Зависимость загрязненности нефтью водной экосистемы р.Ватинский Еган

Зависимость загрязненности нефтью водной экосистемы р.Ватинский Еган

Из этих данных видно, что особенно сильное накопление углеводородов имеет место в донных отложениях, где разница между зонами сильного и слабого загрязнения не превышает 3 раз, тогда как для толщи воды этот показатель составляет от 4.5 до 32.5 раз. Таким образом, нефтезагрязненные площади являются источниками длительного нефтяного загрязнения водотоков ниже по течению, но особенно сильно загрязнены водоемы на территориях месторождений. Эта закономерность отчетливо проявляется и в масштабах водосборной площади всего Ханты-Мансийского автономного округа .

Таким образом, характер антропогенного воздействия на естественные биогеоценозы при нефтедобыче отличается от такового в зоне действия выбросов металлургических и химических комбинатов. Если в последнем случае формируется техногенный ландшафт со сравнительно равномерным на большой площади распределением поллютантов. То в первом - загрязнению подвергаются небольшие по площади участки, образующие более или менее плотную мозаику на территории эксплуатируемого месторождения нефти. Это накладывает отпечаток и на характер ответных реакций тех или иных компонентов биогеоценозов, в частности, мелких млекопитающих.

Трансформация сырой нефти на загрязненной территории

При попадании нефти и нефтепродуктов в почву изменяется весь комплекс свойств почвы, характеризующих ее плодородие: ухудшаются физические свойства, изменяется почвенный поглотительный комплекс, резко снижается содержание подвижных соединений азота и фосфора, развивается солонцовый процесс (Никифорова и др., 1987). В загрязненных почвенных горизонтах уменьшается кислотность почвенного раствора, происходит увеличение содержания органического вещества (трудногидратированной фракции и гумина) за счет компонентов нефти. Резко изменяется интенсивность окислительно-восстановительных ферментативных процессов. С этими биохимическими процессами связан распад нефти в почве. Важнейшими деструкторами остатков нефти у почвенных микроорганизмов являются ферменты каталаза и дегидрогеназа. В загрязненных почвах происходит снижение активности каталазы из-за избытка органического вещества, обогащенного серой, сероуглеродом, меркаптанами, являющимися ингибиторами этого фермента (Хазиев, Фатхиев, 1981). Попадая в почву легкого механического состава, легкие фракции нефти просачиваются вниз по профилю, заполняя капилляры, микропоры, тещины. В связи с этим создается анаэробный режим почв, они становятся водонепроницаемыми. Густые фракции нефти накапливаются на поверхности почвы, создавая мощные корки (Самосова и др., 1989).

Реакция почвенных микроорганизмов на нефтяное загрязнение зависит от концентрации нефти в субстрате. Как показывают исследования Д.Г. Звягинцева и др. (1989), для дерново-подзолистых почв можно выделить четыре качественно отличных уровня загрязнения. При низком уровне (зона гомеостаза) от 0 до 0,7 мл/кг почвы наблюдаются количественные изменения микробиологических показателей, часто слабо отличимые от контроля. Для среднего уровня загрязнения (зона стресса) от 0,7 до 50,0 мл/кг характерны качественные изменения в составе почвенной микробиоты и интенсивные количественные изменения микробиологических процессов в почве. При высоком уровне (зона резистентности) от 50,0 до 300,0 мл/кг происходит смена доминирующих форм. Интенсивность разложения нефти достигает максимальных значений. Для очень высокого уровня (зона репрессии) - выше 300,0 мл/кг (более 24% нефти) характерно практически полное подавление развития микроорганизмов в почве и ингибирование микробиологических процессов. Уже при загрязнении почвы 0.5% нефти подавляется нитрифицирующая способность почвенных микроорганизмов (Ахмедов и др., 1988).

