ФЕДЕРАЛЬНОЕ ГОСУДАРСТВЕННОЕ БЮДЖЕТНОЕ ОБРАЗОВАТЕЛЬНОЕ

УЧРЕЖДЕНИЕ ВЫСШЕГО ОБРАЗОВАНИЯ

«ВОРОНЕЖСКИЙ ГОСУДАРСТВЕННЫЙ УНИВЕРСИТЕТ»

На правах рукописи

БЕСПАЛОВА ЕЛЕНА ВЛАДИМИРОВНА

МЕТОДИКА ИНТЕГРАЛЬНОЙ ГЕОЭКОЛОГИЧЕСКОЙ ОЦЕНКИ

ТРАНСФОРМАЦИЙ ВОДНЫХ ЭКОСИСТЕМ

(ОЗЕР И ВОДОХРАНИЛИЩ)

Специальность 25.00.36 – Геоэкология (Науки о Земле)

ДИССЕРТАЦИЯ

на соискание ученой степени

кандидата географических наук

Научный руководитель

доктор географических наук

Анциферова Галина Аркадьевна

Воронеж – 2018

2

ОГЛАВЛЕНИЕ

ВВЕДЕНИЕ………………………………………………………………………. 4

ГЛАВА 1. ОСНОВЫ ИССЛЕДОВАНИЯ ВОДНЫХ ЭКОСИСТЕМ……... 12

1.1 Теоретические основы исследования водных экосистем…………….. 12

1.2 Методические основы исследования водных экосистем……….......... 16

1.3 Этапы исследования и фактический материал………………………... 28

ГЛАВА 2. ЭТАЛОННЫЕ ПРИРОДНЫЕ ТРАНСФОРМАЦИИ

ВОДНЫХ ЭКОСИСТЕМ НЕОПЛЕЙСТОЦЕНА…………………………...

40

2.1 Геоэкологическая оценка трансформаций межледниковых озер…… 40

2.2 Геоэкологическая оценка трансформаций перигляциальных озер… 62

2.3 Закономерности изменения таксономической структуры

диатомовых комплексов неоплейстоценовых озер……………………

66

ГЛАВА 3. ПРИРОДНЫЕ И ПРИРОДНО-АНТРОПОГЕННЫЕ

ТРАНСФОРМАЦИИ СОВРЕМЕННЫХ ВОДНЫХ ЭКОСИСТЕМ……

72

3.1 Геоэкологическая оценка природных трансформаций озер

государственного природного заповедника «Воронинский»………

72

3.2 Геоэкологическая оценка природно-антропогенных трансформаций

экосистемы Матырского водохранилища……………………………

80

3.3 Геоэкологическая оценка природно-антропогенных трансформаций

экосистемы Воронежского водохранилища…………………………

89

3.3.1 Изученность водоема и водосборной территории……………. 89

3.3.2 Эколого-геохимическая оценка влияния водосборной

территории на водную экосистему..........................................................

94

3.3.3 Динамика эколого-биологического состояния водной

экосистемы………………………………………………………………

105

3.4 Закономерности изменения таксономической структуры сообществ

микроводорослей и цианобактерий современных водных экосистем

и параметры ее экологической нормы……………………………….

124

3

ГЛАВА 4. МЕТОДИКА ИНТЕГРАЛЬНОЙ ГЕОЭКОЛОГИЧЕСКОЙ

ОЦЕНКИ ТРАНСФОРМАЦИЙ ВОДНЫХ ЭКОСИСТЕМ..........................

131

4.1 Методика оценки трансформаций водных экосистем: критерии и

количественные параметры……………………………………………

131

4.2 Модель районирования акваторий природно-антропогенных водных

экосистем на примере Воронежского водохранилища……………..

138

ЗАКЛЮЧЕНИЕ…………………………………………………………………. 147

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ………………………………………………........... 151

4

ВВЕДЕНИЕ

Актуальность и степень разработанности темы.

Современные масштабы и мощность антропогенной деятельности, а также

глобальные и региональные изменения климата приводят к нарушению

устойчивости водных экосистем и ухудшению качества их вод. В связи с этим все

более актуальными становятся вопросы оценки качества и экологического

состояния поверхностных вод, а также их трансформаций под воздействием

комплекса природных и антропогенных факторов. Чрезвычайную важность

данные исследования приобретают для территории центра Восточно-Европейской

равнины, представляющей собой густонаселенный регион, испытывающий

значительную промышленную, транспортную и сельскохозяйственную нагрузку.

Теоретические и методические основы изучения водных экосистем

обоснованы в трудах отечественных и зарубежных ученых (В.А. Абакумова, С.С.

Бариновой, А.В. Макрушина, Л.А. Медведевой, А.М. Никанорова, Л.В.

Разумовского, Т.В. Сапелко, В.К. Шитикова, Г.С. Розенберга, Sládeček и др.).

Анализ литературы показывает, что в целом исследования водоемов зачастую

являются разрозненными, покомпонентными и не реализуют интегральную

оценку состояния экосистем и их трансформаций. В большинстве методик не

учитываются причины происходящих в водных экосистемах изменений, так как

не осуществляется геоэкологическая оценка водосборной территории и условий

окружающей среды, оказывающих воздействие на водоем.

При проведении интегральной оценки трудно переоценить значение

биоиндикационных методов, позволяющих по структурным и экологическим

характеристикам сообществ организмов, по наличию определенных

показательных видов-индикаторов и их численности оценивать степень

нарушенности природной системы динамичных биологических связей в

водоемах. Отклик фитопланктона и микрофитобентоса на совокупность

сложившихся природных или природно-антропогенных условий (климата,

рельефа и эколого-геохимических особенностей водосборной поверхности,

5

морфологии и морфометрии водоема, гидрохимических показателей водной

среды, степени развития высшей водной растительности и т.д.) и их смену служит

важным индикатором состояния водной экосистемы, степени ее кризисности.

Для оценки и прогноза состояния современных водных экосистем,

выявления и понимания процессов их трансформаций большое значение имеет

изучение древнеозерных отложений. Трансформации неоплейстоценовых водных

экосистем, существовавших в течение десятков тысяч лет в различных природных

условиях и отражающих смену географических зон в течение межледниковий,

следует рассматривать в качестве эталонных. Комплексные палеогеоэкологические

исследования с привлечением диатомового, спорово-пыльцевого и литолого-

фациального анализов в свое время были проведены Г.А. Анциферовой, В.В.

Писаревой, Е.Ю. Новенко, В.П. Гричуком, Н.С. Болиховской и другими. Их

дополняет использованный в данном исследовании метод графического

сопоставления таксономических пропорций в диатомовых комплексах, который

позволяет получить достоверную картину эволюции водных экосистем в разных

климатических и ландшафтных обстановках, оценить направленность изменения

качественных характеристик вод, а также выявить их переходы через критические

состояния.

Все вышесказанное диктует необходимость разработки методики

интегральной геоэкологической оценки трансформаций водных экосистем,

основанной на биоиндикационных методах по сообществам фитопланктона и

микрофитобентоса и апробированной на опорных озерах и водохранилищах

центра Восточно-Европейской равнины. Данная методика должна быть

применима для исследования водоемов природного и искусственного

происхождения, испытывающих различный уровень антропогенной нагрузки, и

позволять выявлять не только трансформации, но и их возможные причины.

Научная задача – разработка методики интегральной геоэкологической

оценки трансформаций водных экосистем.

Объекты исследования – опорные неоплейстоценовые и современные

водные экосистемы центра Восточно-Европейской равнины.

6

Предмет исследования – природные и природно-антропогенные

трансформации водных экосистем.

Цель исследования – повышение качества геоэкологической оценки

состояния водных экосистем, выявления и палеореконструкции их

трансформаций на основе разработанной методики.

Для достижения цели решены следующие задачи:

1. Проанализированы теоретические и методические основы

исследования трансформаций водных экосистем, на основе которых предложена

схема их интегрального изучения.

2. Исследованы природные трансформации неоплейстоценовых озер по

опорным разрезам древнеозерных отложений, на основе которых прослежены

закономерности изменения таксономической структуры диатомовых комплексов

в зависимости от смены климатических и ландшафтных обстановок.

3. Исследованы природные и природно-антропогенные трансформации

современных озер и водохранилищ, на основе которых раскрыты закономерности

изменения таксономической структуры сообществ микроводорослей и

цианобактерий в зависимости от смены природных и природно-антропогенных

условий и определены параметры ее экологической нормы.

4. Проведена инвентаризация антропогенных источников загрязнения и

путей поступления загрязняющих веществ в современные водные экосистемы,

приводящих к трансформациям качества их вод.

5. Разработана методика интегральной геоэкологической оценки

трансформаций водных экосистем с введением критериев и их количественных

градаций, позволяющих оценивать состояние и уровень нагрузки на водные

экосистемы, выявлять их трансформации и возможные (природные и

антропогенные) причины изменений, а также проводить районирование

акваторий природно-антропогенных водоемов.

6. Создана модель районирования акваторий природно-антропогенных

водных экосистем с выделением участков различной экологической

напряженности на примере Воронежского водохранилища.

7

Методология, методы исследования и фактический материал.

Теоретической и методологической основой проведенных исследований

послужили работы ведущих отечественных и зарубежных ученых в области

биоиндикации водных экосистем, палеогеоэкологии, геохимии и мониторинга

состояния снежного покрова. В работе использовались методы

палеогеоэкологических, биоиндикационных, эколого-геохимических,

статистических и геоинформационных исследований. Эколого-биологические

данные обрабатывались с помощью методов сапробиологического (индекс

Пантле-Букка в модификации В. Сладечека, индекс Т. Ватанабе), графического

(метод сопоставления таксономических пропорций), корреляционного анализов и

методов аппроксимации. Для получения эколого-геохимических данных

использовались методы химического и физико-химического анализов, для их

обработки – методы корреляционного анализа и интерполяции. Статистический

анализ проводился в MS Excel, Wolfram Mathematica Student version,

геоинформационное картографирование – в ГИС-приложении Golden Software

Surfer.

При исследовании трансформаций неоплейстоценовых озер использовались

архивные и опубликованные материалы по диатомовой флоре из разрезов

древнеозерных отложений: Польное Лапино в бассейне Верхнего Дона, Бибирево

и Чёлсма-22 в Ярославско-Костромском Поволжье, Балашиха в бассейне Верхней

Оки (Анциферова, 1983, 2000, 2001, 2007, 2014б; Анциферова и др., 2005). При

исследовании природных трансформаций современных водных экосистем

использовались архивные и опубликованные материалы изучения сообществ

микроводорослей и цианобактерий озер Рамза и Кипец, расположенных в

пределах государственного природного заповедника «Воронинский», за период

2007-2014 годов (Анциферова, Борисова, 2009; Анциферова, Русова, 2015; Русова,

2017). При исследовании природно-антропогенных трансформаций современных

водных экосистем использовались собственные и архивные материалы изучения

сообществ микроводорослей и цианобактерий Матырского водохранилища за

период 2010-2016 годов и Воронежского водохранилища за период 1988-2016

8

годов (Анциферова, Беспалова, 2016; Косинова, Валяльщиков, 2010). Всего

проанализированы данные по более 1625 пробам.

В основу проведения эколого-геохимической оценки прилегающей к

Воронежскому водохранилищу территории положены исследования химического

состава 64 проб «лежалого» снега, проведенные на базе аттестованной эколого-

аналитической лаборатории факультета географии, геоэкологии и туризма (ГГиТ)

Воронежского государственного университета (ВГУ) в 2013-2014 годах.

При написании работы анализировались данные опорной метеостанции г.

Воронежа, стационарных постов наблюдения за загрязнением атмосферного

воздуха Воронежского центра по гидрометеорологии и мониторингу окружающей

среды (Воронежского ЦГМС), материалы государственной статистики, фондовые

материалы научно-производственных организаций, опубликованные материалы.

Достоверность результатов исследований и научных выводов

подтверждается значительным объемом обработанного фактического материала,

тщательностью отбора и анализа проб в соответствии с принятыми методиками,

сопоставимостью проб по объему, применением статистической обработки.

Личный вклад автора состоит в выполнении основного объема

теоретических и практических исследований, изложенных в диссертационной

работе, включая получение и анализ данных, оформление результатов, в том

числе в виде публикаций. Автором произведен отбор проб фитопланктона и

микрофитобентоса Матырского и Воронежского водохранилищ с 2014 по 2016

годы; отбор проб снежного покрова в 2013-2014 годах, а также исследование их

химического состава. Автором составлена база данных изученных проб,

проведена обработка эколого-биологических данных с применением методов

сапробиологического, графического и статистического анализов; обработка

эколого-геохимических данных с помощью статистического анализа и

геоинформационного картографирования, что отражено в составленных графиках,

картах, схемах и таблицах. Автором раскрыты закономерности изменения

таксономической структуры фитопланктона и микрофитобентоса

неоплейстоценовых и современных водных экосистем, проведена инвентаризация

9

антропогенных источников загрязнения и путей поступления загрязняющих

веществ в современные водоемы; создана модель районирования Воронежского

водохранилища; разработана методика интегральной геоэкологической оценки

трансформаций водных экосистем.

Научная новизна:

1. Впервые для неоплейстоценовых озер раскрыты закономерности

изменения таксономической структуры диатомовых комплексов в зависимости от

смены природных условий, отличающиеся графическим сопоставлением их

таксономических пропорций. Впервые на основе графического анализа выявлены

критические переходы неоплейстоценовых водных экосистем при смене

климатических и ландшафтных обстановок, являющиеся эталонными при

исследовании современных водоемов.

2. Исследованы природные и природно-антропогенные трансформации

таксономической структуры сообществ фитопланктона и микрофитобентоса

современных водных экосистем, отличающиеся учетом всех типов

идентифицированных микроводорослей и цианобактерий. Определены параметры

экологической нормы распределения таксономических пропорций в сообществах

микроводорослей и цианобактерий, впервые учитывающие дифференцированный

подход к водным экосистемам, расположенным в пределах и вне особо

охраняемых природных территорий.

3. Разработана методика интегральной геоэкологической оценки

трансформаций водных экосистем, отличающаяся учетом всех типов

идентифицированных микроводорослей и цианобактерий при графическом

анализе таксономической структуры фитопланктона и микрофитобентоса

современных водных экосистем. Введены критерии и их количественные

градации, позволяющие оценивать состояние и уровень нагрузки на водные

экосистемы, выявлять критические переходы в их развитии, а также проводить

районирование акваторий природно-антропогенных водоемов.

Теоретическая значимость работы состоит в повышении качества

проведения геоэкологической оценки трансформаций водных экосистем на

10

основе разработанной методики; в количественном определении пороговых

величин показателей водной экосистемы, отражающих ее переход из одного

состояния в другое, а также изменение уровня нагрузки на нее; в расширении

представлений об эталонных природных трансформациях озер неоплейстоцена и

дополнении научных сведений по трансформациям современных водоемов центра

Восточно-Европейской равнины; в раскрытии закономерностей изменения

таксономической структуры фитопланктона и микрофитобентоса в зависимости

от смены природных и природно-антропогенных условий и определении

параметров ее экологической нормы; в создании модели районирования

акваторий природно-антропогенных водоемов; в обобщении и структурировании

антропогенных источников загрязнения и путей поступления поллютантов в

современные водные экосистемы, приводящих к трансформациям качества вод.

Практическая значимость работы заключается в возможности

использования разработанной методики для дальнейшего исследования

трансформаций озер и водохранилищ центра Восточно-Европейской равнины, а

также водных экосистем других регионов. Результаты определения параметров

нарушенной и ненарушенной таксономической структуры фитопланктона и

микрофитобентоса озер и водохранилищ могут использоваться для разработки

экологических нормативов состояния водных экосистем и антропогенного

воздействия на них, прогноза их изменений и принятия мер для защиты водоемов.

Защищаемые положения:

1. Закономерности эталонных природных трансформаций таксономической

структуры диатомовых комплексов на примере озер неоплейстоцена.

2. Природные и природно-антропогенные трансформации таксономической

структуры сообществ микроводорослей и цианобактерий современных водных

экосистем.

3. Методика интегральной геоэкологической оценки трансформаций водных

экосистем.

Апробация и внедрение результатов работы. Материалы

диссертационного исследования внедрены в производственную деятельность

11

Управления Росприроднадзора по Воронежской области (2017 год), ООО НПО

«Альгобиотехнология» (2017 год), а также используются в учебном процессе на

факультете ГГиТ ВГУ при проведении курсов «Биоиндикация водных

экосистем», «Введение в палеоэкологию», учебной полевой практики

«Палеоэкологические и эколого-биологические исследования». Результаты

работы докладывались на международных и областных форумах,

международных, всероссийских и межрегиональных научных и научно-

практических конференциях и др.

Соответствие паспорту специальности. Результаты исследования

соответствуют п. 1.3 «Исторические реконструкции и прогноз современных

изменений природы и климата. Палеогеоэкология», п.1.12 «Геоэкологический

мониторинг и обеспечение экологической безопасности, средства контроля»,

п.1.17 «Геоэкологическая оценка территорий. Современные методы

геоэкологического картирования, информационные системы в геоэкологии.

Разработка научных основ государственной экологической экспертизы и

контроля» паспорта специальности.

Публикации результатов исследования. Всего автором опубликовано 38

научных работ по теме исследования, в том числе 7 в отечественных

рецензируемых журналах перечня ВАК.

Структура и объем работы. Диссертация изложена на 172 страницах;

состоит из введения, четырех глав, заключения, библиографического списка,

включающего 205 литературных источников, в том числе 25 на иностранных

языках; иллюстрирована 14 таблицами и 68 рисунками.

Благодарности. Автор выражает благодарность научному руководителю –

д.г.н. Г.А. Анциферовой за внимание к работе и участие в обсуждении

результатов исследований. Автор признателен д.г.н. В.И. Федотову, д.г.н. С.А.

Куролапу, к.г.н. Л.М. Акимову и другим сотрудникам факультета ГГиТ ВГУ, к.ф-

м.н. А.В. Крисилову за ценные советы при написании работы, а также своей семье

за поддержку и помощь в проведении полевых работ.

12

ГЛАВА 1. ОСНОВЫ ИССЛЕДОВАНИЯ ВОДНЫХ ЭКОСИСТЕМ

1.1 Теоретические основы исследования водных экосистем

Задача оценки состояния и трансформаций водных экосистем под

воздействием комплекса природных и антропогенных факторов согласуется с

общей теорией мониторинга окружающей среды, значительный вклад в

разработку которой внесли В.Д. Федоров (1974), Ю.А. Израэль (1977), А.Г.

Емельянов (2002), И.П. Герасимов (1975), А.М. Никаноров (2005) и другие.

Традиционно оценка состояния и качества поверхностных вод проводится с

использованием как физико-химических, так и биологических методов.

Ограниченность гидрохимических и гидрофизических подходов к оценке

водных экосистем состоит в том, что они не показывают характер и последствия

воздействия на биоту поступающих в водный объект загрязняющих веществ, а

также влияние на нее таких процессов, как, например, изменение климата. На

основе физико-химических показателей, таких как прозрачность, наличие

взвешенных частиц, степень минерализации, ионный состав, чаще всего

осуществляется экономическая и технологическая оценка вод, определяется их

пригодность для питьевого водоснабжения и рыбоводства (Никаноров, 2001).

Биологическая индикация водной среды заключается в оценке ее

экологического качества, степени загрязнения, санитарного состояния по

структурным и экологическим характеристикам сообществ организмов, по

наличию определенных показательных видов-индикаторов и их численности.

Видовой состав гидробионтов служит интегральной характеристикой свойств

водной среды за некоторый период времени (Шитиков, Розенберг, 2005).

Преимущество методов биоиндикации состоит в том, что они дают возможность

оценить степень нарушенности природной системы динамичных биологических

связей в водоемах и обратимости – необратимости происходящих в них

изменений (Алимов, 1989; Биоиндикация…, 1994; Герасимов, 1975; Методика

изучения биоценозов…, 1975; Руководство по гидробиологическому

13

мониторингу…, 1992). Именно поэтому биоиндикационные методы положены в

основу исследования трансформаций водных экосистем.

Среди гидробионтов-биоиндикаторов широко используются представители

фитопланктона и микрофитобентоса. Микроскопические водоросли (прежде всего

диатомовые) и цианобактерии (ранее именуемые синезелеными водорослями)

присутствуют практически во всех водах в качестве доминантов и в системе

трофических сетей входят в состав первичных продуцентов. Собщества

микроводорослей и цианобактерий обладают выраженной изменчивостью во

времени: сезонная динамика вызвана сменой температуры, а межгодовая (или

многолетняя) – изменениями климата и антропогенных условий (Николаев, 1981;

Шитиков, Розенберг, 2005). Общая закономерность развития фитопланктона и

микрофитобентоса в современных водоемах средних широт умеренного

географического пояса состоит в чередовании доминирования диатомовых

водорослей и цианобактерий в течение вегетационного сезона (Анциферова,

2001). Как для отдельных особей, так и для сообществ микроводорослей и

цианобактерий характерна способность адаптироваться к среде, то есть

«сохранять свою структурную целостность в некоторых пределах колебания

внешних воздействий» (Шитиков и др., 2003), что перекликается с понятием

устойчивости. Анализ литературных данных показывает многообразие подходов к

определению устойчивости водных экосистем (Алимов, 2003; Моисеенко, 2011).

Математически устойчивость сводится к тому, что «изучаемый процесс,

проявляющийся в преобразовании некоторой величины (функции), начавшись из

фиксированной области, не приводит к выходу этой величины за пределы

некоторой заранее определенной области» (Экосистемы в критических

состояниях, 1989). Физический смысл устойчивости заключается в «способности

систем самопроизвольно возвращаться в исходное состояние после прекращения

воздействия на них извне, сохраняя свою структуру и функциональные

особенности», по аналогии с шариком, скатывающимся с горки после его

поднятия (Одум, 1975; Розенберг, 1992; Федоров, 1974). При физической

интерпретации термина учитывается причина – внешние силы, воздействующие

14

на материальное тело. В качестве причин может рассматриваться поток

загрязнений (Моисеенко, 2011), техногенное воздействие (Глазовская, 1988) и др.

В отличие от физических тел, экосистемы и сообщества организмов чаще

всего изменяют свою структуру и функционирование под влиянием меняющихся

факторов среды, если сила их воздействия превышает адаптационные

возможности входящих в их состав видов. Именно поэтому популяции и

экосистемы после стрессовых воздействий часто возвращаются не в то состояние

равновесия, из которого были выведены, а в другое (Алимов, 2003). Таким

образом, можно модифицировать определение Т.И. Моисеенко (2011) и под

устойчивостью понимать «способность экосистемы противостоять внешним

воздействиям, а также способность возвращаться к исходному» или иному, но

равновесному состоянию после действия стрессового фактора. Стабильность есть

«функция устойчивости экосистемы к действию дестабилизирующего фактора»,

представленного, например, токсичным загрязнением, эвтрофированием,

изменением гидрологических характеристик (Моисеенко, 2011).

Пока система не лишилась способности восстанавливать себя, она остается

в одной и той же «области устойчивости». Когда из элементов разрушенной

системы создается новая структура, можно говорить о переходе в новую «область

устойчивости». Момент перехода представляет собой критическую точку, которая

может разделять как устойчивые, так и неустойчивые, переходные состояния

(Экосистемы в критических состояниях, 1989).

Примером перехода водной экосистемы из одного равновесного состояния в

другое является процесс смены режима трофности (от олиготрофных условий к

мезотрофным, затем эвтрофным или эвтрофно-дистрофным) в результате

внутреннего развития экосистемы и ее взаимодействия с окружающей средой. В

соответствии с этим также происходит смена видового состава сообществ

микроводорослей (Анциферова, 2001). Состояние трофности водоемов

определяется процессами образования, аккумуляции, деструкции органического

вещества внутри водоема, а также его поступления извне. В настоящее время

антропогенное эвтрофирование водоемов представляет собой одну из опаснейших

15

форм нарушений режима природных вод (Антропогенное евтрофирование озер,

1976; Сиренко, 1981). В результате избыточного притока биогенных веществ

сначала увеличивается продукция органического вещества, затем биомасса

различных групп гидробионтов, прежде всего цианобактерий, многие виды

которых являются индикаторами загрязнения вод и возбудителями их «цветения»

(Макрушин, 1974). Некоторые виды цианобактерий (например, родов Anabaena

Bory, Ostillatoria Vauch. и Microcystis (Kütz.) Elenk.) являются источником

выделения цианотоксинов, обладающих нейро- и гепатотоксичным действием и

представляющих угрозу здоровью людей (Белых и др., 2013; Chorus and Bartram,

1999). Примерно в 40–50% случаев «цветения» водоемов в них происходит

развитие токсигенных цианобактерий (Румянцев и др., 2011).

