні два роки були взяті величини, одержані в періоди їхнього максимального середньорічного вмісту (листопад 1998 р. і травень 1999 р., грудень 2000 р.).

Розглядаючи довгоперіодної мінливості рівнів вмісту біогенних елементів, можна визначити зв'язок їхньої міжрічної динаміки з величиною і характером річкового стоку. У прямій залежності від багатоводних (1977-1982, 1995-2000 рр.), маловодних (1983-1984 рр.) і середніх за водністю періодів (1985-1993 рр.) знаходиться збільшення або зниження концентрацій біогенних елементів. Однак, слід зазначити, що в наступний повноводний період річкового стоку, (починаючи з 1995 р.), разом з підвищенням рівня вмісту силікатів, нітратів і загального азоту, знизився рівень вмісту фосфатів в обох частинах шельфу. Це зниження в умовах підвищення річкового стоку обумовлено, очевидно, зменшенням обсягів застосування фосфоровмісткиих детергентів у басейні Дунаю. Тут уже домінує не кількість, а характер річкового стоку.

В обох частинах шельфу продовжує зменшуватися прозорість води, що є важливим показником евтрофікації вод і стану екосистеми в цілому (рис. 4.14).

Міжрічна мінливість площин акваторії, що зазнають впливу гіпоксії, наведена на рисунку 4.15. Переважна більшість проаналізованих зйомок виконана в серпні- вересні, в період, найбільш близький до максимуму розвитку гіпоксії. Лише дві з них були виконані в листопаді (1980, 1985 рр.), коли явище гіпоксії “згасає”. Наведені дані дозволяють виділити періоди з екстремальними значеннями площ, охоплених гіпоксією. Так, у 1978, 1980, 1983, 1990 і 1994 рр. площі з гіпоксією були максимальними. І в даний час це явище простежується на значній акваторії ПЗЧМ.

У довгоперіодній мінливості досліджуваної характеристики простежується наявність циклічних коливань, що підтверджується раніше проведеним аналізом міжрічної мінливості кисню в цьому районі, відповідно з яким середньорічним його концентраціям властиві квазіперіодичні коливання з циклічністю 3-5(6) років.

В цілому для західної частини шельфу в останнє десятиріччя відбулися наступні зміни у гідролого- гідрохімічному режимі: знизилась солоність, дещо зменшився вміст кисню, знизився вміст фосфатів, підвищився вміст азотовмістких речовин (табл.4.9).

Після 1993 року, у зв'язку із зменшенням рівня антропогенного навантаження в результаті економічної кризи, дещо покращалася екологічна обстановка в прибережних водах Болгарії (у затоці Варни та в районі рогу Галата) і в прибережній зоні Румунії.

Таким чином, у результаті антропогенної евтрофікації, у водах Чорного моря і ПЗЧМ, зокрема, відбулися істотні зміни у гідрохімічному, гідрологічному та газовому режимах, у фізико-хімічних і продукційно- деструкційних процесах. З огляду на необоротність цих процесів (незважаючи на деяке послаблення антропогенного тиску на екосистему в останні роки), можна припустити, що такі негативні явища, як гіпоксія, в найближчі роки будуть продовжуватися, а часові і просторові масштаби та особливості цього явища визначатимуться гідрометеорологічними умовами року.

Біоседиментація. Процеси біогенної седиментації активно вивчаються у зв’язку з їх впливом на проникнення органічних та інших хімічних сполук на морське дно, а також екологічними та геохімічними наслідками цього явища.

Згідно з сучасними оцінками, загальна кількість завислої речовини у водах Світового океану дорівнює приблизно 1010—1013 або 1370 млрд.тонн. Така кількість тонкодисперсної зависі, що насичує всю товщу вод Світового океану до найбільших глибин, суттєво впливає на хімічні та біологічні процеси. Це головний механізм, що регулює склад океанічних вод та його взаємодію з сушею, бентосом та кліматом.

Гідробіонтам належить значна роль у процесах седиментації. Впливаючи на геохімічну рухомість елементів, морські організми здійснюють їх розподіл на стадії біонакопичення та седиментації. Ця важлива закономірність була використована для розробки методів визначення інтенсивності біоседиментації на основі вертикального розподілу хімічних елементів, що різняться своєю біогеохімічною активністю, зокрема, природних радіонуклідів, для визначення концентрації яких у досліджуваному середовищі застосовується високочутлива радіометрична апаратура.