Наряду с зависимостью активности разложения нефти от концентрации нефти в почве, выявлены временные закономерности физико-химических и биохимических процессов утилизации нефти в почве. Основные процессы, происходящие с нефтью, попадающей на поверхность почвы, представлены на рисунке 18.

Исследования хлороформенных экстрактов остаточных нефтей (Оборин и др.,1988) показали, что деградация нефти в почве протекает в три этапа.

Первый этап (продолжительностью 1-1,5 года) характеризуется физико-химическими процессами, включающими распределение углеводородов в толще почв, испарение, вымывание, ультрафиолетовое облучение. Наиболее интенсивно подвергаются этому воздействию нормальные алканы С₁₂-С₁₆, полностью исчезающие к концу первого года инкубации. Микробиологические исследования показали значительное подавление почвенной микрофлоры, т.е. биохимическая активность почвы в этот период сильно снижена и основная роль в окислении нефти принадлежит физико-химическим факторам.

Биологические исследования почв второго этапа показали вспышку численности микроорганизмов, что характеризует активный процесс биологического окисления остаточного нефтепродукта. Биодеградация осуществляется в основном за счет гетеротрофных аэробных бактерий, количество которых в верхнем горизонте почвы даже через 4 года после разлива в 23 раза выше фонового. Конец второго этапа характеризуется снижением численности микроорганизмов.

Время начала третьего этапа определяется по исчезновению в остаточном нефтепродукте исходных и вторичных углеводородов и соответствует 58-62 месяцам после разлива нефти. По структурно-групповому составу выделенные углеводороды резко отличаются от исходной нефти низким содержанием метано-нафтеновых и высоким содержанием смолистых фракций. С химической точки зрения процесс разложения нефти завершается не менее, чем через 25 лет.

Сходные изменения структуры нефти при микробиологическом окислении в лабораторных условиях наблюдали И.В. Гончаров и др. (1988). При боидеградации в нефти уменьшается содержание насыщенных алканов нормального, а затем и изостроения. Увеличивается значение коэффициента биодеградации К_i (пристан + фитан)/(н-С₁₇ + н-С₁₈).

Как показывает анализ молекулярно-массового распределения н-алканов в нефтепродуктах, выделенных из почв на разных по давности разливах нефти Вахского месторождения, через полгода уже отсутствуют углеводороды с температурами кипения до 200⁰С. Еще год содержание токсичных фракций (С₁₂-С₁₄, С₁₅-С₁₆) снижается в 3,4 раза. Через 4 года н-алканы вообще не обнаруживаются (Рис.20).

Резкое увеличение К_i говорит об активном биодеградационном процессе с остаточной нефтью (Соромотин, Гашев и др., 1989)(Рис.18 ).

Рабочая гипотеза развития процессов деградации нефти на поверхности почвы представляется нам следующим образом (Отчет «Разработать ...», 1990): сырая нефть, содержащая до 50 % легких (t кипения до 200⁰С) наиболее токсичных фракций (Телегин и др., 1988; Гашев, Гашева, Соромотин, 1991), подвергаются в первую очередь физико-химическому воздействию: испарение, УФ-облучение, вымывание и др. В результате этого легкие и водорастворимые углеводороды, разлагаясь, мигрируют с места разлива. Остаточный тяжелый битуминизированный нефтепродукт подвергается биохимической деградации, причем интенсивность этого процесса находится в зависимости от концентрации нефтепродукта в субстрате и от времени, прошедшего с момента разлива. На этом мы основывали и методы рекультивации нефтезагрязненных лесных земель в Среднем Приобье (Дядечко и др., 1990).

Атмосферное окисление нефти

УФ - облучение нефти

Испарение Выпадение с осадками




СЫРАЯ НЕФТЬ НА ПОВЕРХНОСТИ ПОЧВЫ

Биодеградация

Распределение нефти в толще почвы

гравитационных почвенными грунтовыми

на поверхности почвы нефти

Биоразложение осуществляется, в первую очередь, аэробными микроорганизмами, использующими для своего развития энергию окисления составных компонентов нефти (Андерсон, Вьюченко, 1977). Большие количества нефти, препятствуют аэрации почвы, затрудняют процесс самоочищения, растягивая его на десятки лет.