На основе методов биоиндикации можно диагностировать состояние и

трансформации качества вод не только современных водных экосистем, но и

существовавших в минувшие геологические эпохи. Интерес к

палеогеоэкологическим реконструкциям значительно повысился в связи с

глобальными и региональными изменениями климата (Данилов-Данильян, 2014;

Данилов-Данильян и др., 2005; Дудник и др., 2012), проявлением экстремальных

температур и «волн жары» (Л.М. Акимов, Е.Л. Акимов, 2013; Е.Л. Акимов и др.,

2017) и поиском ландшафтов, аналогичным современным, в сходных

климатических условиях прошлого (Величко, Борисова, 2011). Сравнительно-

исторический метод как теоретический подход к объяснению событий прошлого,

заключающийся в выявлении общего в различных исторических ступенях

развития одного и того же явления, до сих пор является основным в современной

геологии и географии. В работах А.И. Воейкова, Л.С. Берга, В.П. Гричука и

других даются представления о климате, особенностях растительности и других

характеристиках сменяющих друг друга ледниковых и межледниковых эпох

(Бочкарева, Евдокимов, 2010; Гричук, 1989; Сапелко, 2003). Под руководством

А.А. Величко создана серия палеогеографических карт, посвященных

реконструкции климатических параметров и ландшафтных компонентов

минувших геологических эпох (Палеоклиматы и палеоландшафты..., 2009). На

16

фоне основных климатических трендов к похолоданию или оледенению также

выделяются относительно короткопериодные колебания климата второго и более

высоких порядков, особенно характерные для переходных этапов между

ледниковыми и межледниковыми эпохами (Новенко, 2016а, 2016б).

Изучение озер является традиционным в палеогеоэкологических и

палеоклиматических реконструкциях ввиду их природной целостности и слабого

гидродинамического режима по сравнению с проточными экосистемами (Л.В.

Разумовский, 2004). Озерные осадки формируются под воздействием комплекса

природных условий, поэтому в полной мере служат их отражением и

представляют собой своеобразную «летопись» их длительных по времени

изменений (Анциферова, 2007; Сапелко и др., 2015; Соломина и др., 2013;

Суббето и др., 2017). В них хорошо сохраняются спорово-пыльцевые остатки,

створки и панцири диатомей, что делает их информативным объектом

палеогеоэкологических исследований. Привлечение диатомового анализа

позволяет получить достоверную картину эволюции водных экосистем, оценить

направление изменений качественных характеристик вод, а также выявить их

переходы через критические состояния (В.Л. Разумовский, 2014). Преимуществом

данного подхода является возможность рассмотрения каждого водного объекта в

течение длительного времени его существования в различных климато-

ландшафтных обстановках межледниковий. Именно поэтому анализ реакции озер

на изменение природных условий в неоплейстоцене имеет большое значение для

понимания процессов трансформации современных водных экосистем в условиях

глобальных и региональных изменений климата и мощного антропогенного

воздействия.

1.2 Методические основы исследования водных экосистем

По итогам анализа литературных источников и собственных исследований

разработана схема исследования трансформаций водных экосистем (рис. 1).

Природные трансформации Природно-антропогенные трансформации

Межледниковые и перигляциальные

озера неоплейстоцена

Современные озера особо охраняемых

природных территорий

Современные водные экосистемы

(на примере водохранилищ)

Геоэкологическая оценка Геоэкологическая оценка Геоэкологическая оценка

водосборной

территории

водной

экосистемы

водосборной

территории

водной экосистемы водосборной территории водной экосистемы

Пр

ир

од

но

-кл

им

ати

чес

ки

е усл

ов

ия

: п

о д

анн

ым

спорово

-пы

льц

евого

и д

иат

ом

ового

ан

али

зов

Мор

фом

етр

ич

еск

ие,

ги

др

охи

ми

чес

ки

е и

ги

др

оф

изи

чес

ки

е хар

ак

тер

ист

ик

и:

по д

анн

ым

ли

толого

-фац

иал

ьного

, эк

олого

-гео

граф

ичес

ко

го

анал

иза

ди

атом

овы

х к

ом

плек

сов

Эк

ол

ого

-би

ол

оги

чес

ки

е хар

ак

тер

ист

ик

и:

анал

из

таксо

ном

ичес

кой

и э

кологи

чес

кой

стр

укту

ры

ди

атом

овы

х к

ом

плек

сов,

в т

ом

чи

сле

мет

од

ами

граф

ичес

ки

х п

ост

роен

ий

Пр

ир

од

но

-кл

им

ати

чес

ки

е усл

ов

ия

: ан

али

з д

анн

ых

мет

еост

анц

ий

, оп

уб

ли

ко

ван

ны

х и

фон

довы

х

мат

ери

алов

Мор

фом

етр

ич

еск

ие,

ги

др

охи

ми

чес

ки

е и

ги

др

оф

изи

чес

ки

е хар

ак

тер

ист

ик

и:

анал

из

фак

тичес

ки

х, оп

уб

ли

кован

ны

х и

фон

довы

х

мат

ери

алов

Эк

ол

ого

-би

ол

оги

чес

ки

е хар

ак

тер

ист

ик

и:

анал

из

таксо

ном

ичес

кой

и э

кологи

чес

кой

стр

укту

ры

сооб

щес

тв м

икровод

ор

осл

ей и

ци

аноб

акте

ри

й, в т

ом

чи

сле

мет

од

ами

граф

ич

ески

х п

ост

роен

ий

Пр

ир

од

но

-кл

им

ати

чес

ки

е усл

ов

ия

: ан

али

з д

анн

ых

мет

еост

анц

ий

, оп

уб

ли

ко

ван

ны

х и

фон

довы

х

мат

ери

алов

Эк

ол

ого

-гео

хи

ми

ческ

ие

хар

ак

тер

ист

ик

и:

анал

из

загр

язн

енн

ост

и с

неж

ного

покрова,

дан

ны

х

стац

ион

арн

ых п

ост

ов н

аблю

ден

ий

за

загр

язн

ени

ем

атм

осф

ерн

ого

возд

уха,

оп

уб

ли

кован

ны

х и

фон

довы

х

мат

ери

алов

Мор

фом

етр

ич

еск

ие,

ги

др

охи

ми

чес

ки

е и

ги

др

оф

изи

чес

ки

е хар

ак

тер

ист

ик

и:

анал

из

фак

тичес

ки

х, оп

уб

ли

кован

ны

х и

фон

довы

х

мат

ери

алов

Э

кол

ого

-би

ол

оги

чес

ки

е хар

ак

тер

ист

ик

и:

анал

из

таксо

ном

ичес

кой

и э

кологи

чес

кой

стр

укту

ры

сооб

щес

тв м

икровод

ор

осл

ей и

ци

аноб

акте

ри

й, в т

ом

чи

сле

мет

од

ами

граф

ич

ески

х п

ост

роен

ий

Рисунок 1 – Схема исследования трансформаций водных экосистем

18

В схеме учтен дифференцированный подход к исследованию современных

водоемов и озер минувших геологических эпох. Схема включает 2 блока

исследований: геоэкологическую оценку водной экосистемы и водосборной

территории, так как водоем не может рассматриваться в отрыве от окружающей

среды, в частности от прилегающей территории, оказывающей значительное

влияние на его состояние. Применение этих двух блоков в комплексе позволяет

не только выявлять трансформации водных экосистем, но и их причины.

1 блок: Геоэкологическая оценка водосборной территории.

1.1 Оценка природно-климатических условий территории исследования.

Природно-климатические условия территории оказывают значительное

влияние на водные экосистемы, поэтому исследование начинается с

характеристики параметров окружающей природной среды: климата, рельефа,

геологического строения территории, почвенного и растительного покровов.

Климато-ландшафтные обстановки неоплейстоцена восстанавливаются по

архивным и опубликованным данным спорово-пыльцевого и диатомового

анализов. Подходы к проведению палеогеоэкологических исследований изложены

в работах Г.А. Анциферовой, Н.С. Болиховской, Ф.Ю. Величкевича, А.А.

Величко, В.П. Гричука, Е.Ю. Новенко, В.В. Писаревой, Т.В. Сапелко, С.М. Шика

и других (Анциферова, 2001, 2007; Болиховская, 2007; Величко, 2009; Величко,

Борисова, 2011; Новенко, 2016а, 2016б; Сапелко и др., 2015; Писарева и др., 1979,

1998). При изучении современных водоемов источником информации является

анализ данных метеопостов и опубликованных материалов.

1.2 Эколого-геохимическая оценка водосборной территории.

Для оценки влияния водосборной территории на водную экосистему

проводятся эколого-геохимические исследования, что согласуется с одним из

принципов системы экологического мониторинга – многосредностью. Данный

принцип предполагает наблюдения в различных природных средах, определение

путей миграции загрязняющих веществ и возможности их перехода из одной

среды в другую. Оценка эколого-геохимического взаимодействия водного

объекта и прилегающей к нему территории особенно значима для водоемов,

19

окруженных промышленными центрами, городскими агломерациями и

испытывающих мощное воздействие с их стороны. Многочисленные источники

техногенного загрязнения компонентов окружающей природной среды, сложная

архитектурно-планировочная структура застройки определяют «пространственно-

неоднородное геохимическое поле загрязнения среды и формирование

техногенных геохимических аномалий в воздухе, снежном, почвенном и

растительном покровах, поверхностных и грунтовых водах» (Гаврилова, Касимов,

1988; Геохимия окружающей среды, 1990).

При эколого-геохимической оценке одной из важнейших и первоочередных

задач является проведение инвентаризации антропогенных источников

загрязнения, а также определение путей миграции загрязняющих веществ от

данных источников в водные объекты (Дьяконов и др., 1996). Особое внимание

уделяется оценке атмотехногенного загрязнения снежного покрова, так как в

период снеготаяния накопившиеся в снеге поллютанты проникают в почвенный

покров, подстилающие горные породы, а также поступают в водоемы.

Теоретической основой эколого-геохимических исследований являются

результаты анализа трудов ведущих отечественных и зарубежных специалистов в

области геохимии, изучения состояния воздушной среды и снежного покрова:

Н.В. Василенко, И.М. Назарова, Ш.Д. Фридмана, Н.Ф. Глазовского, Н.С.

Касимова, Ю.Е. Саета, В.И. Стурмана, А.И. Перельмана, В.П. Учватова и других

(Василенко и др., 1985; Геохимия окружающей среды, 1990; Глазовская, 1988;

Глазовский и др., 1978; Перельман, Касимов, 1999; Стурман, 1999; Экогеохимия

городских ландшафтов, 1995). Показано, что в холодный период над европейской

территорией России наибольшее распространение имеют осадки, содержащие

преимущественно ионы кальция, сульфат-ионы, нитраты и аммиак (Химический

состав атмосферных осадков…, 1964). При этом в городах средняя нагрузка

сульфатов, нитратов, аммония почти на порядок выше, чем на малонаселенные

районы (Василенко и др., 1985).

Депонирование поллютантов в снеге происходит в результате влажного и

сухого выпадения загрязняющих веществ из атмосферы, а также их поступления

20

из подстилающих почв и горных пород. В городской среде, где наблюдается

большое количество стационарных и передвижных источников загрязнения,

снежный покров адсорбирует компоненты выбросов промышленных предприятий

и выхлопных газов автотранспорта, различные виды отходов, а также

применяемые антигололедные реагенты. Благодаря такому процессу

концентрирования снежный покров используется для решения различных

географических и эколого-геохимических задач: определение состава и мощности

выбросов предприятий; расчет поставки загрязняющих веществ в ландшафты в

течение периода с устойчивым снежным покровом; ориентировочное определение

качественного и количественного состава будущих мигрантов в поверхностные и

грунтовые воды (Василенко и др., 1985; Перельман, Касимов, 1999).

Для характеристики загрязнения снежного покрова рассчитываются

коэффициенты концентрации химических элементов (Кс) по формуле:

где Сi – «содержание элемента в исследуемом объекте», Сф – «среднее

фоновое содержание элемента» (Экогеохимия городских ландшафтов, 1995).

В качестве фонового участка берутся территории, испытывающие

минимальное воздействие на природную среду.

2 блок: Геэкологическая оценка состояния водных экосистем.

2.1 Морфометрические, гидрофизические и гидрохимические

характеристики водной экосистемы.

При оценке состояния водной экосистемы используется совокупность

морфометрических (максимальные и средние значения глубины, ширины, длины,

площадь зеркала, объем воды в чаше водоема и прочее), гидрофизических

(прозрачность и температура воды), гидрохимических (значения минерализации,

рН, химический состав, уровень загрязнения) характеристик водного объекта.

Восстановление основных указанных параметров вод ведется также по

анализу таксономического состава микроводорослей (Анциферова, 2001;

Баринова и др., 2000; Давыдова, 1985). Для этого разработаны классификации

видов-индикаторов солености вод (Kolbe, 1927), уровня рН (Hustedt, 1937-1939),

21

концентрации кислорода в воде (Cholnoky, 1968; Hustedt, 1937-1939),

температуры и других параметров среды. Содержание планктонных форм, а

также общее соотношение групп диатомей по местообитанию свидетельствует о

глубинах водоема, прозрачности вод, распространенности зон мелководий и

высшей водной растительности. Также об условиях накопления осадков в водоеме

можно судить по данным литолого-фациального анализа.

2.2 Эколого-биологические характеристики водной экосистемы.

При проведении эколого-биологической оценки состояния водоемов

анализируется таксономическая и экологическая структура фитопланктона и

микрофитобентоса по пробам, отобранным из древнеозерных осадков или из

современных водоемов. При этом используются как «абсолютные» исходные

данные, то есть натуральный материал, так и «относительные» данные,

зашифрованные в виде индексов (Кожова, 1977). Значительная часть

разработанных индексов и способов их использования представлена в материалах

А.В. Макрушина (1974), А.И. Баканова (2000), а также «Руководства по

гидробиологическому мониторингу пресноводных экосистем» (1992).

2.2.1 Анализ таксономического разнообразия и экологической структуры

фитопланктона и микрофитобентоса.

По преобладанию или отсутствию тех или иных таксонов, чувствительных к

загрязнению водной среды, можно оценить чистоту водоемов, что активно

используется исследователями разных стран (Буковский и др., 2014; Рассашко,

Ковалева, 2003; Chorus, Bartam, 1999; Hosmani, 2013; Komarek, Jankowska, 2001;

Kshirsagar, 2013). В соответствии с разделением вод на зоны сапробности

(Kolkwitz, Marsson, 1902) среди гидробионтов выделяют индикаторные виды,

характерные для вод той или иной степени органического загрязнения: поли-,

мезо- (с двумя подгруппами β- и α-), олиго- и ксеносапробы (Экологический

мониторинг, 1995).

В настоящее время разрабатываются критерии оценки воздействия

антропогенных и природных условий на устойчивость и кризисность экосистем.

Одним из таких критериев считается видовое разнообразие сообществ

22

(MacArthur,1957; Алимов, 2003), которое уменьшается под влиянием стрессовых

(прежде всего антропогенных) факторов и эвтрофирования водоемов. Однако

видовое разнообразие может достигать минимальных величин не только в очень

загрязненных водах, но и в очень чистых. И наоборот, увеличение числа

элементов в системе иногда ведет к ее нестабильности (Шитиков и др., 2003).

2.2.2 Сапробиологический анализ.

Для определения степени органического загрязнения и экологического

состояния водоема, направленности антропогенных преобразований,

происходящих в нем, наиболее популярным является индекс сапробности по

Р._Пантле и Г. Букку в модификации В. Сладечека (Баринова и др., 2006;

Макрушин, 1974; Унифицированные методы…, 1977; Pantle, Buck, 1955; Sládeček,

1973, 1986). Индекс основан на выделении 4 основных зон сапробности водного

объекта (Kolkwitz, Marsson, 1902) и «комплексе физиологических свойств

организмов, обусловливающих их способность существовать в воде с тем или

иным содержанием органических веществ» (Макрушин, 1974). Расчет индекса

сапробности ведется по формуле:

где ∑(𝑠ℎ) – «сумма произведений индикаторной значимости вида на оценку

обилия», ∑ ℎ – «сумма показателей оценок обилия, в баллах» (Макрушин, 1974).

Индекс сапробности «для ксеносапробной зоны находится в пределах 0-

0,50, олигосапробной – 0,51-1,50; β–мезосапробной – 1,51-2,50; α–мезосапробной

– 2,51–3,50; полисапробной – 3,51–4,50; эусапробной 4,51-8,50», а для

определения разряда качества вод, состояния процессов самоочищения и степени

кризисности водной экосистемы разработана шкала с более детальным

подразделением данного индекса (Баринова, Медведева, 1996).

С.С. Бариновой и Л.А. Медведевой в практику сапробиологического

анализа внедрен метод, разработанный Т. Ватанабе (Баринова, Медведева, 1998;

Watanabe et al., 1986, 1988). По данной системе для каждого вида диатомовых

водорослей определен индекс толерантности D, в зависимости от величины

23

которого виды-индикаторы делятся на 3 группы: сапрофилы (с D от 0 до 29),

эврисапробы или индифференты (с D от 30 до 74) и сапроксены (с D от 75 до 100).

Рассчитывается индекс Т. Ватанабе (DAIpo) по одной из формул:

где DAIpo – «индекс диатомового комплекса на данной станции»; ∑ 𝑆𝑚𝑖=1 𝑖 –

«сумма относительных встречаемостей таксонов-сапрофилов на станции»; ∑ 𝐸𝑗𝑛𝑖=1

– «сумма относительных встречаемостей эврисапробов на станции»; ∑ 𝑋𝑘𝑝𝑘=1 –

«сумма относительных встречаемостей сапроксенов на станции»; m – «число

сапрофилов на станции»; n – «число эврисапробов» (Баринова, Медведева, 1998).

Чем меньше DAIpo, тем большему органическому загрязнению

подвергается водный объект. В наиболее чистых водоемах значения DAIpo

близки к 100 (Баринова, Медведева, 1998; Watanabe et al., 1986, 1988).

2.2.3 Анализ таксономической структуры фитопланктона и

микрофитобентоса.

Сообщества водных организмов реагируют на изменения качества

окружающей среды структурно-функциональной перестройкой, которая

проявляется в снижении продуктивности, изменении соотношения отдельных

видов, появлении новых доминантных видов. Соответственно, для

характеристики состояния биоценоза используются функциональный и

структурный подходы. При функциональном подходе изучается продукционный

метаболизм вещества и энергии в водоемах, при структурном – целостность

структуры экосистемы и ее компонентов. К структурным показателям относятся

число видов, биотическое разнообразие, биомасса, различные соотношения между

ними и их изменчивость в пространстве и во времени (Баринова и др., 2006).

В биоценозах постоянно происходят перестройки структуры, часть из

которых необходимы для поддержания их устойчивости, а часть представляют

потенциальную опасность для стабильности экосистемы (Моисеенко, 2011).

24

Изменения в биоценозах, названные В.А. Абакумовым с соавторами

«экологическими модификациями», могут быть связаны с усложнением

экологической системы («экологическим прогрессом»), упрощением

(«экологическим регрессом») и перестройками системы без изменения общего

уровня организации («экологическая модуляция») (Абакумов, 1988; Абакумов,

Максимов, 1988; Абакумов, Сиренко, 1988). В соответствии с данной концепцией

выделяют следующие градации состояний экосистем: «фоновое состояние»,

«состояние антропогенного экологического напряжения», «состояние

антропогенного экологического регресса» и «состояние антропогенного

метаболического регресса» (Шитиков и др., 2003; РД 52.24.564-96).

Согласно ряду авторов, система, предложенная В.А. Абакумовым, является

скорее качественной, нежели количественной, так как не установлены какие-либо

пределы или конкретные пороговые величины показателей водной экосистемы,

отражающие ее переход из одного состояния в другое (Баринова и др., 2006).

Также отмечается проблема интерпретации причин «экологических

модификаций», которые могут быть не только антропогенными, но и

природными, связанными с резкими сезонными изменениями, многолетней

природно-климатической динамикой.

Изменения структуры сообществ водных организмов в ответ на усиление

воздействия неблагоприятного фактора также находят отражение в

биоценотических принципах А. Тинемана, правиле Р. Крогеруса о доминировании

видов в экстремальных условиях, в теории трансформации диатомовых

комплексов озерных экосистем Л.В. Разумовского и В.Л. Разумовского (Зверев,

2009; В.Л. Разумовский, 2014; Л.В. Разумовский, 2004, 2010, 2012).

Метод графического сопоставления таксономических пропорций в

диатомовых комплексах (описание таксономической структуры в линейной и

логарифмической системах координат через процентные пропорции между

идентифицированными таксонами) был разработан Л.В. Разумовским (Л.В.

Разумовский, 2004, 2010, 2012). На основе графического анализа

таксономической структуры диатомовых комплексов была проведена оценка

25

интегральной негативной нагрузки на озера Европейской части России, Заполярья

и горных районов Краснодарского края, а также определены сценарии

трансформаций водных экосистем (В.Л. Разумовский, 2014; Л.В. Разумовский,

2004, 2010, 2012; Разумовский, Гололобова, 2014).

Способ построения графиков распределения таксономических пропорций

(соотношения в сообществе идентифицированных таксонов по величине

относительной численности в процентах) следующий. Для каждого комплекса,

отобранного в конкретном пункте наблюдения, определяется относительная

численность всех идентифицированных таксонов низшего ранга – видов, форм и

разновидностей (далее по тексту таксоны). Объем выборки должен быть

репрезентативным (≥200 клеток (колоний) при низком разнообразии, в остальных

случаях 500 клеток (колоний) в пробе). Желательно, чтобы выборки были

одинаковы и сопоставимы по объему. Далее таксоны ранжируются по величине

относительной численности от максимальной к минимальной. При построении

графиков по оси абсцисс откладывается порядковый номер таксона в

ранжированном ряду, а по оси ординат – его относительная численность в %

(Уиттекер, 1980). При этом линии строятся двумя способами: с учетом всего

спектра таксонов и без учета таксонов с численностью ниже 1% (без «хвоста»

гистограммы). Такие кривые доминирования-разнообразия можно строить как по

отдельной пробе, так и по результирующей нескольких проб, объединенных

общим временно-пространственным интервалом (Magurran, 1988). Анализ

графиков ведется в линейной и логарифмической системах координат (в

последней анализируются не сами графики, а их степенные тренды). Для оценки

статистической достоверности графических построений рассчитывается

коэффициент детерминации R2 (Л.В. Разумовский, 2012).

Описание основных моделей соотношения численностей таксонов в

сообществе приведено в работах Н.В. Лебедовой и Д.А. Криволуцкого (Лебедева,

Криволуцкий, 2002), В.К. Шитикова и Г.С. Розенеберга (Шитиков, Розенберг,

2005). В них приводятся модели геометрического ряда (Motomura, 1932),

гиперболическая (Левич, 1978), логнормальная (Preston, 1948), логарифмического

26

распределения (Fisher, 1943), «разломанного стержня» (MacArtur, 1957) и другие.

В связи с тем, что биологические процессы «не всегда совпадают с идеальными

вариантами, представленными в абстрактном математическом пространстве», для

описания гистограмм распределения таксономических пропорций используются

такие характеристики, как очертания (пропорциональные, «выровненные»),

форма (сигмоидальная, вогнутая, «ломаная линия»), тип распределения линии

тренда (логистический, экспоненциальный) (Л.В. Разумовский, 2012).

Л.В. Разумовским выявлено два типа графиков ненарушенной структуры

диатомовых комплексов в зависимости от площади озера: для малых биотопов –

гиперболические очертания и экспоненциальная форма распределения

таксономических пропорций, для биотопов среднего размера – сигмоиадальные

очертания и логистическая форма (рис. 2). В зависимости от уровня

антропогенной нагрузки исходные формы графиков последовательно

деформируются и могут переходить один в другой (Л.В. Разумовский, 2012).