У 1998-2000 роках виконувалися спеціальні дослідження в експедиційних рейсах з метою оцінки параметрів біоседиментації по зміщенню рівноваги між ураном-238 та торієм-234, обумовленому біоакумуляцією та біосорбцією торію-234 планктонними організмами та завислою органічною речовиною у водах прибережної зони ПЗЧМ — у гирлових районах Дунаю, Дніпро-Бузького лиману та у центральному районі північно-західної частини Чорного моря.

Аналіз отриманих (розрахункових) величин концентрації урану-238 свідчить про значну неоднорідність його просторового розподілу у водах районів, які досліджувалися, що тісно пов’язано із значним впливом прісних вод. Концентрація урану-238 змінювалася у межах 0,644-1,285 розп./(хв.-л) у залежності від району розташування станції спостережень. У вертикальному розподілу урану-238 спостерігалось його збільшення з глибиною, максимальний градієнт за період досліджень відзначався на станції біля гирла Дніпро-Бузького лиману.

Величина градієнту залежала від сезону спостережень, у осінньо-зимовий період вона складала 0,033-0,049 розп/(хв.-л-м) внаслідок значного перемішування водних мас під час штормів, восени сягала 0,155 розп/(хв.-л-м).

Просторовий розподіл концентрації торію-234, на відміну від його материнського радіонукліду урану-238, визначається, в основному, інтенсивністю біогеохімічних процесів: біоакумуляції, сорбції на зависі та біоседиментації. У період досліджень концентрація торію-234 (розчинений + на завісі) змінювалася у межах 0,110-0,891 розп/(хв.-л) при середньому значенні 0,39 ± 0,04 розп/(хв.-л).

Середнє значення коефіцієнту П=СТН/Си, що характеризує зміщення радіоактивної рівноваги між ураном-238 та торієм-234, становило 0,394 ± 0,044 і, в залежності від сезону спостережень, становило 0,264 ± 0,034 - восени та 0,446 ± 0,096 в осінньо- зимовий період, що свідчить про значне зменшення інтенсивності процесу біоседиментації у цей період року порівняно з весняним.

Експериментальне визначення концентрації торію- 234 у завислій органічній речовині (ЗОР) дозволило оцінити коефіцієнт накопичення торію у неї — СТН (розп./хв. на 1 кг ЗОР) / СТН (розп./хв.л). Восени його середнє значення становило (7,1 ± 1,2)105, взимку знаходилося у межах (3,6-5,3)-105.

Результати визначення вмісту урану-238 і торію-234 у морському середовищі дозволили кількісно оцінити параметри, що характеризують процеси біоседиментації у прибережному районі ПЗЧМ:

•швидкість біоседиментації на окремих горизонтах;

•вміст завислої органічної речовини;

•час перебування завислої органічної речовини у морському середовищі.

Середня швидкість біоседментації у районі гирл Дунаю та Дніпро-Бузького лиману складала 90 ± 17 і 126 ± 66 (мг/м3-добу) при середній концентрації сухої

завислої речовини 1,62 ± 0,33 і 2,04 ± 1,36 г/м3, відповідно. Розрахункове значення середнього часу перебування зависі у шарі 0 м — дно у районі досліджень становило 17,4 ± 2,4 і 12 ± 2,9 діб, відповідно, для районів гирл Дунаю та Дніпро-Бузького лиману Визначені за результатами спостережень параметри біоседиментації дозволили оцінити потік завислої органічної речовини з шару 0 м — дно, середнє значення якого склало 700 ± 370 і 910 ± 510 мг/м2 -добу відповідно, для гирл Дунаю та Дніпро- Бузького лиману. 

Середня швидкість біоседментації у центральному районі ПЗЧМ становила 110 ± 8,3 (мг/м3 добу) при середній концентрації сухої завислої речовини 0,62 ±0, 16 г/м3. Розрахункове значення середнього часу перебування зависі у шарі 0 м — дно у цьому районі склало 6,2 ± 1,9 діб. Отримані параметри біоседиментації дозволили оцінити потік завислої органічної речовини з шару 0 м — дно, середнє значення якого склало 3100 ± 1300 мг/м2 –добу.