Рис. 19. Молекулярно-массовое распределение н-алканов в пробах почвы

среднетаежной зоны с разливов нефти разной давности:

проба 1 (К_i=1.39) - 0.5 года; проба 2 (К_i=3.41) - 1.5 года.


Рис. 20. Динамика коэффициента биодеградации нефти после разлива нефти

зимой 1995 года в лесостепной зоне Тюменской области.

Вопросы токсикологии нефтяного загрязнения разработаны в приложении к гидробионтам (Wiebe, 1935; Toman, Stota, 1959; Ottway, 1971 и др.), высшим растениям (Мinshall, Helson, 1949; Currier, Peoples, 1954; Van Overbeek, Blondeau, 1954, Baker, 1970, 1971 и др.), млекопитающим (Кулябко, Овсянникова, 1899; Coomes, Haser, 1984; Holland, From, 1984; Панов и др., 1986; Hall, Coon, 1988 и др.). Но практически все работы посвящены лабораторным исследованиям токсических, канцерогенных или мутагенных свойств отдельных компонентов нефти, тогда как нефть представляет собой смесь различных веществ (Рис. 21).

С Ы Р А Я Н Е Ф Т Ь

Углеводороды

арены

алкены

алканы

Асфальтены и

смолы

Фенолы

Микроэлементы

V, Ni, U, Cr, Cu,

Co, Mo, Pb, Hg,

Au и другие

Нафтеновые к-ты

ПАУ

Рис. 21. Основные компоненты, входящие в состав сырых нефтей.

Известно, что токсичность чистых углеводородов нарастает в следующем порядке: парафины с прямой цепью (алканы), олефины (алкены), циклопарафины (нафтены), ароматические углеводороды (арены). В пределах каждого ряда более мелкие молекулы оказывают более сильное действие, чем тяжелые. Октан и декан токсичны, а додекан и высшие парафины почти безвредны. Однако олефины С₁₂ оказывают заметное вредное действие, а ароматические углеводороды С₁₂ могут быть крайне токсичными. Как правило, токсичность углеводородов обратно пропорциональна их растворимости в воде или температуре кипения, независимо, к какому классу они относятся. Полициклические ароматические углеводороды практически не токсичны, но многие из них обладают канцерогенным действием.

Алканы, химически наименее активные среди органических веществ, обладают сильным наркозным действием. В связи с их малой растворимостью в воде и крови требуется весьма высокое содержание их в воздухе, чтобы создавались токсические концентрации в крови. Поэтому в обычных условиях низшие алканы физиологически мало активны. Углеводороды С₅-С₈ оказывают умеренное раздражающее действие на дыхательные пути. Высшие члены гомологического ряда более опасны при действии на кожные покровы, а не при ингаляции паров (Вредные химические вещества. Углеводороды. ... , 1990).

Алкены действуют по типу наркозных средств, но действие их при вдыхании выражено сильнее, чем у соответствующих алканов. Местное действие алкенов слабо выражено. Алкадиены характеризуются еще более сильным раздражающим действием. Хронические отравления характеризуются гиподинамическими нарушениями, дистрофическими изменениями печени и почек, раздражением кроветворных органов. Обладают мутагенной активностью, увеличивают частоту злокачественных опухолей (Вредные химические вещества. Углеводороды. ... , 1990).

Нафтены по общему характеру токсического действия сходны с алканами, но наркозный эффект у них более выражен. Биохимические и гистологические сдвиги в тканях во время наркоза незначительны. Начиная с циклопентана, нафтены вызывают воспалительную реакцию кожных покровов (Вредные химические вещества. Углеводороды. ... , 1990).