Рисунок 2 – Основные формы распределения таксономических пропорций в

диатомовых комплексах (по Л.В. Разумовскому, 2012)

Однако внешняя стабильность таксономической структуры диатомовых

комплексов не всегда является абсолютным показателем отсутствия изменений.

27

При постепенном увеличении антропогенной нагрузки, не приводящем к

превышению фонового загрязнения окружающей среды, графический метод не

всегда фиксирует происходящие трансформации (В.Л. Разумовский, 2014).

Поэтому графические построения должны дополняться анализом изменений

таксономического состава фитопланктона и микрофитобентоса.

На основе анализа гистограмм распределения таксономических пропорций

в диатомовых комплексах озер Кавказа В.Л. Разумовским соотнесены этапы их

трансформации с «экологическими модификациями» по В.А. Абакумову (В.Л.

Разумовский, 2014). «Фоновому состоянию» соответствует многовариантная

смена таксономического состава, «экологическому напряжению» – сокращение

многовариантности (доминируют 4-5 таксонов), «экологическому регрессу» –

инвариантность 1-2 таксонов с высокой численностью, «метаболическому

регрессу» – отсутствие инвариантности (видов-доминантов нет).

Традиционно анализ таксономических пропорций ведется только по

диатомовым комплексам. Однако под влиянием значительной антропогенной

нагрузки из фитопланктона и микрофитобентоса современных водных экосистем

в определенные отрезки или в течение всего вегетационного сезона исчезают

диатомовые водоросли, поэтому проведение анализа только по сообществам

диатомей не всегда становится возможным. Для усовершенствования метода

графического анализа таксономической структуры фитоплактона и

микрофитобентоса предлагается проводить графические построения для

современных водных экосистем по комплексу всех идентифицированных в

сообществе диатомовых, зеленых, эвгленовых и других типов микроводорослей и

цианобактерий, что осуществлено в данной диссертационной работе.

1.3 Этапы исследования и фактический материал

На основе созданной схемы исследования водных экосистем (см. рис. 1,

подглава 1.2) выделяются следующие основные этапы исследования и их

содержание:

28

1. Информационно-статистический:

– знакомство с научно-исследовательской литературой по данной тематике;

– разработка схемы исследования трансформаций водных экосистем;

– сбор данных о геоэкологической изученности неоплейстоценовых озер и

климато-ландшафтных обстановках на водосборах по данным спорово-

пыльцевого, литолого-фациального, диатомового анализов древнеозерных

отложений из разрезов Чёлсма-22, Польное Лапино, Бибирево, Балашиха;

– сбор данных о геоэкологической изученности озер Рамза и Кипец,

Матырского и Воронежского водохранилищ и прилегающей территории;

– формирование базы данных по климатическим характеристикам

исследуемой территории за период 2007-2016 годов по данным метеостанции г.

Воронежа Воронежского ЦГМС;

– инвентаризация антропогенных источников загрязнения и определение

путей поступления загрязняющих веществ в современные водные экосистемы;

– формирование базы данных по среднемесячному загрязнению воздуха г.

Воронежа в зимний период 2012-2013 и 2013-2014 годов по данным

стационарных постов наблюдения Воронежского ЦГМС.

2. Подготовительный:

– отбор проб фитопланктона и микрофитобентоса в Матырском и

Воронежском водохранилищах;

– отбор проб «лежалого» снега в различных функциональных зонах г.

Воронежа, фонового участка и территории складирования городского снега.

3. Аналитический:

– определение таксономического состава и численности отдельных

таксонов в сообществах микроводорослей и цианобактерий современных водных

экосистем;

– определение химического состава проб талой воды.

4. Камеральный:

29

– формирование базы данных по таксономическому и количественному

составу диатомовых комплексов опорных неоплейстоценовых озер;

– графический анализ таксономической структуры диатомовых комплексов,

выявление кризисных состояний и переходов через критические точки

неоплейстоценовых озер;

– проведение эколого-геохимической оценки прилегающей к Воронежскому

водохранилищу водосборной территории;

– формирование базы данных по таксономическому и количественному

составу сообществ микроводорослей и цианобактерий озер Рамза и Кипец в

период 2007-2014 годов; Матырского водохранилища в период 2010-2016 годов;

Воронежского водохранилища в период 1988-2016 годов;

– анализ особенностей сезонной и межгодовой динамики таксономического

состава фитопланктона и микрофитобентоса современных водных экосистем;

– проведение сапробиологического анализа состояния современных водных

экосистем (расчет значений индекса Пантле-Букка в модификации В. Сладечека и

индекса Т. Ватанабе);

– графический анализ таксономической структуры сообществ

микроводорослей и цианобактерий, выявление кризисных состояний и переходов

через критические точки современных водных экосистем;

– сравнение таксономической структуры фитопланктона и

микрофитобентоса неоплейстоценовых и современных водоемов;

– раскрытие закономерностей изменения таксономической структуры

фитопланктона и микрофитобентоса в зависимости от смены природных и

природно-антропогенных условий и параметров ее экологической нормы;

– введение шкалы критериев для оценки состояния водной экосистемы и

уровня нагрузки на нее;

– разработка методики интегральной геоэкологической оценки

трансформаций водных экосистем;

– создание модели экологического районирования акваторий природно-

антропогенных водных экосистем на примере Воронежского водохранилища.

30

При исследовании природных трансформаций неоплейстоценовых водных

экосистем использовались архивные и опубликованные материалы по диатомовой

флоре из разрезов древнеозерных отложений центра Восточно-Европейской

равнины, их расположение показано на рисунке 3 (Анциферова, 1983, 2000, 2001,

2007, 2014б). Всего проанализированы данные по более 425 пробам

фитопланктона и микрофитобентоса из отложений неоплейстоценовых озер.

Рисунок 3 – Карта-схема расположения разрезов древнеозерных отложений (по

Анциферовой, 2001): 1 – Чёлсма-22, 2 – Польное Лапино, 3 – Бибирево, 4 – Балашиха

Трансформации современных опорных водных экосистем центра Восточно-

Европейской равнины изучены на примере озер Рамза и Кипец, расположенных

на территории государственного природного заповедника «Воронинский», а

также Матырского и Воронежского водохранилищ в бассейне р. Воронеж.

При изучении природных трансформаций озер Рамза и Кипец

использовались архивные и опубликованные материалы исследования сообществ

микроводорослей и цианобактерий за период 2007-2014 годы (Анциферова,

Борисова, 2009; Анциферова, Русова, 2015; Русова, 2017). Расположение озер

показано на рисунке 4.

31

Рисунок 4 – Схема территории государственного природного заповедника

«Воронинский» (по сайт – http://www.voroninsky.ru)

При изучении природно-антропогенных трансформаций экосистемы

Матырского водохранилища использовались собственные и архивные материалы

исследований сообществ микроводорослей и цианобактерий за период 2010-2016

годы (Анциферова, Беспалова, 2016; Анциферова, Кульнев, 2016; Косинова,

Валяльщиков, 2010). Точки отбора проб показаны на рисунке 5.

32

Рисунок 5 – Схема расположения точек отбора проб в Матырском

водохранилище

При изучении природно-антропогенных трансформаций экосистемы

Воронежского водохранилища использовались собственные и архивные

материалы исследований сообществ микроводорослей и цианобактерий за период

1988-2016 годы (Анциферова, Беспалова, 2016). Отбор проб в 1988 и 2003 годах

осуществлялся в 21 точке, в 2013-2016 годах в 8 точках по всей длине

водохранилища с разных берегов. Местоположение точек отбора проб показано

на рисунках 6 и 7. Характеристика точек отбора проб в Воронежском

водохранилище в 2013-2016 годах дана в таблице 1. Дополнительно в начале

июля и сентября 2015 года были отобраны пробы фитопланктона и

микрофитобентоса в устье реки Песчанка, впадающей в водохранилище.

Всего проанализированы данные по более 1200 пробам фитопланктона и

микрофитобентоса современных водных экосистем.

33

Рисунок 6 – Схема расположения точек отбора проб в Воронежском

водохранилище в 1988 и 2003 годах (по Анциферовой, 2001): 1 – затопленное русло

р. Воронеж, 2 – городские и сельские застройки, 3 –мостовые переходы, 4 – точки отбора проб

Рисунок 7 – Схема расположения точек отбора проб в Воронежском

водохранилище в 2013-2016 годах

Таблица 1 – Точки отбора проб в Воронежском водохранилище в 2013-2016 годах

№ пробы Местоположение Берег

1 Пос. Рыбачий Правый

2 Железнодорожный мост Правый

3 Северный мост Левый

4 Чернавский мост Левый (дамба)

5 Вогрэсовский мост Правый

6 Район р. Песчанка Левый берег, крутой склон

7 Масловский затон Левый

8 Шлюз Правый

34

Отбор проб проводился по стандартным методикам (Временные

методические указания…, 1983; РД 52.24.620-2000; Методика изучения

биоценозов…, 1975) с учетом погодных условий (в безветренный или

маловетреный день, за несколько дней до отбора и в день отбора проб не

наблюдалось выпадение осадков). Пробы фитопланктона отбирались с глубины

0,3-0,5 м в емкости 1,5 л. Пробы микрофитобентоса представляли собой смывы с

различных видов водных и водно-погруженных растений, а также соскобы с

отмерших стеблей, корневищ, с предметов, погруженных в воду. Отобранные

пробы концентрировались методом осаждения в темноте. Для просмотра под

микроскопом полученный взвешенный осадок перемешивался, пипеткой бралась

капля, помещалась на предметное стекло и сверху накрывалась покровным

стеклом. Пробы изучались в «живом» виде и фиксированные 4% раствором

формалина в соответствии со стандартной методикой (Водоросли. Справочник,

1989). Более информативным являлось изучение «живых» проб. Постоянные

препараты для изучения диатомей приготавливались с помощью

анилиноформальдегидной прозрачной смолы с показателем преломления 1,68,

подготовленной по методике А.А. Эльяшева (Эльяшев, 1957).

Таксономическое определение микроводорослей и цианобактерий

проводилось с использованием световых микроскопов марок Микмед-6 фирмы

ЛОМО и «PZO» польского производства при рабочем увеличении от 120х до

1200х раз. В каждом препарате (18х18 мм) в средней части по горизонтальным

рядам насчитывалось по 500 клеток микроводорослей и/или цианобактерий с

последующим пересчетом балльных и процентных содержаний отдельных

таксонов по шестиступенчатой шкале В. Сладечека: менее 1% – 1 балл, 2-3% – 2

балла, 4-10% – 3 балла, 10-20% – 5 баллов, 20-40% – 7 баллов, 40-100% – 9 баллов

(Диатомовые водоросли СССР…, 1974; Унифицированные методы

исследования…, 1977). Подобный учет количественного соотношения таксонов в

препарате позволяет получать вполне сравнимые результаты не только по одному,

но и по различным местообитаниям и местонахождениям.

35

Определение таксонов водорослей и цианобактерий проводилось по

соответствующим определителям с применением общепринятых методик

исследования (Баринова, Медведева, 1996; Водоросли. Справочник, 1989;

Диатомовые водоросли СССР…, 1974, 1988, 1992; Диатомовый анализ, 1949-

1950; Определитель пресноводных водорослей СССР…, 1953; Hustedt, 1937-1939;

Kolbe, 1932, 1927; Krammer, 1986, 1988, 1991a, 1991b).

Наименование таксонов диатомовых водорослей дается по классификации

Шютта (Schütt, 1896), в которой обобщены работы по систематике диатомовых

водорослей в XIX веке, с использованием разработок филогенетической

классификации для центрических диатомей в ХХ веке (Глезер, 1981; Диатомовые

водоросли СССР…, 1974, 1988, 192; Sládeček, 1986; Ross, 1973). Наименование

таксонов цианобактерий дается по классификации, лежащей в основе

«Определителя синезеленых водорослей» М.М. Голлербаха, Е.К. Косинской и

В.И. Полянского (Голлербах, 1951; Голлербах и др., 1953; Определитель

пресноводных водорослей…, 1953). База данных AlgaеBase не использовалась,

так как справочные пособия относительно экологической приуроченности

таксонов микроводорослей и цианобактерий приводятся по отечественным

определителям ХХ столетия.

Эколого-биологические данные обрабатывались с помощью методов

сапробиологического (индекс Пантле-Букка в модификации В. Сладечека, индекс

Т. Ватанабе), графического (метод сопоставления таксономических пропорций) и

статистического анализов (метод корреляционного анализа и аппроксимации).

Для оценки качества подбора трендов рассчитывали значения коэффициента

детерминации (R2) в программном пакете Wolfram Mathematica Student version.

В основу эколого-геохимической оценки территории, прилегающей к

Воронежскому водохранилищу, положены исследования химического состава

снега, проведенные на базе аттестованной эколого-аналитической лаборатории

факультета ГГиТ ВГУ с 2013 по 2014 годы. Снег отбирался в 28 точках: 26 из них

расположено в различных функциональных зонах города с разной степенью

техногенного воздействия, 1 на фоновой территории, 1 на площадке для

36

складирования снега, вывозимого с дорог города. Точки №1, 4, 9, 11, 14, 16, 20 – в

жилой, точки № 2, 7, 13, 19, 23, 26 – в промышленной, точки №3, 6, 10, 17, 22 – в

рекреационной, точки №5, 8, 12, 15, 18, 21, 24, 25 – в транспортной зонах. Всего

отобрано и проанализировано 64 пробы снега. Точки отбора проб снега и

стационарных постов наблюдения за загрязнением атмосферного воздуха

Воронежского ЦГМС показаны на рисунке 8.

Рисунок 8 – Схема расположения точек отбора проб снега и стационарных постов

наблюдения Воронежского ЦГМС

В качестве фонового участка для отбора проб снега использовалась

территория за пределами городской черты – за д. Медовка Рамонского района в

20 км от города в северном направлении. Площадка для складирования снега

располагается в районе пустыря по пр. Патриотов, 63. Снег с дорог испытывает

наибольшее влияние техногенных источников, загрязнен песко-соляной смесью,

поэтому изучение его состава является наиболее показательным. Песко-соляную

смесь, применяемую в г. Воронеже в качестве противогололедных реагентов,

получают при смешивании песка с хлористым натрием или хлористым калием в

37

соотношении: 90-97% песка и 3-10% реагентов. Состав соли: NaCl – 97,75%, Ca2+

– 0,49%, Mg2+

– 0,02%, SO42-

– 1,18% и другие компоненты. Проба снега со

«снегосвалки» получена путем смешивания 10 проб для усреднения результатов

(Беспалова, 2015).

Для исследований отбирались пробы «лежалого» снега по всей толщине

снежного покрова за исключением нижних 2-3 см (во избежание загрязнения

частицами почвы). Результаты такого опробования особенно представительны,

поскольку «исключают вариации (флуктуации направления ветра, непостоянство

выбросов) и дают средневзвешенную величину загрязнения в данном районе за

период от формирования снежного покрова до времени отбора пробы». Отбор

проб проводился пластиковой трубкой площадью сечения 78,5 см2

и длиной 30

см. Отобранные усредненные пробы высыпали в пронумерованные

полиэтиленовые пакеты и далее пересыпали в чистую посуду для таяния

(Методические рекомендации…, 1990).

Пробы снега растапливались при комнатной температуре. Так как в талой

воде содержалось большое количество нерастворимых веществ в виде плавающей

мути и осевшего минерального осадка, с помощью фильтрования нерастворимые

вещества отделялись. Раздельному определению растворимых и нерастворимых

форм поступлений придается большое значение, поскольку геохимическая и

биогеохимическая подвижность первых обеспечивает потенциальную

возможность их непосредственного включения во внутрисистемные

миграционные потоки, для нерастворимых соединений естественно ожидать их

депонирования в геосистеме.

В каждой пробе определялось 16 показателей следующими методами

анализа: 1) колориметрический (NH4+, NO3

-, NO2

-); 2) титриметрический (Ca

2+, Cl

- ,

общая жесткость, SO42-

, НСО3-); 3) расчетный (Mg

2+); 4) потенциометрический

(рН); 5) весовой (взвешенные вещества); 6) вольтамперометрический (тяжелые

металлы – Zn2+

, Cd2+

, Pb2+

, Cu2+

); 7) кондуктометрический (минерализация)

(Инверсионная вольтамперметрия…, 2008; Прожорина, 2006; Руководство по

анализу воды…, 2011).

38

Для обработки полученных эколого-геохимических данных применялись

методы статистического анализа в MS Excel (Практикум по информационным

технологиям, 2008). Геоинформационное картографирование выполнялось в ГИС-

приложении Golden Software Surfer (Силкин, 2008). Интерполяция проведена на

основе метода Криге и метода радиальных базисных функций.

Для исследования корреляционных зависимостей между параметрами

загрязнения снега и атмосферного воздуха, была сформирована база данных о

среднемесячных концентрациях загрязняющих веществ в атмосферном воздухе в

зимний период 2012-2013 и 2013-2014 годов. Для ее создания использовались

данные стационарных постов контроля воздушной среды г. Воронежа,

предоставленные Воронежским ЦГМС. Пять точек отбора проб снега

располагаются в непосредственной близости от постов наблюдения: точка 1 –

пост №1; точка 2 – пост №7; точка 20 – пост №8; точка 13 – пост №9; точка 18 –

пост №10 (см. рис. 8).

Для выявления природных причин трансформаций водных экосистем были

определены климатические характеристики территории исследования. На основе

данных опорной метеостанции г. Воронежа Воронежского ЦГМС, составлены

базы данных о среднемесячных температурах воздуха, максимальных за сутки

температурах воздуха, количестве дней с максимальной за сутки температурой

воздуха 30оС и выше, максимальной продолжительности дней с температурой

воздуха выше 30оС, количестве выпавших осадков в течение вегетационного

сезона (с мая по сентябрь) за период 2007-2016 годов.

Выводы по главе

Таким образом, анализ литературных источников по данной тематике

показал, что в настоящее время исследования водных экосистем зачастую

являются разрозненными. Отсутствие обобщающих представлений, комплексного

подхода в области изучения водных объектов диктует необходимость создания

интегральной научно-методической основы, которая позволит повысить качество

геоэкологической оценки поверхностных вод, выявления их трансформаций, а

также причин данных изменений.

39

Создана схема исследования трансформаций водных экосистем, основанная

на интеграции биоиндикационных (диатомового, спорово-пыльцевого), эколого-

геохимических, гидрохимических исследований с привлечением методов

графического, сапробиологического, статистического анализов и ГИС-

картографирования для обработки данных. При этом ведущими выступают

биоиндикационные исследования по сообществам фитопланктона и

микрофитобентоса. При использовании методов графического анализа

таксономической структуры фитопланктона и микрофитобентоса современных

водных экосистем предлагается помимо диатомых учитывать все типы

идентифицированных в сообществах микроводорослей и цианобактерии.

В основе схемы лежат 2 блока исследований: геоэкологическая оценка

водоема и водосборной территории, что позволяет выявлять не только

трансформации водных экосистем, но и их причины. В схеме учтен

дифференцированный подход к исследованию озер минувших геологических эпох

и современных водных экосистем.

Этапы исследования и их содержание определены на основе разработанной

схемы и согласуются с ней. Обширный фактический материал обладает

достоверностью благодаря сопоставимости проб по объему, тщательностью их

отбора и анализа в соответствии с принятыми методиками, применением

статистической обработки.

40

ГЛАВА 2. ЭТАЛОННЫЕ ПРИРОДНЫЕ ТРАНСФОРМАЦИИ ВОДНЫХ

ЭКОСИСТЕМ НЕОПЛЕЙСТОЦЕНА

2.1 Геоэкологическая оценка трансформаций межледниковых озер

В пределах ледниковых областей Восточно-Европейской равнины

распространены разрезы неоплейстоценовых отложений (Величкевич, 1982;

Московский ледниковый покров, 1985; Писарева и др., 1979, 1998). В результате

неоднократных глобальных изменений климата происходило чередование эпох

оледенений и межледниковий. В условиях каждой из межледниковых эпох, после

отступания предшествующего оледенения, складывались близкие к современным

климато-ландшафтные обстановки. В глубоких котловинах, связанных с

экзарационно-аккумулятивной деятельностью ледников, зарождались и

формировались озера, история которых восстанавливается по древнеозерным

отложениям. Разрезы Польное Лапино в бассейне Верхнего Дона, Бибирево в

Ярославско-Костромском Поволжье и Балашиха в бассейне Верхней Оки

детально изучены с использованием диатомового и спорово-пыльцевого анализов

(Анциферова, 2001). Изучение на их примере изменений таксономической и

экологической структур диатомовых комплексов, в том числе методами

графического анализа, подтверждает выводы относительно природных

трансформаций водных экосистем в условиях закономерной смены климата и

ландшафтов и отражает смену географических зон в течение межледниковий.

Разрез Польное Лапино изучен по скважине 105 на левом берегу реки

Польной Воронеж, в 0,5 км южнее деревни Польное Лапино Тамбовской области.

Озерные осадки в Польнолапинском страторайоне являются примером наиболее

полных разрезов мучкапских озерных осадков (Писарева и др., 1998; Шик,

Маудина, 1979). Спорово-пыльцевые исследования осадков разреза были

проведены М.Н. Валуевой и позволяют реконструировать климат каждого этапа

(Анциферова, 2001, см. рис. 9). Для мучкапского времени средние температуры

наиболее теплого месяца составляли от +16 до +26оС, наиболее холодного от +2

41

до -8оС; годовое количество осадков 780-950 мм, продолжительность

безморозного периода 170-250 дней (Анциферова и др., 2005, см. рис. 16 и 17).

Диатомовый комплекс был выделен и изучен в интервале глубин 9,7-40,7 м.

Всего было идентифицировано 465 видов и внутривидовых таксонов,

принадлежащих 40 родам. Таксономический и экологический состав диатомового

комплекса свидетельствует о том, что в пресноводном бассейне в течение

межледниковья происходила последовательная смена режимов трофности от

олиготрофного к мезо- и эвтрофному, связанная с изменением климата, сменой

ландшафтных обстановок на водосборах, накоплением озерных осадков

(Анциферова, 2001).

Согласно графическим построениям в развитии Польнолапинского озера

также выделяется четыре этапа, последовательно сменяющие друг друга (рис. 9).

Первый этап с фазами Ia-c в интервале глубин 36,6-40,7 м является этапом

зарождения и становления водной экосистемы в позднеледниковье – начале

межледниковья. Выделенные в вышележащих отложениях спорово-пыльцевые

спектры показывают, что на водосборах были распространены перигляциальные

ландшафты. Это указывает на конец донского ледникового времени. Диатомовая

флора развивалась в олиготрофном среднеглубоком водоеме с обширной

акваторией. Количество створок варьировало от единичных до 1808 на глубине 39

м, в среднем не более тысячи на 1 г осадка. Гидрологический режим был

нестабильный. При повышении уровня воды увеличивалась доля планктонных

видов диатомей (до 66,2%), при понижении – доля видов обрастателей (до 77,4%).

Соответственно доминирующие позиции занимали планктонные виды рода

Aulacosira Thw. и Stephanodiscus Ehr (на открытом водном пространстве) и

эпифитные формы диатомей рода Fragilaria Lyngb. (на мелководьях).

Графики (гистограммы) распределения таксономических пропорций в

диатомых комплексах на данном этапе имеют непропорциональную (фазы Ia-b) и

пропорционально «выровненную» (фаза Ic) вогнутую форму с пиками от 12%

(фаза Ic) до 47% (фаза Ib). Лишь на глубине 37,2 м (фаза Ic) форма гистограммы

становится близкой к сигмоидальной (рис. 10).

Рисунок 9 – Таксономическая структура диатомовых комплексов Польнолапинского озера (линейная система координат)

43

Рисунок 10 – Таксономическая структура диатомовых комплексов разреза

Польное Лапино на первом этапе развития (линейная система координат)

При анализе в логарифмической системе координат (рис. 11),

зафиксированы две близко расположенные области пересечения трендов фаз Ia-b

(точка 1) и фазы Ic (точка 2), при этом тренд на глубине 37,2 м (начало фазы Ic)

выбивается из данных областей. Таким образом, выявлена критическая точка при

переходе от фазы Ib к фазе Ic.

Рисунок 11 – Трансформация диатомовых комплексов на I этапе развития

Польнолапинского озера (логарифмическая система координат, 0,87<R2<0,98)

0

10

20

30

40

50

40,2 39,2 39 38,6 38,4 37,8 37,2 37 36,6

Чи

сле

нн

ост

ь, %

Порядок таксонов по глубинам, м

фаза Ia фаза Ib фаза Ic

y = 77,3x-4,2 1

10

100

1 10 100

Чи

сле

нн

ост

ь, (

У),

%

Порядок таксонов, (Х)

Тренд (40,2 м)

Тренд (39,2 м)

Тренд (39 м)

Тренд (38,6 м)

Тренд (38,4 м)

Тренд (37,8 м)

Тренд (37,2 м)

Тренд (37 м)

Тренд (36,6 м)

Тренд (34,3 м) II этап

2

1

44

В интервале глубин 34,3-36,6 м створок диатомей не обнаружено. В это

время на исследуемой территории была зона сухой холодной степи с примесью

карликовой березы (Анциферова, 2001). Переход от первого ко второму этапу

развития озера зафиксирован сильно выбивающимся трендом в логарифмической

системе координат на глубине 34,3 м (см. рис.11). Гистограммы распределения

таксономических пропорций на глубине 34,3 м имеет форму «ломаной линии» с

пиком 90% (см. рис. 9).

Второй этап с фазами IIa-d в интервале глубин 23,8-34,3 м характеризуется

умеренно-теплыми климатическими условиями, предшествовавшими

климатическому оптимуму межледниковья. Водоем был среднеглубоким-

глубоким, олиготрофным, с высокопрозрачными водами и обширной акваторией,

широкой зоной высшей водной растительности. В начале второго этапа

сложились качественно новые условия развития флоры, способствовавшие

распространению зоны лесотундры. На водосборах произрастали сосново-

березовые леса с постоянным присутствием ели, лиственницы, ольхи и ивы.

Единично встречались дуб, вяз и липа. Среди травянистых была развита полынь,

среди споровых – зеленые мхи (Анциферова, 2001; Холмовой и др., 1982).

Климатические условия II этапа были наиболее благоприятными для

развития теплолюбивой диатомовой флоры Польнолапинского озера. Это

подтверждается максимальным развитием сворок до 5-10 тысяч на 1 г сухого

осадка и разнообразием диатомей в видовом отношении. В это время происходит

максимально высокое обводнение водоемов. Преобладали планктонные формы

диатомовых, в основном представленные видами родов Aulacosira Thw. (в фазу

IIa-b в интервале глубин 32,7-34,3 м); Stephanodiscus Ehr. и Cyclotella (Kütz.) Bréb.

(в фазу IIc-d в интервале глубин 23,8-32,7 м).

Гистограммы распределения таксономических пропорций (см. рис. 9)

имеют в основном «выровненные» очертания, вогнутую форму, реже

сигмоидальную, еще реже форму «ломаной линии» (на глубине 34,3 м) с пиками в

среднем 8-35,6% (исключения 90 и 52% на глубинах 34,3 и 27 м соответственно).

При анализе в логарифмической системе координат (рис. 12), зафиксирована

45

критическая точка на глубине 32,7 м (переход от фаз IIа-b к IIc-d), что согласуется

с данными об экологическом составе диатомового комплекса. Переход между

фазами IIc и IId не так явен.

Рисунок 12 – Трансформация диатомовых комплексов разреза Польное Лапино

при переходе от фазы IIb к IIc (логарифмическая система координат,

0,89<R2<0,98)

Переход от II к III этапу зафиксирован выклиниванием линии тренда на

глубине 23,6 м (начало фазы IIIа) в логарифмической системе координат (рис. 13).

К данному тренду близки линии на глубинах 26 и 24,2 м.

Рисунок 13 – Трансформация диатомовых комплексов разреза Польное Лапино

при переходе от II к III этапу (логарифмическая система координат 0,88<R2<0,98)

1

10

100

1 10 100

Чи

сле

нн

ост

ь, (

У),

%

Порядок таксонов, (Х)

Тренд (33,7 м)

Тренд (33,5 м)

Тренд (33,3 м)

Тренд (33,1 м)

Тренд (32,9 м)

Тренд (32,7 м)

Тренд (32,5 м)

1

10

100

1 10 100

Чи

сле

нн

ост

ь, (

У),

%

Порядок таксонов, (Х)

Тренд (27,8 м) Тренд (27,4 м) Тренд (27,2 м) Тренд (27 м) Тренд (26,8 м) Тренд (26,6 м) Тренд (26,4 м) Тренд (26,2 м) Тренд (26 м) Тренд (25,8 м) Тренд (25,6 м) Тренд (25,4 м) Тренд (25,2 м) Тренд (25,2 м) Тренд (25 м) Тренд (24,8 м) Тренд (24,6 м) Тренд (24,2 м) Тренд (23,8 м) Тренд (23,6 м)

46

Третий этап (III) в интервале глубин 17,9-23,8 м связан с наступлением

климатического оптимума, резким понижением уровня воды в озере, которое

становится мезотрофным. В наземной растительности распространяются

широколиственные дубовые леса с примесью сосны, ольхи и березы (Холмовой и

др., 1982). Содержание створок диатомей падает до тысячи, редко достигая 5

тысяч. Диатомовый комплекс однообразен в видовом отношении. Доминировали

виды обрастатели до 40-88% (в основном рода Fragilaria Lyngb.), развитие

которых связано с обмелением и расширением зоны высшей водной

растительности. Также были развиты донные диатомеи (до 38%), прежде всего

Amphora ovalis Kütz. По изменениям в составе планктонных диатомей (от 3 до

30,2%) выделяют две фазы. В фазу IIIa в заметном количестве встречались виды

рода Cyclotella (Kütz.) Bréb.

Графики распределения таксономических пропорций на III этапе имеют

вогнутые формы с пиками от 7 до 42,2 %. В среднем значения пиков выше по

сравнению с предыдущим этапом (см. рис. 9). В логарифмической системе

координат переход от фазы IIIa к IIIb (рис. 14) четко не обнаружен. Зато выявлены

критические точки в начале и конце III этапа, свидетельствующие о переходах со

II на III (на глубине 23,6 м) и с III на IV этапы (на глубинах 17,9 и 18,3 м).

Рисунок 14 – Трансформация диатомовых комплексов на III этапе развития

Польнолапинского озера (логарифмическая система координат, 0,94<R2<0,98)

1

10

100

1 10 100

Чи

сле

нн

ост

ь, (

У),

%

Порядок таксонов, (Х)

Тренд (17,9 м) Тренд (18,1 м) Тренд (18,3 м) Тренд (18,9 м) Тренд (19,1 м) Тренд (19,3 м) Тренд (19,5 м) Тренд (20,1 м) Тренд (20,3 м) Тренд (20,7 м) Тренд (20,9 м) Тренд (21,2 м) Тренд (21,4 м) Тренд (21,6 м) Тренд (22,2 м) Тренд (22,4 м) Тренд (22,8 м) Тренд (23 м) Тренд (23,2 м) Тренд (23,4 м) Тренд (23,6 м)

47

В постоптимальное время выделяется четвертый этап (IV) развития

диатомовой флоры с фазами IVa-e в интервале глубин 9,7-17,7 м.

Гидрологический режим водоема был нестабильный: резкие обмеления

чередовались с повышениями уровня воды. Эти колебания положены в основу

выделения фаз. В фазу IVa произошло повышение уровня воды, преобладали

планктонные виды, количество створок повысилось до 10-12 тысяч на 1 г осадка.

Для данной фазы характерна вспышка развития холодолюбивых видов. В фазу

IVb содержание створок падает, в условиях вновь наступившего потепления

водоем мелеет и зарастает высшей водной растительностью, наблюдаются резкие

изменения соотношения групп планктонных диатомей (от 13,6 до 67,4%) и

диатомей обрастаний (от 27 до 34,2%). В фазы IVc-e диатомовая флора

становится более однообразной в видовом отношении. Прослеживается тенденция

направленного обмеления и зарастания водоема, его эвтрофирования. Характер

наземной растительности также изменился. Повсеместно распространились

сосновые леса с примесью березы и ели. Увеличилась роль травянистых

формаций, среди которых доминирующие позиции заняли ксерофиты,

распространились полынь, злаковые и разнотравье. В конце этапа сосново-

березовые леса сменились сосново-березовым редколесьем (Анциферова, 2001;

Холмовомой и др., 1982).

Графики распределения таксономических пропорций (см. рис. 9)

приобретают непропорциональные очертания, вогнутую форму и форму

«ломаной линии» с ярко выраженными пиками от 18 до 66,4%. Это является

отражением нестабильных гидрологических условий в связи с ярко выраженными

климатическими флуктуациями, характерными для переходных этапов между

межледниковыми и ледниковыми эпохами (Новенко, 2016а, 2016б).

При анализе графических построений в логарифмической системе

координат, выделены критические точки внутри этапа на глубине 12,6 м (переход

к фазе IVc), а также в середине фазы IVa на глубине 15,8 м и в середине фазы IVb

на глубине 13,4 м (рис. 15).

48

Рисунок 15 – Трансформация диатомовых комплексов, IV этап развития

Польнолапинского озера (логарифмическая система координат, 0,83<R2<0,99)

Переход от III к IV этапу развития зафиксирован в логарифмической

системе координат (рис. 15) не только на глубине 17,9-18,3 м (конец III этапа), но

и еще более сильно выбивающимся трендом на глубине 17,7 м (начало IV этапа).

Также на глубине 17,7 м графики распределения таксономических пропорций

приобретают форму «ломаной линии» с пиком 66,4% (см. рис. 9).

Таким образом, наиболее сильно выбивающиеся тренды, построенные по

всем этапам развития Польнолапинского озера (рис. 16), отражают переход от I ко

II (34,3 м) и от III к IV этапу (17,7 м). Переход от II к III этапу (23,6 м) не так

сильно выражен в связи с тем, что II и III этапы были благоприятны для развития

диатомовой флоры в отличие от I и IV этапов. Заметно выделяется пересечение

трендов IV этапа в верхней области рисунка (IVa, b, d) по сравнению с линиями

остальных этапов, что свидетельствует о высокой роли доминирующих таксонов.

Также на общем графике выбиваются тренды при переходе с фазы на фазу: на

глубине 37,2 м (начало Iс), 32,3 м (начало IIс), 13,4 м (середина IVb), 12,6 м

(начало IVc).

1

10

100

1 10 100

Тренд (17,7 м) Тренд (17,5 м)

Тренд (17,3 м) Тренд (17,1 м)

Тренд (16,9 м) Тренд (16,2 м)

Тренд (16 м) Тренд (15,8 м)

Тренд (15,6 м) Тренд (15,4 м)

Тренд (15,2 м) Тренд (15 м)

Тренд (14,6 м) Тренд (14,4 м)

Тренд (14 м) Тренд (13,8 м)

Тренд (13,4 м) Тренд (13,2 м)

Тренд (13 м) Тренд (12,6 м)

Тренд (12,4 м) Тренд (12 м)

Тренд (11,8 м) Тренд (11,6 м)

Тренд (11,4 м) Тренд (11,2 м)

Тренд (11 м) Тренд (10,8 м)

Тренд (10,4 м) Тренд (10,2 м)

Тренд (10 м) Тренд (9,8 м)

Порядок таксонов, (Х)

Чи

сле

нн

ост

ь, (

У),

%

Рисунок 16 – Трансформации диатомовых комплексов на I-IV этапах развития Польнолапинского озера

(логарифмическая система координат, 0,83<R2<0,99)

1

10

100

1 10 100

Чи

сле

нн

ост

ь, (

У),

%

Порядок таксонов, (Х)

Тренд (37,2 м) начало фазы Iс

Тренд (34,3 м) переход от I ко II этапу

Тренд (32,3 м) начало фазы IIс

Тренд (23,6 м) переход от II ко III этапу

Тренд (17,7 м) переход от III к IV этапу

Тренд (12,6 м) начало фазы IVc

Остальные тренды

50

Разрез Бибирево изучен по скважине 140, пробуренной в 11 км севернее

города Иваново, на юго-западной окраине деревни Бибирево в 1978 году.

Согласно диатомовым исследованиям Г.А. Анциферовой, спорово-пыльцевому

анализу В.В. Писаревой и палеокарпологическому анализу Ф.Ю. Величкевича,

межледниковые осадки скважины и подстилающий древнеозерную толщу

моренный горизонт относятся ко времени раннего неоплейстоцена (Анциферова,

2001; Величкевич, 1982; Писарева и др., 1998).

Диатомовый комплекс был изучен в интервале глубин 40,4-54,6 м. Всего

было идентифицировано 385 видов и внутривидовых таксонов, принадлежащих к

40 родам. В эволюции водоема выделяется четыре этапа развития диатомовой

флоры: I этап в интервале глубин 53,8-54,6 м, II этап – 50,9-52,7 м, III этап – 43,7-

50,9 м, IV этап – 40,4-43,7 м (Анциферова, 2001, см. рис. 11).

Первый этап (53,8-54,6 м) связан с накоплением позднедонских суглинков

и супесей с прослоями глин. Низкое содержание створок (до 1000) на 1 г сухого

остатка, наличие спор Aulacoseira granulata свидетельствует о суровых

природных условиях. На данном этапе доминировали виды обрастатели (до

62,2%), что связано с развитием высшей водной растительности. Это в основном

Fragilaria construens (Ehr.) Grun. с разновидностями, Fragilaria brevistriata Grun.,

Fragilaria pinnata Ehr., Fragilaria leptostauron (Ehr.) Hust., Opephora martyi Herib.

Cреди планктонных видов – Aulacoseira granulata (Ehr.) Sim., Cyclotella comta

(Ehr.) Kütz. с разновидностями. Таксономический состав диатомовой флоры

указывает на олиготрофные условия существования в мелководном водоеме. На

водосборах были распространы разреженные березняки с участием сосны,

лиственницы, ели. Помимо лесных и тундровых растений в составе спектров

отмечаются степные виды, характерные для перигляциальной зоны (Писарева и

др., 1998).

Пики свыше 20% на графиках распределения таксономических пропорций

зафиксированы в начале I этапа на глубине 54,5 м (рис.17).

В интервале глубин 52,7-53,8 м створок диатомовых водорослей не

обнаружено.

Рисунок 17 – Таксономическая структура диатомовых комплексов Бибиревского озера (линейная система координат)

52

Второй этап развития диатомовой флоры наблюдается выше по разрезу в

интервале глубин 50,9-52,7 м в отложениях глин. Переход с I на II этап

зафиксирован на графике распределения таксономических пропорций в линейной

системе координат своеобразным пиком 20% на глубине 52,55 м (см. рис. 17). В

логарифмической системе координат переход не зафиксирован в связи с

перерывом в осадконакоплении.

Второй этап развития озера связан с наступлением более благоприятных

природных условий, которые предшествовали климатическому оптимуму.

Происходит увеличение количества створок (более 1000) на 1 г сухого остатка.

Озеро становится более глубоким, в нем преобладают планктонные формы

водорослей (до 69,8%). Это в основном виды рода Cyclotella (Kütz.) Breb., а также

представители родов Stephanodiscus Ehr. и Aulacoseira granulata (Ehr.) Sim.

Водоем был олиготрофным, но из мелководного превратился в среднеглубокий с

преобладанием планктонных вместо обрастателей. На водосборах начинают

появляться деревья широколиственных пород (например, дуб).

Третий этап развития диатомового комплекса выделяется в интервале

глубин 43,7-50,9 м в отложениях гиттий и мергеля. Переход со II на III этап связан

с наступлением климатического оптимума и интенсивным ростом температур. В

наземной растительности повсеместно распространились дубово-вязовые леса

(Анциферова, 2001; Писарева и др., 1998).

На графиках таксономических пропорций переход со II на III этап

зафиксирован глубине 50,8 м. В линейной системе координат (см. рис. 17) это

фиксируется пиком до 25%; в логарифмической системе координат (рис. 18) –

выклиниванием линии тренда 50,8 м из общей точки пересечения (при

построении с «хвостами»).

53

Рисунок 18 – Трансформация диатомовых комплексов разреза Бибирево (I,

II и начало III этапа) (логарифмическая система координат, 0,92<R2<0,97)

На III этапе выделяется три фазы развития озера.

Фаза IIIа связана с глубинами 47,8-50,9 м. В целом в фазу IIIа наблюдалось

максимальное развитие створок диатомей Бибиревского озера. Преобладают

планктонные формы диатомей (75,7%). Это в основном виды рода Cyclotella

(Kütz.) Breb. Обрастатели составляют от 16,4 до 55,6%, преобладают виды рода

Fragilaria Lyngb. Фаза IIIа характеризовалась нестабильным гидрологическим

режимом. Это отражается на гистограммах распределения таксономических

пропорций двумя интервалами: 47,8-49,55 и 49,8-50,8 м, разделенных между

собой пиками на глубинах 49,55-49,8 м (рис. 17). Данные пики являются

исключением и не разделяют между собой разные этапы или фазы. Детальное

изучение фазы IIIа показало, что в интервале глубин 48,8-49,8 м наблюдается

образование спор видов Aulacoseira granulata и Cyclotella comta, которое

свидетельствует о неблагоприятных природных условиях. В логарифмической

системе координат (рис. 19) также фиксируются критические точки на глубинах

49,8 и 49,55 м (середина фазы). Все это позволило выявить «аномалию» внутри

фазы IIIа.

1

10

100

1 10 100

Чи

сле

нн

ост

ь, (

У),

%

Порядок таксонов, (Х)

50,8 м

51,05 м

51,3 м

51,8 м

52,05 м

52,55 м

53,8 м

54,55 м

Рисунок 19 – Трансформации диатомовых комплексов Бибиревского озера

(логарифмическая система координат, 0,83<R2<0,99)

1

10

100

1 10 100

Чи

сле

нн

ост

ь, (

У),

%

Порядок таксонов, (Х)

40,55 42,3 43,05

43,8 44,05 45,09

45,55 45,8 46,05

46,55 46,8 47,05

47,8 48,05 48,3

48,55 48,8 49,05

49,3 49,55 49,8

50,05 50,3 50,55

50,8 51,05 51,3

51,8 52,05 52,55

53,8 54,55

Глубина, м

55

Начало фазы IIIb (45,5-47,8 м) фиксируется пиком на графике

распределения таксономических пропорций в линейной системе координат на

глубине 47,8 м (см. рис. 17). Увеличивается роль обрастателей до 32,8-62,2%. В

основном это виды Fragilaria construens (Ehr.) Grun. с разновидностями, Opephora

martyi Herib., Fragilaria brevistriata Grun. Группа планктонных диатомей

составляет 18,2-54%. Среди них Cyclotella reczickiae Khurs. et Log., Cyclotella

comta (Ehr.) Kütz., Cyclotella comta var. lichvinensis (Jousé) Log. Озеро мелеет,

количество видов резко сокращается, тип трофности озера меняется с

олиготрофного до мезотрофного.

На глубине 45,8 м фиксируется очередной скачок в виде пика на графике

распределения таксономических пропорций в линейной системе координат (см.

рис. 17) и выклинивание линии тренда на графике в логарифмической системе

координат (см. рис. 19), отражающие переход к фазе IIIс (43,7-45,5 м). Роль видов

обрастателей повышается до 75,8%. Доминируют виды рода Fragilaria Lyngb.

Водоем становится мезотрофным с признаками эвтрофирования.

Четвертый этап развития диатомового комплекса выделяется на глубине

40,4-43,7 м в озерно-болотных суглинках, глинах и торфе, накопление которых

происходило в конце межледниковья – начале окского оледенения. Переход с III

на IV этап фиксируется пиком на графике распределения таксономических

пропорций на глубине 43,8 м (см. рис. 17). На графике в логарифмической

системе координат зафиксированы критические точки в интервале 43,8-44,05 м,

что свидетельствует о резком изменении структуры (см. рис. 19).

Переход от условий межледниковья к оледенению привел к перестройке во

внутренней структуре комплекса диатомей. Господствуют виды обрастатели,

связанные с широким развитием высшей водной растительности: до 98% в фазу

IVа, до 60,8% в фазу IVb. Это прежде всего виды рода Fragilaria Lyngb.,

некоторые с отклонениями в морфологии створок. Уровень мелководного

эвтрофного водоема был нестабильным, резко менялся, вплоть до полного

обмеления. В наземной растительности распространились разреженные хвойно-

березовые леса с элементами перигляциальной флоры (Писарева и др., 1998).

56

Наступление суровых природных условий, способствовавших обмелению

озера, нашло отражение в появлении пиков до 70%, непропорциональных

очертаниях, вогнутой форме и форме «ломаной линии» гистограмм

распределения таксономических пропорций в линейной системе координат.

Отмечается сверхдоминирование одного таксона с заметным уменьшением

видового разнообразия в диатомовых комплексах. Перерывы в осадконакоплении

также свидетельствуют о неблагоприятных природных условиях для развития

комплексов микроводорослей. В логарифмической системе координат линии 43,8-

44,05 и 42,3 м резко отличаются (см. рис. 19). Это соответствует переходу от III к

IV этапу и от фазы IVa к фазе IVb соответственно.

Таким образом, переходы с этапа на этап и с фазы на фазу в эволюционном

развитии Бибиревского озера четко фиксируются на гистограммах распределения

таксономических пропорций в диатомовых комплексах в линейной системе

координат появлением своеобразных пиков (более 20%) и сменой формы

графиков. Данные признаки указывают на критические точки и смену состояний

устойчивости экосистемы Бибиревского озера в связи с изменением природных

условий. Это подтверждается графическим анализом в логарифмической системе

координат (см. рис. 19). Критические точки отражают наиболее значительные

трансформации и фиксируются при переходе с III на IV этап (43,8 м 44,05 м), от

фазы IVа к фазе IVb (42,3 м), а также выделяют «аномалию» в середине фазы IIIа

(49,55 и 49,8 м), которая подтверждается наличием спор диатомовых водорослей

(линии показаны красным цветом). Менее значительно отличаются линии,

отражающие переход от фазы IIIb к фазе IIIc (45,8 м) и от фазы IIIа к IIIb (47,8 м)

(линии показаны зеленым цветом). Переход от II к III этапу зафиксирован на

глубине 50,8 м при рассмотрении графиков с «хвостами» (см. рис. 18).

Разрез Балашиха в бассейне Верхней Оки изучен по скважинам 2 и 160 у г.

Балашиха в 10 км восточнее Москвы. Развитие диатомовой флоры происходило в

условиях климатического оптимума, самого теплого отрезка времени

межледниковья (Анциферова, 1983; Величкевич, 1982; Писарева и др., 1979). По

данным палинологических исследований, на водосборах произрастали

57

широколиственные леса, представленные дубом, вязом, липой, кленом и грабом

(Писарева и др., 1979).

Диатомовая флора Балашихинского озера выделена в интервале глубин 7,5-

12,1 м в разрезе скважины 2 и в интервале глубин 5,3-10,2 м в разрезе скважины

160 (Анциферова, 2001, стр.44-45). Всего было идентифицировано 228 таксонов,

принадлежащих 36 родам. Диатомовые комплексы двух скважин имеют сходный

экологический и систематический состав, свидетельствующий о том, что водоем

был слабопроточный, среднеглубокий, имел щелочную реакцию воды,

мезотрофный режим с признаками эвтрофирования. По обеим скважинам в

развитии флоры диатомей выделен один этап. Вскрытые осадки скважины 160

накапливались в глубоководной части водоема, скважины 2 – в условиях

прибрежной зоны (Анциферова, 1983).

В составе диатомового комплекса скважины 160 повсеместно доминировали

планктонные формы (53,8-82,8 %): Cyclotella (Kütz.) Breb. (фаза I a) и Cyclotella

(Kütz.) Breb. совместно с Aulacoseira Thw. (фаза I b). Обилие видов обрастателей

(16,4-37,2%) свидетельствует о широком развитии высшей водной

растительности. Выделение двух фаз связано с общим увеличением трофности

вод мезотрофного в целом водоема.

В логарифмической системе координат точка пересечения трендов 10,2 и

8,4 м (фаза I a) расположена в верхней области рисунка (рис. 20, отмечена цифрой

1), точки пересечения трендов 6,7 и 5,3 м (фаза I b) – в нижней области (рис. 20

цифра 2). Критическая точка зафиксирована на глубине 8,4 м, которую можно

считать точкой перехода от одной фазы к другой. Это согласуется с диатомовой

диаграммой, построенной Г.А. Анциферовой, на которой линия раздела двух фаз

также проходит по глубине 8,4 м (Анциферова, 2001, см. рис. 19).