Основную массу ароматических структур составляют моноядерные углеводороды (ОАУ) - гомологи бензола. Полициклические ароматические углеводороды (ПАУ) содержатся в нефти в количестве от 1 до 4%.

Арены наиболее токсичные компоненты нефти. Моноядерные углеводороды оказывают более быстрое токсическое воздействие на организмы, чем ПАУ, которые медленнее проникают через мембраны, действуют более длительное время, являясь хроническими токсикантами. Среди ПАУ большое внимание обычно уделяется 3,4-бензо(а)пирену как наиболее распространенному представителю канцерогенных веществ (Пиковский, 1988).

Углеводороды влияют на чувствительность организмов к химическим веществам.

Нафтеновые кислоты растворимы в воде и легко выщелачиваются из сырой нефти. Они являются крайне токсичными. Гатсел (Gutsell, 1921) и Голтсоф (Galtsoff, 1936) сообщают, что основным токсическим компонентом бакинской нефти является циклогексакарбоновая кислота. Вместе с тем имеются данные о нафтеновых кислотах как о стимулирующих веществах (НРВ) при действии на живой организм (Караев, 1965; Абдуллаев, Бейбутова, 1965 и др.)

Токсическим эффектом обладают и соединения группы фенолов. При отравлении фенолом отмечается белковое, а затем жировое перерождение паренхиматозных органов, мелкие кровоизлияния во внутренних органах и в тканях мозга. Смолы и асфальтены относятся к высокомолекулярным неуглеводородным компонентам нефти. Достаточных данных о токсичности органической части смол и асфальтенов не имеется. Они содержат основную часть микроэлементов нефти, в том числе почти все металлы. Общее содержание микроэлементов в нефти - сотые и десятые доли процента. С экологических позиций микро- и макроэлементы нефти можно разделить на две группы: нетоксичные и токсичные. К нетоксичным и малотоксичным элементам нефти относятся: Si, Fe, Al, Mn, Ca, Mg, составляющие большую часть золы нефти.

В то же время V, Ni, Co, Pl, Cu, U, As, Hg и другие в случае повышенных концентраций могут оказывать токсическое воздействие на биоценоз. В частности, хроническая урановая интоксикация характеризуется политропным действием урана на различные органы и системы. Хорошо известно токсическое действие мышьяка и свинца.

Среди токсичных металлов наиболее распространены V и Ni (концентрации их в нефти могут достигать соответственно 0, 04 и 0, 01%. Соединения этих элементов нефти действуют как разнообразные яды, угнетая ферментативную активность, поражая органы дыхания, кровообращения, нервную систему, кожу (Пиковский, 1988). Токсическое действие тяжелых металлов охарактеризовано М.Д.Швайковой (1975), а канцерогенность некоторых из них - в книге «Канцерогенные вещества» (1987).

Обычно нефть содержит около 98% углеводородов, остальная часть приходится на соединения, в состав которых входят O, N, S и другие микроэлементы (Даутов и др., 1982).

Соотношения указанных компонентов в различных типах сырых нефтей могут быть неодинаковы, это необходимо учитывать при проведении исследований в том или ином геолого-географическом районе. Так, например, ароматических углеводородов с одним кольцом больше в тяжелых, смолистых, сернистых нефтях, которые сосредоточены в Центральной части Западно-Сибирского нефтегазового района (с центром в г.Сургут), а полициклических аренов - в нефтях с меньшим содержанием тяжелых фракций, по периферии района. В отношении нафтенов имеет место скорее обратная зависимость (Гончаров, 1987).

Сырая нефть нарушает функционирование ферментных и белковых систем многих морских растений и животных, причем, можно ожидать, что высшие ароматические углеводороды должны оказывать особенно заметное влияние на липопротеины (Manwell, Baker, 1967). Обнаружено, что после проглатывания с кормом различных нефтей у подопытных животных наблюдалась липоидная пневмония, сильная ирритация кишечника, ожирение печени, увеличение надпочечной железы и различные некрозы (Hartung, Hunt, 1966). Отмечается раздражение глаз и слизистых оболочек при попадании на них нефти. Токсическое и канцерогенное действие отдельных компонентов сырых нефтей нарушает нормальных ход эмбриогенеза (Elmhirst, 1922; Миронов, 1967 и др.).