На гистограммах распределения таксономических пропорций в диатомовых

комплексах процессы эвтрофирования водоема фиксируются уменьшением

значений пиков с 20,8 до 13%, «выполаживанием» графиков, которые переходят

от непропорциональных вогнутых (10,2 м) к пропорциональным вогнутым (8,4 и

6,7 м) и затем к выпукло-вогнутым (5,3 м) очертаниям (рис. 21). Тип линии тренда

58

меняется с экспоненциального (10,2-6,7 м) на логистический (5,3 м). Количество

доминирующих таксонов, вызывающих пики, уменьшается, количество таксонов

с оценками обилия «нередко» увеличивается. Такая картина сопоставима с

трансформацией диатомовых комплексов малых озер при усилении

антропогенного воздействия (Л.В. Разумовский, 2012, см. стр. 29). Можно сделать

вывод, что аналогичная ситуация наблюдается и при усилении природного

воздействия на озера, сравнимые с Балашихинским по своим размерам и

относительно непродолжительному времени существования.

Рисунок 20 – Трансформация диатомовых комплексов озера Балашиха,

скважина 160 (логарифмическая система координат, 0,91<R2<0,98)

Рисунок 21 – Таксономическая структура диатомых комплексов озера

Балашиха, скважина 160 (линейная система координат)

y = 21,4x-0,9

y = 27,4x-1,1

y = 18,0x-0,8

y = 25,6x-1,0

1

10

100

1 10 100

Чи

сле

нн

ост

ь, (

У),

%

Порядок таксонов, (Х)

Тренд (10,2 м)

Тренд (8,4 м)

Тренд (6,7 м)

Тренд (5,3 м)

1

2

0

5

10

15

20

25

10,2 8,4 6,7 5,3

Чи

сле

нн

ост

ь, %

Порядок таксонов по глубинам, м

фаза Ia фаза Ib

59

В разрезе скважины 2 выделяется шесть фаз развития флоры (I a-f), что

связано с чутким реагированием диатомового комплекса на изменения уровня

воды в озере (рис. 22). Границы фаз совпадают с ранее выделенными по

диатомовым диаграммам (Анциферова, 2001, см. рис. 20).

В фазу Ia (11,5-12,1 м) доминировали виды обрастатели (до 65%): Fragilaria

lapponica Grun., Fragilaria inflata (Heid.) Hust., Fragilaria construens (Ehr.) Grun. с

разновидностями, Opephora martyi Herib.

Фаза Ib (9,75-11,5 м) характеризуется доминированием планктонных

диатомей (до 59%) родов Cyclotella (Kütz.) Breb. и Aulacoseira Thw. Среди

обрастателей (34-43,6 %) преобладают Opephora martyi Herib., Fragilaria

construens (Ehr.) Grun., Fragilaria pinnata Ehr., Fragilaria brevistriata Grun. Фаза

характеризуется повышением уровня воды, что нашло отражение на графиках

распределения таксономических пропорций в плавном росте пиков (см. рис. 22).

В фазу Ic (8,5-9,75 м) по-прежнему доминируют планктонные виды (до

84%), однако на первый план выходят виды рода Aulacoseira Thw., состав видов

рода Cyclotella (Kütz.) Breb. и оценки обилия аналогичны предыдущей фазе.

В фазу Id (8,15-8,5 м) сохраняется господство планктонных диатомей (до

75%). По-прежнему обильны виды рода Aulacoseira Thw. Максимум развития

(7%) достигает Cyclostephanos dubius (Fricke.) Hust. Сократилось количество

видов рода Cyclotella (Kütz.) Breb. На гистограммах распределения

таксономических пропорций (рис. 22) появляются пики (до 41-48%), два вида

становятся сверхдоминирующими, тип линии тренда становится

экспоненциальным с большим показателем экспоненты.

В фазу Ie (7,75-8,15 м) произошло резкое обмеление водоема. Повысилась

роль обрастателей (до 96,4%): виды Fragilaria construens (Ehr.) Grun. с

разновидностями, Opephora martyi Herib. Разнообразие комплекса диатомей

снизилось, а количество видов с оценками обилия «нередко» повысилось.

Графики распределения таксономических пропорций (см. рис. 22) приобрели

сигмоидальную форму с сохранением пиков (34%).

Рисунок 22 – Таксономическая структура диатомовых комплексов по разрезу Балашиха, скважина 2

(линейная система координат)

0

10

20

30

40

50

60

12,1 11,1 10,8 10,2 9,8 9,2 8,5 8,15 7,9 7,75 7,5

Чи

сле

нн

ост

ь, %

Порядок таксонов на разных глубинах, м

фаза Ia фаза Ib фаза Ic фаза Id фаза Ie фаза If

61

В фазу If (7,5-7,75м) уровень водоема повысился, стали доминировать

планктонные виды (до 71,3%), в основном Aulacoseira granulata (Ehr.) Ralfs. и

Aulacoseira italica (Ehr.) Kütz. Гистограммы распределения таксономических

пропорций схожи с фазой Id, имеют вогнутую форму с пиками до 42,8% (рис. 22).

Таким образом, было зафиксировано изменение формы гистограмм

распределения таксономических пропорций в линейной системе координат при

переходе от фазы к фазе. По сравнению со скважиной 160, на графиках скважины

2 наблюдаются более высокие значения пиков (до 48%), что обусловлено

нестабильностью внутренних условий (колебания уровня воды). Прослеживается

закономерность изменения гистограмм, характерная для малых озер: при

повышении уровня воды графики приобретают вогнутую форму (фаза Ib), при

понижении уровня воды (природное негативное воздействие растет) –

сигмоидальную форму (фаза Ie). При анализе в логарифмической системе

координат зафиксирована общая область пересечения трендов в интервале 9,5-

12,1 м (рис. 23). Тренды в интервале 7,75-8,5 м выбиваются из данных областей,

образуя хаотичное пересечение линий в нижней области рисунка. Тренд 7,5 м

имеет пересечения с двумя областями. Такая картина согласуется с формой

гистограмм в линейной системе координат: часть из них не имеет пиков (9,5-

12,1м), а другая имеет пики 30% и выше (7,5-8,5 м), связанные с резкими

изменениями уровня воды.

Рисунок 23 – Трансформации диатомовых комплексов разреза Балашиха,

скважина 2 (логарифмическая система координат, 0,90<R2<0,96)

1

10

100

1 10 100

Чи

сле

нн

ост

ь, (

У),

%

Порядок таксонов, (Х)

Тренд (7,5 м)

Тренд (7,75 м)

Тренд (7,9 м)

Тренд (8,15 м)

Тренд (8,5 м)

Тренд (9,2 м)

Тренд (9,8 м)

Тренд (10,2 м)

Тренд (10,8 м)

Тренд (11,1 м)

Тренд (12,1 м)

62

2.2 Геоэкологическая оценка трансформаций перигляциальных озер

Климато-ландшафтные обстановки ледниковых эпох характеризуются

суровыми природными условиями. Развитие диатомовой флоры было возможно

лишь во время межстадиального потепления. Примером перигляциальных

ледниковых диатомовых флор является флора разреза Чёлсма-22, который

находится в долине реки Чёлсма у города Галича Костромской области в

Ярославско-Костромском Поволжье (Гричук, 1989; Московский ледниковый

покров…, 1985).

Диатомовая флора озера Чёлсма-22 развивалась во время

интерстадиального потепления в суровых условиях ледниковой эпохи

(Анциферова, 2000, 2001). О климате того времени можно косвенно судить по

преобладающим типам наземной растительности, реконструированным по

спорово-пыльцевым спектрам, полученным в Костромской области и изученным

В.В. Писаревой и В.П. Гричуком (Гричук, 1989, Московский ледниковый

покров…, 1985). Данная межстадиальная эпоха характеризовалась тремя фазами

развития растительности. На начальной фазе господствовали березовые и

сосновые леса, в травянистых покровах преобладали полынь и эфедра. Затем

наступила фаза оптимума межстадиала, распространились еловые леса, в

меньшей степени – сосновые и ерниковые формации. В заключительную фазу

наблюдалось максимальное развитие березовых и ерниковых ассоциаций, в

травяном покрове – полыни, что свидетельствует о завершении

интерстадиального потепления (Гричук, 1989).

Для разреза Чёлсма-22 характерно низкое видовое разнообразие диатомей, в

основном представленное холодолюбивыми видами, такими как Ellerbeckia

arenaria (Moore ex Ralfs) Grawfоrd, Aulacosira islandica (О. Mull) Sim., A. alpigena

(Grun.) Krammer, A. distans (Ehr.) Sim., Tetracyclus emarginatus (Ehr.) W. Sm., T.

lacustris Ralfs, Achnanthes borealis A.Cl., A. lanceolata var. elliptica Cl., Caloneis

latiuscula (Kütz.) Cl., Fragilaria inflata (Heid.) Hust., F. virescens Ralfs, F. virescens

var. mesolepta Schӧnf. Наличие Aulacoseira granulata в виде спор также

63

подтверждает существование холодного олиготрофного водоема в суровых

климатических условиях перигляциальной зоны.

Диатомовая флора разреза Чёлсма-22 была выделена из глин на глубине 4,5-

5,1 м и из гиттий, расположенных в межморенной толще на глубине 6,5-7,5 м

(Анциферова, 2001). Всего было идентифицировано 53 вида и внутривидовых

таксона, принадлежащих к 19 родам. Содержание створок составляло от

единичных до 240 на 1 г осадка (лишь на глубине 4,9 м доходило до 4000).

Учитывая сведения об экологическом и таксономическом составе водорослей,

эволюция озера интерпретируется следующим образом.

На глубине 7,5 м наблюдаются единичные створки диатомей. В интервале

глубин 6,9-6,7 м идентифицировано 16 таксонов микроводорослей, относящихся к

12 родам. Водоем развивался в условиях, достаточных для развития планктонных

форм диатомей холодных и горных водоемов, представленных такими видами,

как Ellerbeckia arenaria (Moore ex Ralfs) Grawfоrd. (относительная численность до

90,6%), Aulacosira granulata в виде спор (до 48,6 %).

Затем на глубине 6,5 м происходит резкий скачок, фиксирующийся на

графике в логарифмической системе координат вертикальной линией тренда,

параллельной оси ординат (рис. 24), а на гистограмме распределения

таксономических пропорций – своеобразным пиком (рис. 25). Такой фазовый

переход соответствует монокультурной стадии при доминировании 1 таксона. На

данном этапе эволюции озера максимальное развитие получает Ellerbeckia

arenaria (Mooreex Ralfs) Grawfоrd (в виде спор 100%). Данная трансформация

водоема может быть связана с неустойчивостью природных условий, что

характерно для периода позднеледниковий. Можно предположить окончание

первого этапа интерстадиального потепления и понижение температур.

На глубине 5,1 м единично обнаруживаются створки видов обрастателей

Opephora martyi Herib., донных видов – Achnanthes conspicua A. Mayer, Navicula

scutelloides W.Sm.

На глубине 4,9 м зафиксировано максимальное для данного разреза

количество створок диатомей (до 4000 на 1 г осадка). Идентифицировано 30

64

таксонов микроводорослей, принадлежащих 13 родам. Доминирующие позиции

заняли виды обрастатели, связанные с развитием зарослей высшей водной

растительности. Это Opephora martyi Herib. (до 20%), Fragilaria brevistriata Grun.

(до 15%). Группа донных видов была представлена Navicula scutelloides W. Sm.

(до 22%). В этот период наблюдается новая волна потепления, более интенсивная

относительно предыдущей, что создало благоприятные условия для развития

диатомовой флоры и увеличения видового разнообразия. Это нашло отражение в

резком изменении структуры комплекса, что было зафиксировано выбиванием

линии тренда в логарифмической системе координат от остальных трендов (см.

рис. 24), а также более «выровненными» очертаниями гистограммы

распределения таксономических пропорций, переходом к вогнутой -

сигмоидальной форме (см. рис. 25). Повышение температур привело к

обводнению озера за счет таяния ледника и поступления водных масс в

котловину. Вода была достаточно прозрачной, что подтверждается наличием

донных видов. Уровень рН был нейтральный или слабощелочной, что позволило

сохраниться створкам микроводорослей.

Рисунок 24 – Трансформация диатомовых комплексов разреза

Чёлсма-22 (логарифмическая система координат, 0,79<R2<0,96)

y = 81,0x-2,5

y = 39,5x-1,2

y = 83,0x-2,9

y = 72,6x-3,3

1

10

100

1 10 100

Чи

сле

нн

ост

ь, (

У),

%

Порядок таксонов, (Х)

Тренд (4,5 м)

Тренд (4,9 м)

Тренд (6,7 м)

Тренд (6,9 м)

65

Рисунок 25 – Таксономическая структура диатомовых комплексов разреза

Чёлсма-22 (линейная система координат)

Выше по разрезу на глубине 4,5 м, возможно, происходит понижение

температур. Это привело к доминированию более холодолюбивых видов –

Aulacosira granulata (Ehr.) Sim (до 60%), Aulacosira islandica (О.Mull) Sim. (до

24%), Ellerbeckia arenaria (Moore ex Ralfs) Grawfоrd. (до 7%). Было

идентифицировано 23 таксона, принадлежащих 12 родам. Структура диатомового

комплекса стала близка к той, что наблюдалась в интервале глубин 6,9-6,7 м.

Гистограмма распределения таксономических пропорций в диатомовых

комплексах имеет «непропорциональные» очертания, вогнутую форму,

переходящую в «ломаную линию», что свидетельствует о наступлении более

суровых природных условий по сравнению с глубиной 4,9 м.

Таким образом, при анализе в логарифмической системе координат (см. рис.

24) были зафиксированы две критические точки на глубинах 6,5 и 4,9 м, что

отражает принципиальное изменение таксономической структуры диатомовых

комплексов и трансформацию состояния водоема в данный период его

эволюционного развития вследствие смены природных условий. Показано, что

тренды, соответствующие глубинам 6,9 м, 6,7 м и 4,5 м, исходят из общей точки.

Тренд, относящийся к глубине 4,9 м, пересекает три остальных линии в трех

разных точках, отличных от предыдущей, и расположен ниже по оси Y, что

свидетельствует о качественно ином состоянии водоема в данный период времени

4,54,9

6,56,7

6,9

0

20

40

60

80

100

1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27

Глубина, м

Чи

сле

нн

ост

ь, %

Порядок таксонов

66

в связи с наступлением наиболее благоприятных климатических условий в

течение межстадиала. И наоборот, вертикальная линия тренда на глубине 6,5 м

свидетельствует о наиболее неблагоприятных природных условиях, в которых

еще было возможно существование диатомей.

Графический анализ в линейной системе координат также подтверждает

данные выводы (см. рис. 25). Гистограммы распределения таксономических

пропорций в диатомовых комплексах на глубинах 6,9, 6,7, 6,5 м имеют форму

«ломаной линии», на глубине 4,5 м – «непропорциональные» очертания и

вогнутую форму. Это указывает на неблагоприятные для развития диатомового

комплекса природные условия и кризисное состояние водной экосистемы.

Подобные гистограммы с доминированием одного-двух таксонов и сокращением

численности идентифицированных таксонов характерны для водоемов с

неблагоприятной экологической обстановкой, связанной с внешним воздействием

абиотических факторов. Гистограмма на глубине 4,9 м имеет вогнутую,

переходящую в сигмоидальную, форму и «пропорциональные» очертания,

количество идентифицированных таксонов увеличилось, что свидетельствует о

наступлении более благоприятных условий для развития диатомового комплекса

(Беспалова, 2017а).

2.3 Закономерности изменения таксономической структуры диатомовых

комплексов неоплейстоценовых озер

Графический анализ таксономической структуры диатомовых комплексов

неоплейстоценовых водных экосистем показал, что для каждого этапа развития

водоема, связанного с разными климатическими и ландшафтными обстановками,

характерны свои особенности распределения таксономических пропорций в

диатомовых комплексах, что проявляется на примере всех изученных озер.

Пики более 40% совместно с «непропорциональными» очертаниями,

вогнутой и формой «ломаной линии» гистограмм распределения

таксономических пропорций в диатомовых комплексах соответствуют

67

неблагоприятным природным условиям в развитии межледниковых озер. Для

разрезов Бибирево и Польное Лапино такие признаки характерны прежде всего

для четвертого этапа их развития, то есть для конца межледниковья – начала

окского оледенения (см. рис. 9 и 17 соответственно). Неблагоприятные условия

IV этапа подтверждается обнаружением большого количества отклонений в

морфологии створок. Все это является отражением ярко выраженных

климатических флуктуаций, характерных для переходных этапов между

ледниковыми и межледниковыми эпохами (Новенко, 2016а, 2016б).

Пики свыше 50-60% и форма «ломаной линии» гистограмм распределения

таксономических пропорций в диатомовых комплексах (см. рис. 25) отражают

суровые природные условия перигляциальной зоны ледниковой эпохи, в которой

существовало озеро Чёлсма-22 (Беспалова, 2017а).

Для более благоприятных природных условий, наблюдавшихся во время

климатического оптимума, характерны «пропорциональные» очертания, вогнутая

форма гистограмм изменения таксономических пропорций в диатомовых

комплексах с пиками до 30%. Сравнение диатомовой флоры разреза Балашиха

(скважина 160) с разрезами Польное Лапино и Бибирево показывает, что ее

развитие соответствует третьему этапу в развитии Польнолапинского и

Бибиревского озер и их флоры. Графический анализ подтверждает данный вывод.

Гистограммы, построенные по результирующим линиям трех разрезов, имеют

сходную форму (рис. 26).

При анализе в логарифмической системе координат (рис. 27), тренды,

построенные по разрезам Польное Лапино, Бибирево и Балашиха (скважина 160)

имеют единую общую точку пересечения, что свидетельствует о развитии

водоемов на данных этапах в сходных природно-климатических условиях, а также

о близости структур диатомовых комплексов (Беспалова, 2017а).

68

Рисунок 26 – Таксономическая структура диатомовых комплексов разрезов

Польное Лапино, Бибирево, Балашиха (скважина 160) (линейная система

координат)

Рисунок 27 – Трансформация диатомовых комплексов разрезов Польное Лапино,

Бибирево, Балашиха (скважина 160) (логарифмическая система координат,

0,98<R2<0,99)

Построение гистограмм распределения таксономических пропорций в

диатомовых комплексах по скважине 2 разреза Балашиха показало сходные

результаты, графики также имеют пропорциональные очертания, вогнутую форму

с пиками выше 15%, что является отражением сходных климатических условий

(внешние причины). Однако в логарифмической системе координат тренд,

построенный по всему разрезу скважины 2, имеет больший угол наклона и

пересекает остальные тренды чуть выше (рис. 28).

0

10

20

30

Польное Лапино (III этап) Бибирево (III этап) Балашиха (I этап)

Чи

сле

нн

ост

ь, %

Порядок таксонов

y = 26,3x-1,1

y = 24,5x-1,0

y = 23,3x-1,0

1

10

100

1 10 100

Чи

сле

нн

ост

ь, (

У),

%

Порядок таксонов, (Х)

Тренд (Польное Лапино, III этап)

Тренд (Бибирево, III этап)

Тренд (Балашиха-160, I этап)

69

Рисунок 28 – Трансформация диатомовых комплексов разрезов Польное Лапино,

Бибирево, Балашиха-2 и Балашиха-160 (логарифмическая система координат,

0,97<R2<0,99)

Это объясняется тем, что осадки скважины 2 накапливались в условиях

прибрежной зоны и отражают многочисленные изменения уровня воды в озере, в

то время как диатомовые комплексы остальных разрезов соответствуют более

глубоководным частям водоемов. Действительно, построение тренда по скважине

2 лишь по части разреза в интервале глубин 9,2-11,1 м, соответствующему

периоду увеличения глубины водоема и доминированию планктонных групп

диатомей, привело к пересечению всех четырех линий в общей точке (рис. 28). То

есть наблюдается сходство не только внешних (природные климатические

факторы), но и внутренних условий (процессов, происходящих внтури водоемов).

Таким образом, графический анализ таксономической структуры диатомовых

комплексов в логарифмической системе координат помогает выявлять отличия и

сходства не только внешних, но и внутренних условий в развитии озер.

Для второго этапа развития озер (время климатического предоптимума)

характерна сигмоидальная, переходящая в вогнутую (с «пропорциональными»

очертаниями»), форма графиков распределения таксономических пропорций с

пиками от 12 до 20% (разрез Бибирево, рис. 29) и от 8 до 35,6% (разрез Польное

Лапино) за исключением критических точек. По сравнению с III этапом развития

данных озер, пики на гистограммах значительно ниже.

y = 26,3x-1,1

y = 24,5x-1,0

y = 23,3x-1,0

y = 25,9x-1,0

y = 33,3x-1,2

1

10

100

1 10 100

Чи

сле

нн

ост

ь, (

У),

%

Порядок таксонов, (Х)

Тренд (Польное Лапино, III этап)

Тренд (Бибирево, III этап)

Тренд (Балашиха-160, I этап)

Тренд (Балашиха-2 часть, I этап)

Тренд (Балашиха-2, I этап)

70

Рисунок 29 – Таксономическая структура диатомовых комплексов разреза

Бибирево на II этапе развития (линейная система координат)

Построение графиков распределения таксономических пропорций в

диатомовых комплексах по этапам развития Польнолапинского и Бибиревского

озер показало (см. рис. 9 и 17), что для II и III этапа характерны более

пропорциональные очертания гистограмм, а для I и IV – непропорциональные.

Также для разрезов Польное Лапино и Балашиха (скважина 2) характерны более

высокие пики на гистограммах по сравнению с разрезами Бибирево и Балашиха

(скважина 160), что обусловлено значительными скачками в уровне воды.

Выводы по главе

Таким образом, на примере разрезов Польное Лапино в бассейне Верхнего

Дона, Бибирево и Чёлсма-22 в Ярославско-Костромском Поволжье, Балашиха в

бассейне Верхней Оки изучены эталонные природные трансформации

неоплейстоценовых озер в связи со сменой климато-ландшафтных обстановок.

С помощью графического анализа таксономической структуры диатомовых

комплексов зафиксированы критические точки в развитии неоплейстоценовых

водных экосистем при переходе с этапа на этап, а также внутри этапа с фазы на

фазу, что согласуется с результатами, полученными другими методами (по

данным спорово-пыльцевого и диатомового анализов). Совпадение результатов

свидетельствует об информативности метода графических построений для

выявления смен областей устойчивости. Такие критические точки определялись

0

5

10

15

20

1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25

Чи

сле

нн

ост

ь, %

Порядок таксонов

Глубина, м

71

по изменению очертаний гистограмм распределения таксономических пропорций

(появление пиков, переход от пропорциональных к непропорциональным

очертаниям и т.д.), по выклиниванию трендов из общей области пересечения на

графиках в логарифмической системе координат. Данные признаки также

позволили обнаружить «аномалию» в развитии Бибиревского озера в фазе IIIa,

которая свидетельствует о неблагоприятных природных условиях в середине

фазы, что подтверждается спорообразованием.

На основе методов графического анализа выявлено, что таксономическая

структура диатомовых комплексов всех изученных неоплейстоценовых озер

закономерно изменяется при смене природных условий и отражает

климатические и ландшафтные обстановки того или иного периода времени.

Сигмоидальная и вогнутая форма графиков распределения таксономических

пропорций в диатомовых комплексах с пиками до 20-30% соответствуют

наиболее благоприятным природным условиям для развития диатомовой флоры и

совпадают со временем климатических предоптимумов и оптимумов. Чем более

нестабильны и суровы были природные условия, в которых развивалось озеро,

тем чаще наблюдается сверхдоминирование одного-двух таксонов в результате

неадаптированности диатомового комплекса к изменениям окружающей среды,

тем выше пики и более непропорциональные очертания принимает гистограмма

распределения таксономических пропорций в диатомовых комплексах, тем

больше выклиниваются тренды на графиках в логарифмической системе

координат. Данные признаки кризисных состояний неоплейстоценовых озер

фиксируются на определенных этапах их развития, характеризующихся

нестабильным гидрологическим режимом, обмелением, заболачиванием,

эвтрофированием в связи со сменой климато-ландшафтных обстановок.

Полученные выводы о закономерностях изменения таксономической

структуры диатомовых комплексов и критических переходах неоплейстоценовых

озер при смене климатических и ландшафтных обстановок являются эталонными

для природных трансформаций водных экосистем и могут использоваться для

изучения природных и антропогенных воздействий на современные водоемы.

72

ГЛАВА 3. ПРИРОДНЫЕ И ПРИРОДНО-АНТРОПОГЕННЫЕ

ТРАНСФОРМАЦИИ СОВРЕМЕННЫХ ВОДНЫХ ЭКОСИСТЕМ

Геоэкологическая оценка природных трансформаций современных водных

экосистем проведена на примере озер Рамза и Кипец, расположенных в среднем

течении реки Ворона на западе Приволжской возвышенности на территории

государственного природного заповедника «Воронинский». Природно-

антропогенные трансформации изучены на примере искусственно созданных

водных объектов – Матырского и Воронежского водохранилищ, расположенных в

долине р. Воронеж.

3.1 Геоэкологическая оценка природных трансформаций озер

государственного природного заповедника «Воронинский»

Природные трансформации современных водных экосистем изучены на

примере проточно-русловых озер Рамза и Кипец. Происхождение озеровидных

расширений русла реки Ворона связано с особенностями геологического и

неотектонического строения данной территории (Анциферова и др., 2012). В

строении геологических разрезов правобережья выделяют «пески, трепелы и

опоки мелового возраста, пески неогена, мощные толщи

ранненеоплейстоценовых донских ледниковых глин и суглинков и водно-

ледниковых песков, супесей и суглинков с валунами кристаллических пород,

перекрытые средне- и верхненеоплейстоценовыми лёссовидными суглинками и

алевритами», а для левобережья характерны песчаные толщи надпойменных

террас (Шевырев, Анциферова, 2012). Расширение русла реки связано также с

формированием конусов выноса в результате эрозионных процессов на

водосборе, активизированных деятельностью человека в последние 200-300 лет, а

именно сведением лесов, распашкой территории, освоением поймы

(Славгородский, 2000).

73

Изучаемые озера испытывают определенное антропогенное влияние за счет

поступления загрязняющих веществ с талым и дождевым стоком с территории

водосборов, в результате инфильтрации атмосферных осадков и проникновении

их в подземные водоносные горизонты, которые дренируются поверхностными

водными системами. Несмотря на это озера Рамза и Кипец до настоящего времени

в значительной мере продолжают сохранять свою природную целостность и

выполнять функцию рефугиумов диатомовых водорослей и цианобактерий центра

Восточно-Европейской равнины (Анциферова, Борисова, 2009; Русова, 2017).

Речные озера Кипец и Рамза являются мелководными и среднеглубокими,

хорошо прогреваемыми проточно-русловыми водоемами с широко развитыми

участками высшей водной растительности, с высокой прозрачностью вод

(Анциферова, 2013). Проведение биологического мониторинга в течение 2007-

2014 годов показало, что трансформация озер направлена на их практически

полное зарастание (Анциферова, Русова, 2015).

Озеро Рамза является самым крупным в Тамбовской области. Оно имеет

площадь 2 км2, среднюю ширину 0,8 км, максимальную длину до 2,0 км. Средняя

глубина озера 1,2 м, в центре глубины достигают 1,5-1,7 м, максимальные

глубины 4-4,5 м наблюдаются в месте, где воды р. Ворона впадают в акваторию

озера. При впадении реки в озеро, ее русло расширяется и происходит разгрузка

взвешенного материала, переносимого потоком. В результате образуются наносы,

способствующие обмелению и зарастанию водоема. Обмелению озера

способствовали также мелиоративные работы по спрямлению русла реки. Дно

озера покрыто слоем илистых отложений, выстлано стеблями и листьями

кубышки и кувшинки. Представители воздушно-водной растительности

(тростник, рогоз, камыши) быстро расселяются благодаря небольшим глубинам и

мягкому грунту, вследствие чего озеро постепенно зарастает, а его мелководные

зоны заболачиваются (Анциферова, Борисова, 2009; Русова, 2017).

Озеро Кипец располагается примерно в трех километрах от озера Рамза

ниже по течению реки и является вторым по величине на территории

заповедника. Его площадь составляет 1,2 км2, средяя ширина 0,3-0,5 км,

74

максимальная длина 3,6 км. Наиболее распространенными в акватории озера

являются глубины от 1,0 до 3,0 м, в проточных русловых участках (в центральной

части озера) глубины составляют 5,0-5,5 м, а в месте впадения р. Ворона в озеро

максимальная глубина достигает 11,2 м. Водоем состоит из системы заливов:

Мохов Угол, Бутыркин Угол, Митькин Угол, Кипец и протока-озеро

Промышленное. Современная сложная форма озера связана с общим

уменьшением глубины заливов, зарастанием мелководий, а также с образованием

в месте расширения русла реки при его впадении в озеро двух вытянутых кос,

которые постепенно отделяют от общей площади два непроточных залива –

правобережный Мохов Угол и левобережный Кипец (Анциферова, Борисова,

2009; Русова, 2017). Водоем имеет высокую степень зарастания. Полосы

тростника южного, рогоза узколистного и других водных растений, тянущиеся

вдоль берегов, имеют ширину от 10 до 100-120 м. В акватории озера повсеместно

расселены водно-погруженные растения (роголистник, пузырчатка, уруть, наяда,

рдесты) (Анциферова, Русова, 2015; Русова, 2017).

По трофическому состоянию озера Рамза и Кипец относятся к эвтрофному

типу. Поставщиками биогенов являются как отложения, слагающие зону аэрации,

так и их привнос с водосборной территории, для которой характерна высокая

степень сельскохозяйственного освоения, распаханность и внесение удобрений. В

целом воды озер Рамза и Кипец по эколого-биологическому качеству относятся к

классам III и II, то есть «удовлетворительной чистоты» и «чистые». Разряд их

качества определяется от «слабо загрязненных» до «вполне чистых». По степени

кризисности процессов самоочищения водоемы находятся в стадии обратимых

изменений, о чем свидетельствует приуроченность средней линии сапробности

преимущественно к олигосапробной зоне (Русова, 2017).

Исследования фитопланктона и микрофитобентоса, проведенные раннее

Г.А. Анциферовой, Л.Е. Борисовой и Н.И. Русовой, показывают, что для озер

Рамза и Кипец, как и в целом для Кирсановского массива р. Ворона, характерно

высокое видовое разнообразие (Анциферова, Борисова, 2009; Русова, 2017). Такие

особенности озер, как проточно-русловой режим, морфометрические и

75

морфологические параметры акваторий, предопределили широкий диапазон

гидрохимических и гидрофизический условий и обилие биотопов для развития

значительного числа таксонов микроводорослей и цианобактерий. Часто они

имеют незначительные оценки обилия («единично», «редко» и «нередко»), но

именно они создают высокое видовое богатство сообществ микроводорослей в

водоемах заповедника. В целом за период 2007-2014 годов в Кирсановском

массиве р. Ворона было идентифицировано 459 таксонов диатомовых водорослей,

принадлежащих 47 родам; и 223 таксона цианобактерий, принадлежащих 53

родам (Русова, 2017). Установлено, что по видовому разнообразию сообщества

диатомовых водорослей водоемов заповедника сопоставимы и даже превосходят

те, которые развивались в эвтрофных межледниковых, голоценовых и, особенно,

в современных водоемах центра Восточно-Европейской равнины (Анциферова,

Борисова, 2009).

В развитии сообществ микроводорослей и цианобактерий озер Рамза и

Кипец выделяется три периода (табл. 2). Период 2007-2009 годов

характеризовался условиями средних многолетних климатических показателей.

Согласно анализу данных, средняя температура июля составляла 21-21,6оС. В

озере Рамза было идентифицировано 229 таксонов диатомовых водорослей,

принадлежащих 35 родам, и 83 таксона цианобактерий, принадлежащих 32 родам.

В озере Кипец был идентифицирован 221 таксон диатомей, принадлежащих 32

родам, и 71 таксон цианобактерий, принадлежащих 27 родам.

Таблица 2 – Распределение диатомовых водорослей и цианобактерий по

таксономическим группам

Таксоны Озеро Рамза Озеро Кипец

Годы Годы

2007-09 2010-12 2013-14 2007-09 2010-12 2013-14

Диатомовые водоросли

Род 35 33 26 32 29 30

Вид 229 160 108 221 133 124

Цианобактерии

Род 32 23 23 27 27 23

Вид 83 56 54 71 58 54

76

В период 2010-2012 годов наступили стрессовые для фитопланктона и

микрофитобентоса изменения параметров среды обитания, обусловленные

аномально высокими летними температурами воздуха и вод. Температуры

воздуха поднимались до 41оС (август 2010 года), средние значения в июле

составляли 22,1-26,4оС и превышали климатическую норму на 3-7

оС. Это

сопровождалось повышением температуры вод до 30оС и выше. Было

зафиксировано снижение видового богатства в 1,4-1,7 раз по диатомовым

водорослям и 1,2-1,5 по цианобактериям по сравнению с предыдущим периодом.

Также в это время произошла интенсификации процессов обмеления и зарастания

озер высшей водной растительностью, что привело к появлению новых

экологических ниш и исчезновению ряда других. Наиболее ярко это проявилось в

озере Кипец, в котором количество донных видов уменьшилось более чем в 2

раза, доля видов обрастателей, наоборот, увеличилась.

В период 2013-2014 годов средние температуры июля составляли 20,1-

22,3оС и соответствовали тенденции возвращения к значениям климатической

нормы региона. Однако видовое разнообразие не вернулось к уровню 2007-2009

годов. В целом за исследуемый период произошло сокращение разнообразия

диатомей в 1,8-2,1 раза и цианобактерий в 1,3-1,5 раза.

Графический анализ таксономической структуры сообществ

микроводорослей и цианобактерий озер Рамза и Кипец показал, что гистограммы

распределения таксономических пропорций периода 2007-2009 годов имеют

сигмоидальную форму (логистический тип линии тренда). Это является

следствием высокого видового разнообразия в связи с обилием экологических

ниш. В результате аномально высоких летних температур воздуха периода 2010-

2012 годов произошло снижение видового разнообразия, смена экологических

ниш, что привело к формированию новой структуры сообществ. После

возвращения температурных показателей к среднестатистическим значениям в

2013-2014 годах, таксономический состав фитопланктона и микрофитобентоса не

восстановился в рамках 2007-2009 годов. Данные процессы нашли отражение в

изменении графиков распределения таксономических пропорций 2010-2012 и

77

2013-2014 годов: они приобрели вогнутую форму (экспоненциальный тип линии

тренда с малым показателем экспоненты), а пики достигли 20-30% и выше, что

свидетельствует об усилении нагрузки на водоем, связанной с увеличением

объемов автохтонного органического веществ, и смене условий. На рисунке 30

показаны изменения таксономической структуры сообществ микроводорослей и

цианобактерий озера Кипец, на рисунке 31 – озера Рамза.

Рисунок 30 – Таксономическая структура сообществ микроводорослей и

цианобактерий озера Кипец (линейная система координат)

Рисунок 31 – Таксономическая структура сообществ микроводорослей и

цианобактерий озера Рамза (линейная система координат)

Анализ графиков в логарифмической системе координат также показывает,

что в большей степени изменилась структура фитопланктона и микрофитобентоса

2007

20092012

2014

0

5

10

15

20

25

30

35

1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21

Чи

сле

нн

ост

ь, %

Порядок таксонов

Год

20072009

20122014

0

5

10

15

20

25

1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25

Чи

сле

нн

ост

ь, %

Порядок таксонов

Год

78

в озере Кипец. Результирующая линия 2014 года образует новую область

генерации (точка 2), что свидетельствует о фазовом переходе водной экосистемы

(рис. 32). Изменения результирующих линий озера Рамза отражают границы

(модуляции) единой генерации (рис. 33).

Рисунок 32– Трансформация таксономической структуры сообществ

микроводорослей и цианобактерий озера Кипец (логарифмическая система

координат, 0,81<R2<0,98)

Рисунок 33 – Трансформация таксономической структуры сообществ

микроводорослей и цианобактерий озера Рамза (логарифмическая система

координат, 0,92<R2<0,99)

y = 14,7 x-0,5

y = 15,1x-0,5

y = 22,1x-0,9

y = 46,2x-1,4

1,0

10,0

100,0

1 10 100

Чи

сле

нн

ост

ь, (

У),

%

Порядок таксонов, (Х)

Тренд (2007 год)

Тренд (2009 год)

Тренд (2012 год)

Тренд (2014 год)

1 2 2007

2009

2012 2014

y = 15,5x-0,7

y = 19,8x-0,8

y = 23,6x-1,0

y = 25,6x-1,0

1

10

100

1 10 100

Чи

сле

нн

ост

ь, (

У),

%

Порядок таксонов, (Х)

Тренд (2007 год)

Тренд (2009 год)

Тренд 2012 год

Тренд (2014 год)

2007 2009 2012 2014

79

В целом, перемещение линий на графиках в логарифмической системе

координат, также как и смена формы графиков распределения таксономических

пропорций в сообществах микроводорослей и цианобактерий от сигмоидальных

(логистический тип линии тренда) к вогнутым (экспоненциальный тип линии

тренда с малым показателем экспоненты) в линейной системе координат

свидетельствуют об увеличении уровня нагрузки на водоемы заповедника, что

проявляется в их обмелении и зарастании.

Рассчитанные ранговые коэффициенты корреляции показали наличие

сильных положительных статистических связей (r=+0,79) между значениями

относительной численности первого таксона в ранжированном ряду (который

дает максимальную величину пика на гистограммах распределения

таксономических пропорций) и средней температуры июля за период 2007-2014

годов. Это еще раз доказывает, что причиной трансформаций качества вод озер

Рамза и Кипец послужили аномально высокие летние температуры воздуха 2010-

2012 годов, то есть природный фактор.

Таким образом, исследование данных озер показало, что при минимальном

уровне нагрузки в современных природных водоемах отмечаются сигмоидальная

форма гистограмм распределения таксономических пропорций в сообществах

микроводорослей и цианобактерий с пиками до 20% (логистический тип линии

тренда). Подобные признаки зафиксированы также для гистограмм распределения

таксономических пропорций в диатомовых комплексах межледниковых озер при

наиболее благоприятных природных условиях предоптимума и климатического

оптимума. Появление на гистограммах пиков свыше 20% и переход к вогнутой

форме свидетельствует об увеличении нагрузки на современные природные

водоемы. Подобные признаки, а также графический анализ в логарифмической

системе координат и корреляционный анализ, проведенные автором, помогли

зафиксировать произошедшие в 2010-2014 годах трансформации качества вод

озер Рамза и Кипец в связи с изменением природных условий (Беспалова, 2017б).

Это согласуется с результатами исследований Г.А. Анциферовой и Н.И. Русовой,

которые выявили изменения в видовом разнообразии зарастающих озер Рамза и

80

Кипец под воздействием аномально высоких температур воздуха 2010-2012 годов,

подтвержденные космофотоснимками и визуальными наблюдениями

(Анциферова, Русова, 2015).

3.2 Геоэкологическая оценка природно-антропогенных трансформаций

экосистемы Матырского водохранилища

Матырское водохранилище расположено в Липецкой области в центральной

части Восточно-Европейской равнины на западе Окско-Донской низменности, в

долине р. Матыра, левом притоке р. Воронеж. Рельеф прилегающей территории

представляет собой низменную слаборасчлененную равнину с большим

количеством блюдцеобразных понижений и западин (Отчет о проведенных

работах по биологической реабилитации…, 2011).

Геолого-гидрологические условия исследуемой территории определяются

расположением в пределах северо-восточного склона Воронежской антеклизы, а

также моноклинальным залеганием пород осадочного чехла. Приповерхностная

часть геологического разреза представлена терригенно-карбонатными породами

верхнего девона, нижнего мела, неогена. Палеозойско-мезозойские породы с

поверхности перекрываются четвертичными отложениями разного генезиса.

Чередование в разрезе переслаивающихся водонепроницаемых и водоупорных

толщ предопределяет наличие более двух десятков водоносных горизонтов,

наибольшее водохозяйственное значение из которых имеют гидравлически

связанные с водохранилищем девонский задонско-елецкий водоносный горизонт

и неоген-четвертичный водоносный комплекс (Отчет о проведенных работах по

биологической реабилитации…,, 2011; Анциферова, Кульнев, 2016).

Площадь водного зеркала водохранилища 45 км2, объем 144 млн м

3.

Вытянутый в широтном направлении с юго-востока на северо-запад, водоем

имеет длину 40 км, среднюю ширину 1,12 км (Мишон, 2000). Матырское

водохранилище представляет собой мелководный водоем (средняя глубина 3,2 м,

максимальная 11,5 м) с замедленным водообменом. Зоны мелководий составляют

81

до 30% от общей площади водохранилища, что является причиной их зарастания

водной растительностью. Особенно интенсивно данные процессы протекают в

верховье и средней части водохранилища (Валяльщиков и др., 2014).

В приходную часть водохозяйственного баланса Матырского

водохранилища входят приток вод р. Матыра, приток воды с водосборной

площади и осадки, выпадающие на зеркало водохранилища. К расходной части

относятся испарение воды с поверхности водоема, потери при фильтрации, сброс

воды в нижний бьеф гидроузла и забор воды на хозяйственные нужды.

Водохранилище было создано в 1976 году для промышленного водоснабжения

Липецкого промышленного узла, прежде всего Новолипецкого

металлургического комбината, для орошения прилегающих к водохранилищу

сельскохозяйственных земель и для рыборазведения (Мишон, 2000).

Воды Матырского водохранилища имеют околонейтральную и

слабощелочную реакцию. Средние показатели уровня рН варьируют от 7,2 до 8,5,

минимальные значения отмечаются в мае, максимальные в июле и августе.

Содержание растворенного кислорода в воде варьирует от 5,81 мг/л в августе до

9,5 мг/л в октябре. Отмечается наличие обратно пропорциональных зависимостей

между температурой воды и количеством растворенного кислорода (Отчет о

проведенных работах по биологической реабилитации…, 2011). Воды относятся к

гидрокарбонатному классу группы кальция, магния. В водохранилище

обнаруживаются превышения ПДК по ряду металлов: марганцу, железу, меди.

Максимальные значения соединений азота, растворенных форм фосфора,

параметров ХПК и БПК5 наблюдаются в средней части водохранилища

(Валяльщиков и др., 2014).

К основным факторам, определяющим изменение химического состава вод

водохранилища, относятся воды р. Матыра и ряда более мелких притоков,

климат, а также промышленная и хозяйственно-бытовая деятельность на

водосборной территории. Антропогенное воздействие на водохранилище

обусловлено деятельностью предприятий металлургического профиля (НЛМК),

птицефабрики и предприятий пищевой промышленности г. Грязи, а также

82

липецкой ТЭЦ-2 (Косинова, Валяльщиков, 2010). Дополнительное негативное

влияние оказывают несанкционированные сбросы загрязняющих веществ от

частных предприятий и хозяйств (Отчет о проведенных работах по биологической

реабилитации…, 2011). Сбросы прошедших недостаточную очистку сточных вод

приводят к возникновению гидрохимических аномалий на локальных участках

водохранилища, что фиксируется у г. Грязи, с. Казинка, с. Ярлуково, с. Малей

(Валяльщиков и др., 2014).

Решающую роль в формировании гидрохимического облика

водохранилища играют биохимические процессы, протекающие в водной

экосистеме и интенсифицированные в 2009-2011 годах проведением альголизации

(увеличением биомассы зеленых микроводорослей). При биологической

реабилитации водоема путем введения штамма Chlorella vulgaris ИФР № С-111

отмечалось снижение содержания железа, марганца, фосфатов, нитритов, ХПК и

БПК5, по сравнению с периодом до 2009 года. Однако после 2012 года по ряду

поллютантов был отмечен резкий рост их содержания (Валяльщиков и др., 2014).

В 2014 году значения БПК5 увеличились в 2 раза по сравнению с 2011 годом,

возросли концентрации фосфатов. В 2015 году увеличились концентрации азота

ниритного (1,3-2,1 ПДК), азота аммонийного (1,3-4,3 ПДК), БПК5 (1,1-11,7 ПДК),

ХПК (1,1-11,7 ПДК) по сравнению как с 2011, так и 2014 годом (Состояние и

охрана окружающей среды Липецкой области…, 2015, 2016).

Материалом для анализа трансформаций эколого-биологического состояния

экосистемы Матырского водохранилища послужили пробы сообществ

микроводорослей и цианобактерий, отобранные в период с 2010 по 2016 годы.

Фитопланктон и микрофитобентос представлен диатомовыми, зелеными,

пирофитовыми микроводорослями и цианобактериями. По сравнению с 2010

годом наблюдается общее уменьшение видового разнообразия (табл.3). При

сравнении общего состава сообществ микроводорослей и цианобактерий, можно

сделать вывод, что наибольшее видовое разнообразие на протяжении всего

периода исследований имеют диатомовые водоросли. Особенности сезонной

динамики развития фитопланктона и микрофитобентоса водохранилища состоят в

83

том, что в 2011-2014 и 2016 годах в сообществах в течение всего вегетационного

сезона доминировали диатомовые водоросли; цианобактерии имели подчиненное

положение (либо единично встречались, либо достигали 28% в сентябре 2013 года

и 35% в сентябре 2016 года по суммарной относительной численности). В 2010 и

2015 годах доминирующие позиции занимали цианобактерии (до 60% в августе

2015 года и до 100% в сентябре 2010 года в отдельных частях водохранилища).

Таблица 3 – Сопоставление видового разнообразия сообществ микроводорослей и

цианобактерий Матырского водохранилища по годам

Год 2010 2011 2012 2013 2014 2015 2016

Таксоны вид род вид род вид род вид род вид род вид род вид род

Диатомовые

водоросли

49 22 48 12 47 21 30 14 27 14 38 15 25 12

Циано-

бактерии

12 10 1 1 5 4 4 1 1 1 12 5 3 3

Другие

микро-

водоросли

4 4 0 0 6 6 5 4 2 1 8 6 6 6

Всего 65 36 49 13 58 31 39 19 30 16 58 26 34 21

Согласно анализу опубликованных материалов, до 2010 года в водоеме

наблюдалось ежегодное «цветение» вод (Валяльщиков и др., 2014). Интенсивное

развитие цианобактерий стало аргументом в пользу проведения альголизации

водоема. В результате проведенных мероприятий резко уменьшилось обилие

цианобактерий, что позволило сделать вывод об эффективности применения

метода альголизации в борьбе с «цветением» вод (Анциферова, Кульнев, 2016;

Валяльщиков и др., 2014). Если в 2010 году в отдельных частях водохранилища

Microcystis aeruginosa Kütz. emend. Elenk. еще встречалась «в массе», то в 2011-

2012 годах – единично лишь в осеннем цикле развития.

Возможно, именно благодаря альголизации удалось избежать кризисных

состояний в водохранилище, связанных с «цветением» вод, в условиях аномально

высоких температур воздуха лета 2010 года, когда средние значения в июне-

августе превышали климатическую норму на 5-7оС, количество дней с

температурами выше 30оС составляло 61, максимальная продолжительность

непрерывной «жаркой погоды» (с температурами выше 30оС) – 25 дней (рис. 34).

84

Рисунок 34 – Средние температуры воздуха в июле за период 2007-2016 годов

Температурный режим летнего периода последующих лет был более близок

к значениям климатической нормы. В 2013 году относительная численность

четырех таксонов цианобактерий составляла 28%, а в 2015 и 2016 годах

возобновились вспышки их развития. Преобладающие таксоны были

представлены Anabaena flos-aquae (Lyng.) Breb. и Microcystis aeruginosa Kütz

emend. Elenk. Это свидетельствует о затухании эффекта альголизации с течением

времени и возобновлении кризисных ситуаций в водоеме.