Загрязненный нефтепродуктами шерстный покров животных теряет свои гидрофобные и теплоизоляционные свойства, что, в свою очередь, вызывает повышенную смертность животных.

Естественно, что с экологической точки зрения мало просто установить токсичность тех или иных компонентов сырой нефти или даже всего комплекса загрязнителей. Необходимо выяснить закономерности миграции и накопления токсикантов в экосистемах, изучить воздействие нефтяного загрязнения на различных трофических уровнях, на различные внутрипопуляционные группы животных. Интересная пионерная работа проделана В.С.Безелем (1987) в отношении некоторых тяжелых металлов (ртути, свинца и цинка). Экологическая же токсикология нефтяного загрязнения наземных биогеоценозов представляет собой практически неисследованную к настоящему времени проблему. Есть данные лишь о миграциях и трансформациях в организмах и экологических системах некоторых ПАУ (Boyland, 1950; Young, 1950; Hueper, Conway, 1964; Scaccini et al, 1970; Shelton,1971 и др.)

Таким образом, в своих исследованиях мы имеем дело с неким «черным ящиком», зная лишь о входящей информации, выходящей из него (судя о ней по реакции различных компонентов системы или всей системы в целом на нефтяное загрязнение той или иной степени). Но и подобные исследования в случаях, когда будут установлены достоверные корреляционные зависимости между воздействием на систему и ее ответом на это воздействие, имеют достаточно большое значение для целей экологического нормирования нефтяного загрязнения, даже если механизмы этого воздействия будут не вполне изучены.

Исследуя влияние нефтяного загрязнения на млекопитающих, необходимо иметь в виду, что они имеют непроницаемый покров и дышат воздухом, поэтому физиологическое действие нефти, ее токсичных компонентов, в основном ограничивается их поглощением при чистке шерстного покрова, а также в процессе питания. Но мы имеем дело не только с непосредственным токсическим воздействием нефти на животных, но и воздействием опосредованным через биоценотические изменения в сообществах, вызванные нефтяным загрязнением. Это - осветление вследствие усыхания деревьев и кустарников, увеличение роли захламленности для передвижения по загрязненной территории и для устройства гнезд мелкими млекопитающими, изменение пресса со стороны хищников и конкурирующих видов, изменение кормовой базы (ее качественного и количественного состава) и др.

Наибольшее количество работ посвящено влиянию нефтяного загрязнения на морских млекопитающих (Pearce, 1970; Siniff and all, 1982; Engelhardt, 1983,1987 и др.). Однако по данным А.М. Рябчикова (1974), лишь около 6.5 % потерь нефти приходится на моря, тогда как около половины нефти теряется на суше. Есть работы, указывающие на влияние нефтедобывающей промышленности на крупных млекопитающих (Flickinger, 1981; Tietje, Ruff, 1983 и др.), но и здесь необходимо отметить, что на таких животных как медведи, олени и другие им подобные в первую очередь оказывает влияние не столько нефтяное загрязнение местности, сколько другие антропогенные факторы, сопутствующие нефтедобыче (в частности, присутствие человека, его жилья, и т.д.). По данным управления охотничье-промыслового хозяйства за период с 1975 по 1991 г. численность промысловых животных в Ханты-Мансийском автономном округе (ХМАО) снизилась: северного оленя на 42 %, соболя на 10 %, выдры на 30 %, куницы на 50 %, ондатры на 60 %, водоплавающей дичи - на 85 %, боровой дичи - на 10 %. Однако, иногда антропогенные факторы оказываются благоприятными для ряда видов млекопитающих.