Показательным является не только смена доминирующих видов, но и

изменение очертаний графиков распределения таксономических пропорций в

сообществах микроводорослей и цианобактерий (рис. 35). Гистограмма 2010 года

имеет вогнутую форму (экспоненциальный тип линии тренда), в 2011-2012 годах

форма графиков также вогнутая, но гистограммы более «пологие» и

«выровненные» по сравнению с 2010 годом. В 2013 году увеличилась доля видов

со средними оценками обилия, гистограмма приобрела сигмоидальную форму

(логистический тип линии тренда), что отражает наиболее оптимальные условия

для развития экосистемы водоема. Вспышки развития диатомей в 2014 и 2016

годах и цианобактерий в 2015-2016 годах находят свое отражение на

гистограммах в виде своеобразных пиков, вызванных присутствием 1-2 таксонов

с относительной численностью в среднем от 30 до 60% (70% в отдельных частях

водохранилища). В результате графики приобретают вогнутую форму и

периодически форму «ломаной линии» (тип линии тренда экспоненциальный).

19

20

21

22

23

24

25

26

27

2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 2014 2015 2016

Тем

пе

рат

ура,

оС

Год

Средняя температура июля

Климатическая норма июля

85

Пики свыше 40% свидетельствуют о неблагоприятных экологических условиях,

складывающихся в акватории Матырского водохранилища.

Рисунок 35 – Таксономическая структура сообществ микроводорослей и

цианобактерий Матырского водохранилища (линейная система координат)

Графический анализ таксономической структуры сообществ

микроводорослей и цианобактерий Матырского водохранилища в

логарифмической системе координат выявил отличие структуры сообществ в

2013 и 2014 годах (рис. 36).

Рисунок 36 – Трансформации таксономической структуры сообществ

микроводорослей и цианобактерий Матырского водохранилища

(логарифмическая система координат, 0,78<R2<0,99)

20102011

20122013

20142015

2016

0

10

20

30

40

50

60

1 3 5 7 9 111315171921232527293133

Чи

сле

нн

ост

ь, %

Порядок таксонов по годам исследования

Год

y = 62,2x-1,8

y = 40,6x-1,4

y = 48,1x-1,5

y = 31,0x-1,0

y = 47,3x-1,6

y = 46,4x-1,5

y = 56,7x-1,7

1

10

100

1 10 100

Чи

сле

нн

ост

ь, (

У),

%

Порядок таксонов, (Х)

Тренд (2010 г.)

Тренд (2011 г.)

Тренд (2012 г.)

Тренд (2013 г.)

Тренд (2014 г.)

Тренд (2015 г.)

Тренд (2016 г.)

86

Линия тренда 2013 года имеет наименьший угол наклона и отражает

наиболее благоприятные условия для развития экосистемы. Линия тренда 2014

года не пересекает остальные линии в общей точке пересечения, наблюдается

распад генерации, что может быть вызвано значительными нагрузками на водоем,

не скомпенсированными какими-либо нивелирующими факторами. Таким

образом, линия 2014 года указывает на критическую точку в развитии

экосистемы. Это может служить отражением процессов возвращения водоема к

исходному состоянию: преобладанию в сообществах цианобактерий и

интенсивному «цветению» вод.

Согласно сложившимся представлениям, эвтрофикация и загрязнение вод

сопровождаются увеличением сапробности. Дополнительно был проведен

сапробиологический анализ водоема путем расчета индекса Пантле-Букка в

модификации В. Сладечека (табл. 4).

Таблица 4 – Результаты сапробиологического анализа вод Матырского

водохранилища

Показатели Год исследования

2010 2011 2012 2013 2014 2015 2016

Значения индекса сапробности 1,79 1,61 1,77 1,78 1,68 1,99 1,80

Степень сапробности ο-α β-ο ο-α ο-α β-ο ο-α до β ο-α

Класс качества воды III

В 2010-2016 годах средние значения индекса варьировали от 1,61 до 1,99,

максимальные значения зафиксированы в 2015 году. По соответствующей шкале

значения индекса соответствуют III классу качества вод – «умеренно (слабо)

загрязненные». По системе оценки качества вод, предложенной С.С. Бариновой и

Л.А. Медведевой (Баринова, Медведева, 1996; Анциферова, 2014а), воды

водохранилища относятся к лимносапробной категории, степень сапробности

варьирует от бета-мезосапробной-олигосапробной (β-о) до бета-мезосапробной

(β). По степени кризисности эколого-биологического состояния водная

экосистема находится в стадии обратимых изменений.

87

Рассчитанные ранговые коэффициенты корреляции между значениями

индеса сапробности и относительной численностью цианобактерий за период 2010-

2016 годов показали наличие положительной статистической связи сильной силы

(r=+0,91) между данными параметрами. Действительно, самые низкие значения

индекса зафиксированы в 2011 и 2014 годах, когда цианобактерии имели

единичное распространение, а диатомовые водоросли достигали по численности до

100%. Наиболее высокое значение индекса сапробности зафиксировано в 2015

году, когда наблюдалось самое интенсивное «цветение» вод за изучаемый период.

Среднее значение индекса сапробности за период исследования составляет 1,8.

Согласно результатам дистанционных исследований Матырского

водохранилища, в развитии микрофитоценозов выделяются разномасштабные

циклы, связанные с воздействием природных и антропогенных факторов

(Валяльщиков и др., 2014). Для рассчитанных нами значений индекса Пантле-

Букка в модификации В. Сладечека также характерна периодичность в их

повышениях и понижениях (рис.37).

Рисунок 37 – Значения индекса Пантле-Букка в модификации В. Сладечека

Изучение фитопланктона и микрофитобентоса Матырского водохранилища

позволило зафиксировать ряд его качественных и количественных изменений,

проявляющихся на фоне динамики гидрохимических показателей вод. На основе

анализа докладов о состоянии окружающей среды в Липецкой области

(Состояние и охрана окружающей среды Липецкой области…, 2012, 2013, 2014,

2015, 2016, 2017), была сформирована таблица кратности превышений ПДК

загрязняющих веществ в водохранилище (табл. 5).

R² = 0,96

0

0,5

1

1,5

2

2,5

2010 2011 2012 2013 2014 2015 2016

Знач

ен

ия

ин

дек

са

Год исследования

88

Таблица 5 – Гидрохимические показатели вод Матырского водохранилища

Показатели Год исследования

2011 2012 2013 2014 2015 2016

Кратность превышений ПДК (среднегодовые значения)

Нитраты 1,7 1,3 2,7 1,2 2,1 1

Аммоний 1,2 1,1 3,1 1 4,3 1

Железо 1,9 1,4 3,2 1,9 1,5 1,8

БПК5 1,4 1,2 2,7 2,8 11,7 2,8

ХПК 2,3 1,6 2,6 1,6 11,7 1,6

Фосфаты 1 1 1,1 1,2 2,2 1

Сульфаты 1,2 1,2 1 1,2 1 1,1

Медь 2 4 1 1 1 1

Рассчитанные ранговые коэффициенты корреляции показали наличие

сильных положительных статистических связей между степенью сапробности и

содержанием аммония (r=+0,78), фосфатов (r=+0,80), БПК5 (r=+0,85), ХПК

(r=+0,81); средней силы между степенью сапробности и содержанием нитратов

(r=+0,30). Полученные данные согласуются с аналогичными корреляционными

расчетами других авторов (Шабанов, Маркин, 2014) и показывают связь между

индексом сапробности Пантле-Букка в модификации В. Сладечека и

показателями органического загрязнения водоема.

Проведенный корреляционный анализ между значениями среднемесячной

температуры и относительной численностью первого таксона в ранжированном

ряду (который дает максимальную величину пика на графиках распределения

таксономических пропорций) за период 20010-2016 годов показал наличие

положительных статистических связей средней силы (r=+0,3) между данными

параметрами. Аналогичные расчеты за период 2012-2016 годов, за исключением

периода альголизации, выявили более высокие значения рангового коэффициента

корреляции (r=+0,6). Это свидетельствует о том, что в период 2010-2011 годов

большое воздействие на изменения в таксономической структуре сообществ

микроводорослей и цианобактерий оказала проведенная альголизации, которая

снивелировала негативное действие аномально высоких летних температур

воздуха 2010-2011 годов. После прекращения альголизации, развитие

89

фитопланктона и микрофитобентоса Матырского водохранилища было в большей

степени определено ходом климатических параметров и изменениями

гидрохимических показателей вод.

3.3 Геоэкологическая оценка природно-антропогенных трансформаций

экосистемы Воронежского водохранилища

3.3.1 Изученность водоема и водосборной территории

Воронежское водохранилище размещается на территории Окско-Донской

низменности. Оно было образовано в 1972 г. за счет перекрытия р. Воронеж,

являющейся левым притоком р. Дон (Смирнова, Кислякова, 2008). Водосборная

территория правобережья р. Воронеж располагается на Воронежской

флювиогляциальной гряде, левобережье – на надпойменных террасах реки.

Соответственно в геолого-гидрогеологическом строении территории выделяются

позднеплиоценовые и четвертичные отложения, местами перекрытые

современными техногенными грунтами (Воронежское водохранилище…, 1986).

Подземные воды рассматриваемой территории расположены в области

питания Московского и Приволжско-Хоперского артезианских бассейнов.

Подземные воды района образуют в разрезе «два гидрогеологических этажа и

приурочены к четвертичным, неогеновым, девонским отложениям (верхний этаж)

и докембрийским отложениям (нижний гидрогеологический этаж)» (Соколова,

2015). В связи с особенностями литологического состава водовмещающих пород,

данные водоносные комплексы имеют гидравлическую связь с водохранилищем.

По морфометрическим параметрам Воронежское водохранилище

представляет собой «мелководный водоем проточно-руслового типа с

замедленным водообменом» (Мишон, 2004). За последнее десятилетие произошло

сокращение его площади с 70,0 до 59,9 км2 и увеличение средней глубины с 2,9 до

3,3 м по сравнению с проектными величинами. В настоящее время протяженность

90

водоема составляет 35 км, а объем воды при нормальном подпорном уровне 199,3

миллионов м3 (Отчет по мониторингу состояния дна…, 2012).

Основная часть акватории водохранилища находится в пределах города с

почти миллионным населением, что усложняет становление его режима, так как

вместе с естественными, природными условиями существенное влияние на

гидрологические, гидрохимические и гидробиологические особенности

водохранилища оказывает антропогенный фактор. Мостовые переходы города

(Окружной, Железнодорожный, Северный, Чернавский, Вогрэсовский и Плотина)

также влияют на режим водоема и делят акваторию на пять гидрологических

районов: мелководный, северный, южный, промежуточный и приплотинный

(Отчет по мониторингу состояния дна…, 2012; Смирнова, Кислякова, 2008).

К источникам питания водохранилища относятся атмосферные осадки,

воды р. Воронеж, воды малых рек, впадающих в водохранилище, сток с

водосборной территории, подземный водоносный горизонт, нормативно-чистые

воды, сбрасываемые предприятиями города через специальные выпуски. К

расходным слагаемым водного баланса относятся естественные компоненты,

такие как испарение с водной поверхности, сброс воды через водосливную

плотину и сооружения гидроузла, потери воды на фильтрацию, а также

антропогенные элементы, связанные с забором воды на хозяйственные нужды.

Воронежское водохранилище в настоящее время выполняет ряд задач: 1)

пополнение эксплуатационных запасов подземных вод городских водозаборов за

счет гидравлической связи с неоген-четвертичным водоносным комплексом,

являющимся основным источником централизованного водоснабжения города; 2)

водоснабжение технической водой промышленных предприятий; 3) прием

ливневых и талых снеговых вод с территории города, а также возвратных вод,

включая хозяйственно-бытовые и производственные; 4) орошение пригодных

сельскохозяйственных земель; 5) рыбохозяйственные цели; 6) зона рекреации

населения (Бочаров, 2012). Водохранилище относится к I категории

водопользования – рыбохозяйственный водоем. Однако с момента его создания

до настоящего времени рыбное население сократилось почти вдвое, периодически

91

наблюдается замор рыбы, связанный со сбросом загрязненных вод и «цветением»

водоема (Доклад о государственном надзоре…, 2012; Курдов, 1998).

Неблагополучное экологическое состояние водохранилища, а также высокие

концентрации тяжелых металлов в акватории не позволяют, по мнению ряда

авторов, считать водоем объектом рыбохозяйственного назначения. В

сложившихся условиях его предлагается рассматривать как объект хозяйственно-

питьевого водоснабжения (Бочаров и др., 2013).

Исследование гидрогеохимических проб воды, донных отложений и песков

гидронамывов Воронежского водохранилища в 1995-2006 годах показало, что

наблюдаются прогрессирующие загрязнения водной экосистемы марганцем,

железом, хромом, азотными соединениями при движении с севера на юг

(Смирнова, Кислякова, 2008). Минерализация вод составляет от 0,13 до 0,67 г/дм3,

максимальные значения характерны для Южного гидрологического района.

Значения рН меняются от слабощелочных до щелочных (7,3-8,7) (Строгонова,

2001). Сравнение химических показателей воды у автодорожного моста (5,5 км

выше г. Воронеж) и в районе Чернавского моста (центр города) свидетельствует

об увеличении содержания азота аммонийного в 4,6 раз, хлоридов в 1,5 раза,

цинка в 10 раз, меди в 2 раза вниз по течению (Доклад о государственном

надзоре…, 2016). Анализ данных докладов Росприроднадзора показывает, что в

водах периодически отмечаются превышения нормативов по ряду загрязняющих

веществ и показателей (табл. 6).

Таблица 6 – Гидрохимические показатели вод Воронежского водохранилища

Показатели 2013 год 2014 год 2015 год 2016 год

Кратность превышений ПДК (среднегодовые значения)

Нитриты 1 1,1 1,8 2,15

БПК5 1,48 2,0 1,74 2,24

ХПК 1,94 2,59 2,24 2,78

Фосфаты 1 1,26 1,65 1,7

Нефтепродукты 2,4 2,4 2,0 1,8

Медь 4,3 2,4 3,8 4

92

Повышенное содержание железа и марганца в водной среде выделяет

Воронежское водохранилище в общем ряду водохранилищ Центрального

Черноземья. Зарегулирование р. Воронеж привело к изменению естественных

процессов распределения и миграции марганца в системе «придонная вода

водохранилища – иловые воды – донные отложения» и формированию

«геохимических марганцевых аномалий» (Бочаров и др., 1996; Бугреева, 1998;

Косинова, 2013). Основными источниками поступления железа и марганца в

водную среду водоема являются природный региональный геохимический фон

горных пород ложа и береговых участков водохранилища; сточные воды

металлургических и химических предприятий, расположенных на водосборной

поверхности р. Воронеж; а также донные отложения водохранилища, активно

концентрирующие тяжелые металлы и поставляющие их в водную среду

(Бочаров, 2012; Бочаров и др., 2012, 2013). Ведущими загрязняющими элементами

донных отложений выступают не только железо и марганец, но и кадмий, медь,

цинк, хром и свинец. За период эксплуатации водохранилища загрязнение донных

отложений возросло в 2-30 раз, при этом «одна треть акватории находится в зоне

слабого загрязнения, еще 30% в зоне сильно загрязненных донных отложений»

(Соколова, 2015). Концентрации свинца, кадмия и марганца в донных отложениях

превышают ПДК в десятки раз (Доклад о государственном надзоре…., 2011).

Анализ опубликованных материалов показывает, что неудовлетворительное

качество вод водохранилища отмечается с самого начала его эксплуатации: даже

река в 1971 году имела у моста умерено загрязненную воду (индекс загрязнения

воды (ИЗВ) 2,44), а в створе плотины – загрязненную (ИЗВ 3,89). Первый пик

роста загрязнения вод приходится на 1974-1977 годы, когда основным

источником поступления загрязняющих веществ явился приток загрязненных вод

с Липецкого промышленного узла, а также сброс сточных вод с воронежских

предприятий. В 1977 году ИЗВ Воронежского водохранилища был максимальным

за всю историю наблюдений (у окружного моста 5,73 ПДК, у плотины 7,89 ПДК).

Строительство очистных сооружений на ливневыпусках ТЭЦ-1 и НПО

93

«Электроника», переход с моторных на весельные лодки позволили ненадолго

улучшить качество вод водохранилища. Однако низкая эффективность очистки

промышленного стока и ливневой канализации привели к ухудшению качества

вод водохранилища в 1987-1990 годах. Восстановление водной среды началось с

1991 года в связи со значительным спадом производства, остановкой

деятельности ряда промышленных предприятий и соответственно сокращением

сброса сточных вод, в результате ужесточения требований к сбрасываемым водам

после очистки. На протяжении последних лет вода в контролируемых створах

водохранилища относится к III классу чистоты «умеренно-загрязненная» (Курдов,

1998; Доклад о государственном надзоре…, 2008, 2011).

Остро стоит вопрос эпидемиологической безопасности воды Воронежского

водохранилища. По данным докладов Роспотребнадзора, от 24,8 до 54,8% проб не

соответствует гигиеническим нормативам по микробиологическим показателям

(Доклад о состоянии санитарно-эпидемиологического благополучия…, 2017).

Почти во всех контрольных точках отмечается превышение нормативов по коли-

индексу (Куролап и др., 2006). Основным источником бактериального

загрязнения воды водохранилища помимо аварийных выпусков промышленных

предприятий, стоков левобережного промкомплекса, являются ливневые сточные

воды (Клепиков и др., 2017; Попова и др., 2013; Смирнова, Кислякова, 2008).

Другим аспектом изучения водохранилища является исследование его

биоты. Изучение макрозообентоса и зоопланктона показало, что в пределах

акватории водоема наблюдается центральный участок с наибольшим видовым

разнообразием и приплотинные литоральные участки с меньшим разнообразием

данных групп организмов (Животова и др., 1990; Животова, Негробов, 2005;

Силина, 2015; Шишлова, 2004). Анализ микрофитоценозов в 1988 и 2003 годах

позволил Г.А. Анциферовой выделить два участка по степени загрязнения –

Верхний (от верховьев водохранилища до Чернавского моста) и Нижний (от

Чернавского моста до плотины), представляющие собой две модели возможного

развития экосистемы водоема в будущем (Анциферова, 2001). Несмотря на

высокую степень промышленного и коммунального загрязнения Верхнего

94

участка, положение здесь более благополучно, чем на Нижнем участке, благодаря

широкому распространению сообществ высших водных растений, которые

препятствуют интенсивному развитию цианобактерий. Экосистема Нижнего

участка характеризуется интенсивным «цветением» вод цианобактериями, что

свидетельствует о нарушении экологического равновесия (Сиренко, 1969). При

увеличении содержания в воде загрязняющих веществ, в условиях

неограниченного поступления биогенов существует угроза распространения

интенсивного «цветения» цианобактериями на Верхний участок водохранилища.

Для оценки экологического состояния водохранилища перспективным

является использование материалов дистанционного зондирования. Согласно

анализу архивных данных спутникового мониторинга, в 1988, 1993, 2004, 2009 и

2011 годах наблюдались мощные вспышки развития микроводорослей в пределах

акватории южнее Вогрэсовского моста (Силкин, 2012).

Таким образом, анализ опубликованных данных показал, что Воронежское

водохранилище в течение многих лет испытывает мощный антропогенный

прессинг, приводящий к химическому и бактериологическому загрязнению вод,

«цветению» и снижению самоочищающей способности водоема.

3.3.2 Эколого-геохимическая оценка влияния водосборной территории

на водную экосистему

При оценке качества поверхностных вод важное место принадлежит

выявлению источников негативного воздействия. Наиболее значительным

следствием антропогенных изменений природы является ее загрязнение, то есть

«привнесение в природную среду чуждых для неё веществ и энергии или

свойственных ей, но в концентрациях, превышающих фоновые показатели»

(Емельянов, 2002). Выявление антропогенных источников загрязнения, их

характера, мощности, качественного состава поллютантов и путей их

перемещения в окружающей среде является важнейшей задачей при эколого-

геохимических оценках влияния прилегающей территории на водную экосистему

95

и выявлении антропогенных причин трансформации качества вод. Под

антропогенным источником загрязнения понимается любой объект хозяйственной

деятельности человека, выделяющий в природную среду различные загрязнения.

В качестве основных объектов загрязнения выступают компоненты природы

(атмосферный воздух, воды, почвы, биота), в которых происходят их

перемещение, аккумуляция, трансформация (Емельянов, 2002).

На основе анализа опубликованных материалов, можно выделить

следующие основные источники антропогенного загрязнения водных экосистем:

1) промышленные предприятия (через производственные сточные воды, в

том числе подогретые, отходы производства, пылегазовые выбросы,

поверхностный сток с промышленных площадок);

2) сельское хозяйство (через смыв удобрений и пестицидов с полей,

огородов, а также животноводческие стоки);

3) транспорт (через поставку выхлопных газов, сточных вод при мойке

автомобилей, проливы нефтепродуктов);

4) население города и пригородов (через коммунально-бытовые стоки,

отходы потребления, поверхностный сток с территории жилой застройки).

Данные источники загрязнения, а также пути миграции загрязняющих

веществ через различные среды и поступления их в конечном счете в водоем

отражены в разработанной инвентаризационной схеме (рис. 38). Обобщенная

схема актуальна для водоемов, находящихся в зоне влияния городских

агломераций и промышленных центров, является открытой и может дополняться

новыми данными в процессе дальнейшего изучения.

Формирование химического состава вод большинства современных водных

экосистем происходит под воздействием как природных, так и антропогенных

факторов (Никаноров, 2010). И если природные факторы (климат, рельеф, горные

породы, почвы) за сравнительно небольшой отрезок времени изменяются

незначительно и установившиеся в результате их суммарного воздействия

взаимосвязи являются более или менее устойчивыми, то под влиянием

96

антропогенных факторов интенсивность и характер миграции веществ резко

изменяются, а естественное равновесие нарушается.

Рисунок 38 – Инвентаризационная схема антропогенных источников

загрязнения и путей поступления загрязняющих веществ в водные экосистемы

Сокращения: ЗВ – загрязняющие вещества; ТБО – твердые бытовые отходы; ВПС –

водоподъемные станции

Водные массы Воронежского водохранилища формируются за счет стока р.

Воронеж. В течение года из реки в искусственный водоем поступает 2,02 км3

воды, что в 10 раз превышает постоянный объем водохранилища (Дмитриева,

2012). Следовательно, гидрохимический режим водоема в значительной степени

определяется качеством речной воды. На водосборной поверхности реки выше по

течению располагаются такие города, как Липецк, Грязи, Мичуринск, Чаплыгин и

несколько сотен мелких населенных пунктов с множеством рекреационных зон,

что существенно усугубляет экологическое состояние водоема (Сейдалиев,

Ступин, 2005). Наибольшее воздействие на водохранилище оказывает

окружающая его Воронежская городская агломерация.

97

Загрязняющие вещества поступают в водохранилище с организованным и

неорганизованным стоком. Так, объем только организованных сточных вод в

отдельные годы доходит до 200 млн м3, что сопоставимо с собственным объемом

воды в чаше водоема (Доклад о государственном надзоре …, 2012).

Ежегодно в Воронежское водохранилище поступает свыше 70 млн м3

производственных сточных вод (в том числе нормативно-чистых 30 млн м3)

(Доклад о природоохранной деятельности…, 2014). Часть предприятий имеет

свои выпуски условно-чистых вод в водохранилище, большое количество стоков

сбрасывается через Левобережные очистные сооружения (Сейдалиев, Ступин,

2005). Неэффективность работы как локальных очистных сооружений на

предприятиях, так и городских очистных сооружений приводит к поступлению в

водохранилище производственных сточных вод с превышением гигиенических

нормативов по содержанию нефтепродуктов, солей тяжелых металлов, жиров,

сульфатов, хлоридов и других веществ в десятки раз (Доклад о государственном

надзоре …, 2012, 2016). Сброс нормативно-чистых сточных вод от предприятий

теплоэнергетики зачастую приводит к опасному «тепловому» загрязнению воды,

вызывающему замор рыбы и «цветение» вод (Поддубный, Сухова, 2002).

Изучение экологических особенностей сбросов сточных вод ТЭЦ-1 в

Воронежское водохранилище позволило выявить «зону геотемпературной

аномалии», которая активизирует проникающую способность химических

элементов (Богатиков, Косинова, 2013).

Согласно программам водоотведения ООО «РВК-Воронеж», ежегодно в

водохранилище поступает около 20 млн м3 загрязненных коммунально-бытовых

стоков, содержащих большое количество микроорганизмов и органических

веществ (Васильева, Натарова, 2016). Полный объем стоков данного типа учесть

невозможно, так как не все дома индивидуального жилого сектора подключены к

централизованной системе канализации.

В процессе функционирования промышленных предприятий, транспорта,

сельского и коммунального хозяйства образуются отходы объемом более 330

тысяч тонн/год, которые попадают на полигоны и другие места их размещения, а

98

также на несанкционированные свалки и включаются в биогеохимический

круговорот веществ в биосфере (Доклад о природоохранной деятельности…,

2012). Содержащиеся в составе отходов разнообразные загрязняющие вещества

поступают в почвенный покров. Далее сквозь зону аэрации происходит

инфильтрация осадков и загрязнителей в неоген-четвертичный водоносный

комплекс, а посредством естественного дренирования подземных вод –

поступление в поверхностные воды.

Значительное количество загрязняющих веществ попадает в водоем из

атмосферного воздуха. Согласно статистическим данным, валовый выброс

загрязняющих веществ от стационарных источников города составляет более 11

тысяч тонн ежегодно, от автотранспорта – более 140 тысяч тонн (Доклад о

государственном надзоре …, 2016). Значительный вклад в загрязнение атмосферы

вносят предприятия теплоэнергетики (ТЭЦ-1, ТЭЦ-2), коммунального хозяйства

(Правобережные очистные сооружения ООО «РВК-Воронеж», ООО

«Левобережные очистные сооружения»), химической промышленности (ООО

«Воронежский шинный завод», АО «Воронежсинтезкаучук»), производства

транспортных средств, машиностроения и оборудования (ПАО «ВАСО», ООО

«Тяжэкс», ФГУП «Воронежский механический завод»).

Основной вклад (более 90%) в загрязнение воздушного бассейна города

вносят выбросы автотранспорта (Доклад о государственном надзоре…, 2012). В

составе отработанных газов содержится более 200 различных химических

соединений, прежде всего оксиды углерода, азота, серы, взвешенные вещества,

углеводороды, тяжелые металлы. Одна часть вредных ингредиентов осаждается в

виде пыли различного состава над акваторией водохранилища, другая часть

аккумулируется атмосферными осадками и выпадает вместе с ними над водоемом

и на поверхность водосбора. После дождя в водохранилище концентрации

взвешенных веществ превышают ПДК в 3 раза, нефтепродуктов в 2,5 раза,

органических веществ в 2 раза (Доклад о государственном надзоре.., 2016).

99

Другим аспектом вредного влияния автотранспорта на водохранилище

являются сточные воды, образующиеся при мойке автомобилей. Только половина

автомоек города имеет механическую очистку стоков перед сбросом в городскую

канализацию (Прожорина и др., 2015). Ежегодно мойка и ремонт автотранспорта

осуществляются на берегах р. Песчанка, впадающей в водохранилище. В

результате в речной воде фиксируются превышения ПДК по содержанию

нефтепродуктов, органических и взвешенных веществ в десятки раз, сульфатов и

меди в 4-5 раз. Учитывая, что среднегодовой сток реки достигает 13 млн м3, в

водоем вместе с ним поступают сотни тонн загрязняющих веществ (Дмитриева,

Нефедова, 2016).

Водохранилище является приемником ливневых и талых сточных вод с

территории города. В связи с тем, что большинство предприятий не имеет

сооружений по очистке поверхностного стока, стекающего с промплощадок, в

водохранилище поступают воды, загрязненные нефтепродуктами, взвешенными

веществами, солями тяжелых металлов. Неочищенные стоки от улиц

индивидуального жилого сектора приносят помимо взвешенных веществ тонны

фосфатов, аммонийного азота и органических веществ. Только организованный

поверхностный сток с территории города через 75 выпусков составляет 40-50 млн

м3, остальная его часть поступает в водохранилище неорганизованно. К примеру,

в период весеннего снеготаяния в зависимости от снежности зимы в

водохранилище поступает от 30 до 70 миллионов м3 тонн талых вод, две трети из

которых с территории города (Доклад о государственном надзоре …, 2012).

Деятельность водоподъемных станций на водозаборах также приводит к

загрязнению водохранилища. Например, в промывных водах, сбрасываемых с

водоподъемных станций ВПС-8 и ВПС-11, содержание марганца превышает

нормы в 17-27 раз, железа – в 1,8-2,6 раза (Золоторубова, 2009).

При выявлении путей поступления загрязняющих веществ в Воронежское

водохранилище обычно основное внимание уделяют сбросу недостаточно

очищенных промышленных сточных вод. Однако анализ опубликованных

материалов показывает, что поверхностный сток с урбанизированных территорий,

100

зачастую не претерпевающий очистку, по своей загрязненности сравним с

промышленными и коммунально-бытовыми стоками (Воронежское

водохранилище…, 1986). В поверхностном стоке с территории г. Воронежа чаще

всего наблюдаются превышения ПДК по нефтепродуктам, железу и аммонию.

Ежегодно в водохранилище с поверхностным стоком выносится свыше 2500 тонн

взвешенных веществ и 48 тонн нефтепродуктов, что в четыре раза больше, чем с

производственными и хозяйственно-бытовыми сточными водами после очистки

(Доклад о государственном надзоре…, 2008, 2012, 2016).

При оценке загрязненности поверхностного стока следует отдельно

рассматривать дождевой и талый сток в связи со значительными

адсорбирующими свойствами снежного покрова. К примеру, если содержание

меди в ливневом стоке на участке ОАО «ВЗПП-Микрон» превышает уровень

ПДК в 3,2 раза, то в талом до 15,7 раз (Беспалова, 2013, 2015). В таблице 7

приведена характеристика дождевого стока с территории разных районов г.

Воронежа на выпуске в водохранилище, построенная на основе данных

Росприроднадзора (Доклад о государственном надзоре…2011, 2012). Содержание

загрязняющих веществ в дождевом стоке на несколько порядков превышает

установленные для них ПДК при сбросе в водоем. Соответственно, количество

загрязняющих веществ, поступающих с талым стоком, будет еще выше.

Таблица 7 – Характеристика дождевого стока с территории районов

г. Воронежа на выпуске в Воронежское водохранилище

Показатель, мг/л Концентрация загрязняющих веществ в районах ПДК

рыб.-хоз.

Железно-

дорожный

Левобе-

режный

Централь-

ный

Ленинский

Взвешенные вещества 270-460,0 300-440,0 320-510,0 280-450,0 3-5

БПК5 38-48,0 47-79,0 40-84 37-58,0 2,0

Нефтепродукты 17,3-18,2 12-24,0 12-25 14-21,0 0,05

Автором в 2013-2014 годах были проведены анализы химического состава

талых вод. Изучение пространственного распределения химического состава

снежного покрова различных функциональных зон г. Воронежа показало, что

загрязнение транспортной зоны выше, чем промышленной, жилой и

рекреационной соответственно, что объясняется разной степенью загрязнения

101

воздуха (Беспалова, 2014). Исследования выявили наличие достоверных

корреляционных связей между параметрами загрязнения снега и атмосферного

воздуха. Рассчитанные ранговые коэффициенты корреляции отражают

корреляционные связи средней силы между содержанием пыли в воздухе и

концентрацией взвешенных веществ в снеге (r=+0,38), сильной силы между

загрязнением воздуха диоксидом серы и присутствием сульфат-ионов в снеге

(r=+0,90). Статистическая связь между содержанием оксида углерода (IV) в

воздухе и гидрокарбонат-ионов в снеге не выявлена (Беспалова и др., 2013).

Серия карт загрязнения снежного покрова служит инструментом эколого-

геохимической дифференциации территории г. Воронежа (рис. 39-43). На картах

фиксируются ареалы загрязнения территории, хорошо согласующиеся с

имеющимися данными о расположении промышленных предприятий и крупных

автодорог. Интерполяция полей загрязнения над акваторией помогает проследить

перенос поллютантов с талым стоком и атмосферным воздухом от источников

загрязнения в водоем и показывает взаимосвязь водного объекта и окружающей

территории.

а) 2013 год б) 2014 год

Рисунок 39 – Распределение взвешенных веществ в снежном покрове (мг/л)

102

а) 2013 год б) 2014 год

Рисунок 40 – Распределение величин минерализации снежного покрова (мг/л)

а) 2013 год б) 2014 год

Рисунок 41 – Пространственная структура загрязнения снежного покрова

сульфат-ионами (мг/л)

103

а) 2013 год б) 2014 год

Рисунок 42 – Пространственная структура загрязнения снежного покрова

гидокарбонат-ионами (мг/л)

а) 2013год б) 2014 год

Рисунок 43 – Распределение уровня кислотности в снежном покрове

104

Результаты химического анализа проб снега представлены в таблице 8. По

левому и правому берегам водохранилища даны территориально осредненные

данные.

Таблица 8 – Результаты анализа химического состава проб снега

Показатели Средние значения по годам ПДК для вод

рыбохозяйствен-

ного назначения

Фоновые

значения правый берег левый берег «снего-

свалка»

2013г. 2014г. 2013г. 2014г. 2013г. 2013г. 2014г.

рН 7,1 6,3 6,8 6,0 7,5 6,5-8,5* 6,75 5,31

Взвешенные

вещества, мг/л

63,4 123,6 61,7 136,5 14

517,2

не должно

увеличиваться

по сравнению с

фоном более чем

на 0,25 мг/л

17,1 48,9

Общая

жесткость, мг-

экв/л

0,2 0,2 0,21 0,1 1,57 не нормируется 0,08 0,05

Са2+

, мг/л 3,5 2,6 3,2 2,4 24,7 180 1,35 0,8

Мg2+

, мг/л 0,3 0,4 0,6 0,4 4,13 40 0,12 0,16

НСО3-, мг/л 15,5 20,4 14,7 18,4 69,0 не нормируется 7,48 11,85

SО42-

, мг/л 73,4 83,3 66,0 76,1 82,0 100 36,0 45,0

CI- ,

мг/л 15,7 13,0 9,7 7,6 667,0 300 3,05 3,16

Минерализация,

мг/л

115,0 131,8 98,5 115,6 805,8 1000* 51,4 62,6

NO3-, мг/л 5,8 11,3 3,7 10,1 - 40 2,74 1,46

NO2-,мг/л 0,2 0,2 0,1 0,1 - 0,08 0,05 0,04

NН4+, мг/л 0,6 0,7 0,4 0,4 - 0,5 0,65 0,11

Cd2+

, мг/л 0,000004 0,000014 0,000006 0,000027 - 0,005 0 0

Pb2+

, мг/л 0,00084 0,00029 0,00034 0,00037 - 0,006 0 0

Cu2+

, мг/л 0,00005 0,00237 0,00000 0,00436 - 0,001 0 0,0011

Zn2+

, мг/л 0,0232 0,0287 0,0211 0,0270 - 0,01 0,0005 0,0006

Примечание: - не определялось; *отсутствует ПДК для вод рыбохозяйственного назначения,

берется ПДК для вод хозяйственно-питьевого и культурно-бытового назначения (ГН

2.1.2.1315-03)

Выявлено, что содержание в снеге хлорид-ионов, нитрат-ионов, иона

аммония, ионов меди и цинка, взвешенных веществ намного превышает

установленные для них ПДК при сбросе в водоем (Об утверждении нормативов…,

105

2016). Превышения по сравнению с фоном наблюдаются по всем показателям.

Полученные ряды коэффициентов аномальности свидетельствуют о том, что в

пробах снега всех городских зон г. Воронежа наибольшие превышения над фоном

имеют: в 2013 году – Cl->NO2->SO4

2- -ионы, в 2014 году – NO3->NO2->Cl

- - ионы,

что косвенно отражает состав техногенных выбросов и применяемых

противогололедных реагентов. Содержание загрязняющих веществ максимально в

снеге, отобранном с территории «снежной свалки», и превышает фоновые значения

от 2,3 до 849 раз по различным показателям. Особенно велико содержание в нем

взвешенных веществ (14 517,2 мг/л, Кс=849,0) и хлоридов (667 мг/л, Кс=218,7), что

обусловлено применением антигололедных реагентов (Беспалова, 2015). Таяние

городского снега представляет особую опасность, ведь при этом загрязняющие

вещества поступают не только в почвенный покров и подземные воды, но и в

Воронежское водохранилище.

3.3.3 Динамика эколого-биологического состояния водной экосистемы

Проведенный анализ таксономической и количественной структуры

микрофитоценозов Воронежского водохранилища показал, что видовое

разнообразие и диатомовых водорослей, и цианобактерий значительно сократилось

за три десятилетия. Если в 1988 и 2003 годах выявленный комплекс диатомей

насчитывал 187 таксонов, принадлежащих 31 роду, то в 2013-2016 годах – 95

таксонов, принадлежащих 28 родам, то есть количество таксонов уменьшилось

практически в два раза. Комплекс цианобактерий составлял в 1988 и 2003 годах 48

таксонов, принадлежащих 20 родам, в 2013-2016 годах – 36 таксонов,

принадлежащих 17 родам, что также соответствует тенденции сокращения. При

этом наблюдается увеличение разнообразия зеленых микроводорослей. Если в

предыдущие годы они наблюдались «единично», то уже в 2015 году комплекс

зеленых микроводорослей был представлен 16 таксонами, принадлежащих 11

родам. В целом на протяжении многих лет остается характерной ведущая роль

106

диатомовых водорослей и цианобактерий в формировании таксономической и

количественной структур микрофитоценозов.

В течение вегетационных сезонов разных лет зафиксирована смена

доминирующих и субдоминирующих таксонов. Для периода активной

жизнедеятельности микроводорослей и цианобактерий характерны три цикла

развития: весенний (конец апреля – июнь), летний (июль – конец августа), осенний

(конец августа – начало ноября).

Весенний цикл. В составе микрофитоценозов водохранилища в весеннее

время на протяжении 1988 и 2003 годов преобладали диатомовые водоросли,

составляя от 78 до 97% от общего числа водорослей. Цианобактерии составляли от

0,4 до 20%, остальное приходилось на долю зеленых и прочих микроводорослей.

Повсеместно по акватории водохранилища в планктоне в массовом количестве был

распространен вид-доминант Stephanodiscus hantzschii Grun., субдоминирующие

таксоны были представлены Aulacoseira granulata (Ehr.) Sim. и Stephanodiscus

rotula (Kütz.) Hendey. В группе видов обрастателей были распространены

водоросли рода Fragilaria Lyngb. Среди донных диатомей «в массе» встречался вид

загрязненных местообитаний Nitzschia acicularis W. Sm.

В 2013-2016 годах преобладание диатомовых (от 96,2 до 100%) наблюдается

в акватории водохранилища повсеместно за исключением Нижнего участка. В

Масловском затоне уже с конца мая доминируют зеленые микроводоросли (47%) и

цианобактерии (40%), образуя «аномальную» зону водохранилища. Она

формируется за счет массового развития таксонов Aphanothece stagnina (Spreng.) B-

Peters. et Geitl. и Elakatothrix gelatinosa Wille. Построенные гистограммы

распределения таксонов микроводорослей и цианобактерий по отделам за 2015 год

(рис. 44) показывают отличия структуры сообществ Масловского затона. В

остальных участках водохранилища виды-доминанты представлены диатомовыми,

в основном обрастателями. Массовое развитие таких таксонов, как Fragilaria

brevistriata Grun., Fragilaria construens (Ehr.) Grun., Fragilaria construens var. venter

Grun., Tabellaria flocculosa (Roth.) Kütz., связано с увеличением зоны высшей

водной растительности.

Рисунок 44 – Распределение таксонов микроводорослей и цианобактерий по отделам (30.05.2015)

0

10

20

30

40

50

диатомовые зеленые золотистые диатомовые диатомовые зеленые диатомовые зеленые диатомовые цианобактерии зеленые

Железнодорожный мост Северный мост Чернавский мост район р.Песчанка Масловский затон

Чи

сле

нн

ост

ь, %

Порядок таксонов

108

Резкое обеднение состава комплекса диатомей свидетельствует о неблагоприятных

экологических процессах, происходящих в водоеме. Субдоминирующие таксоны

представлены видами Melosira varians Ag. и Fragilaria capucina Desm.

Графики распределения таксономических пропорций в сообществах

микроводорослей и цинобактерий (рис. 45) имеют форму «ломаной линии» (в

районе Масловского затона и Северного моста) и вогнутую форму (в районе р.

Песчанка, Чернавского и Железнодорожного мостов).

Рисунок 45 – Таксономическая структура сообществ микроводорослей и

цианобактерий (30.05.2015) (линейная система координат)

При анализе в логарифмической системе координат (рис. 46), наибольшие

отличия зафиксированы между структурой сообществ микроводорослей и

цианобактерий в районе Чернавского моста и Масловского затона.

Рисунок 46 – Трансформация сообществ микроводорослей и цианобактерий

(30.05.2015) (логарифмическая система координат, 0,80<R2<0,94)

0

10

20

30

40

50

1 3 5 7 9 11 13

Чи

сле

нн

ост

ь, %

Порядок таксонов

y = 86,2x-2,3

y = 48,2x-1,6

y = 37,1x-1,1

y = 62,8x-1,8

y = 57,6x-1,7

1

10

100

1 10 100

Тренд (Масловский затон)

Тренд (район р.Песчанка)

Тренд (Чернавский мост)

Тренд (Северный мост)

Тренд (Железнодорожный мост)

Порядок таксонов, (Х)

Чи

сле

нн

ост

ь, (

У),

%

109

Летний цикл. В период 1988 и 2003 годов в летнее время в планктоне

доминировали цианобактерии (70-98%), представленные видом Microcystis

aeruginosa и его формами: M. aeruginosa f. marginata, M. aeruginosa f. flos-aquae

(Wittr.) Elenk., M. aeruginosa f. scripta (Richt.) Elenk., M. aeruginosa f.

sphaerodictyoides Elenk.. Субдоминирующим видом являлась M. pulverea и формы

M. pulverea f. incerta (Lemm.) Elenk., M. pulverea f. holsatica (Lemm.) Elenk., M.

pulverea f. parasitica (Kütz.) Elenk. В донных группировках также преобладали

цианобактерии родов Ostillatoria Vauch. и Phormidium Kütz.

Диатомовые занимали подчиненные позиции. Однако они обильно

развивались по всей акватории и были представлены характерными для этого

времени года теплолюбивыми планктонными формами Aulocoseira granulata

(Ehr.) Sim., A. granulata var. angutissima (O. Müll.) Sim., A. italica (Ehr.) Sim., A.

italica var. tenuissima (Grun.) Sim. Сообщества бентосных диатомей отличались

низким видовым разнообразием, что чрезвычайно показательно для условий

интенсивной антропогенной нагрузки. Виды-индикаторы высокой степени

загрязнения, такие как Diatoma vulgare Bory, D. vulgare var. ehrenbergii (Kütz.)

Grun., D. vulgare var. linearis Grun., D. elongatum var. tenius (Ag.) V. H.,

Rhoicosphenia curvata (Kütz.) Grun., Gomphonema olivaceum (Lyngb.) Kütz., G.

parvulum (Kütz.) Grun., встречались в различных точках наблюдения с оценками

обилия «в массе».

В 2015 году в структуре микрофитоценозов проявилось четкое разделение

на три участка: Верхний, Средний и Нижний. Доля диатомей варьировала от 0 до

88,8%, доля цианобактерий от 5 до 100% в зависимости от участка

водохранилища (рис. 47). Доля диатомей в Верхнем участке составляла 88,8%, в

Среднем – 31%, а в Нижнем представители диатомовых встречались с оценками

«единично». Доминирующими таксонами диатомей в Верхнем участке являлись

Fragilaria construens (Ehr.) Grun. и Fragilaria brevistriata Grun.

Рисунок 47 – Распределение таксонов микроводорослей и цианобактерий по отделам (04.07.2015)

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90д

иат

ом

овы

е

ци

ано

бак

тер

ии

зел

ены

е

ди

ато

мо

вые

ци

ано

бак

тер

ии

зел

ены

е

ди

ато

мо

вые

ци

ано

бак

тер

ии

зел

ены

е

эвгл

ено

вые

ди

ато

мо

вые

ци

ано

бак

тер

ии

зел

ены

е

эвгл

ено

вые

ци

ано

бак

тер

ии

ци

ано

бак

тер

ии

ци

ано

бак

тер

ии

пос.Рыбачий Железнодорожный мост Северный мост Вогрэсовский мост район р.Песчанка

Масловский затон

шлюз

Чи

сле

нн

ост

ь, %

Порядок таксонов

111

В пробах воды Нижнего участка в этот период времени доминирующими

стали цианобактерии (100% по численности), представленные таксонами

Microcystis aeruginosa Kutz. emend. Elenk., Microcystis aeruginosa f.

pseudofilamentosa (Grow.) Elenk., Phormidium mucicola Hub.-Pestalozzi et Naum.

Важной особенностью видовой структуры сообществ низовья водохранилища

является крайне бедное видовое разнообразие (3-5 таксонов), что является

свидетельством ухудшения ситуации по сравнению с предшествующими годами.

Гистограммы распределения таксономических пропорций в районе шлюза,

Масловского затона и района р. Песчанки приобретают вид «ломаной линии»; в

остальных точках близки к вогнутой форме с различными величинами пиков (рис.

48).

Рисунок 48 – Таксономическая структура сообществ микроводорослей и

цианобактерий (04.07.2015) (линейная система координат)

При анализе в логарифмической системе координат (рис. 49), фиксируется

распад генерации из-за утраты общего центра. Отмечается резкое отличие

таксономической структуры сообществ в районе р. Песчанка, Масловского затона

и Железнодорожного моста.

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18

Чи

сле

нн

ост

ь, %

Порядок таксонов

112

Рисунок 49 – Трансформация сообществ микроводорослей и цианобактерий

(04.07.2015) (логарифмическая координат, 0,88<R2<0,99)

Осенний цикл. В период 1988 и 2003 годов с конца августа в водохранилище

в планктонных и особенно бентосных группировках в составе микроводорослей

преобладали диатомеи (до 80-90 %), «цветение» вод в это время уже

прекращалось. В планктоне доминировали Stephanodiscus hantzschii Grun.,

Aulacoseira granulata (Ehr.) Sim., A. granulata var. angutissima (O. Müll.) Sim., A.

italica (Ehr.) Sim., Melosira varians Ag. Среди бентосных – Diatoma vulgare Bory,

D. elongatum (Lyngb.) Ag., Rhoicosphenia curvata (Kütz.) Grun. Субдоминирующие

таксоны представлены видами Cocconeis pediculus Ehr., Gomphonema olivaceum

(Lyngb.) Kütz., G. parvulum (Kütz.) Grun., Navicula gracilis Ehr., а также Navicula

cryptocephala Kütz., N. cryptocephala var. veneta (Kütz) Grun., Synedra ulna

(Nitzsch.) Ehr., Cymbella cymbiformis (Ag. Kütz.) V.H., Gyrosygma acuminatum

(Kütz.) Rabenh.

В период 2013-2016 годов активное «цветение» вод наблюдалось вплоть до

конца сентября. Доля диатомовых водорослей в начале сентября 2015 года

составляла от 24 (в Нижнем участке) до 99,8% (в Верхнем участке). Доля

цианобактерий от 34,4 (в Нижнем и Среднем) до 75,8% (в Нижнем). Доля зеленых

доходила до 22,2% в Нижнем участке (рис. 50).

y = 27,5x-1,0

y = 63,0x-1,9

y = 31,3x-1,1

y = 46,0x-1,4

y = 92,1x-3,2

y = 73,2x-1,9

y = 55,7x-1,5 1

10

100

1 10 100

Чи

сле

нн

ост

ь, (

У),

%

Порядок таксонов, (Х)

Тренд (пос. Рыбачий)

Тренд (Железнодорожный мост)

Тренд (Северный мост)

Тренд (Вогрэсовский мост)

Тренд (район р.Песчанка)

Тренд (Масловский затон)

Тренд (шлюз)

Рисунок 50 – Распределение таксонов микроводорослей и цианобактерий по отделам (10.09.2015)

0

10

20

30

40

50

60

70

ди

ато

мо

вые

ци

ано

бак

тер

ии

ди

ато

мо

вые

ци

ано

бак

тер

ии

зел

ены

е

эвг

лен

овы

е

ди

ато

мо

вые

ци

ано

бак

тер

ии

зел

ены

е

эвг

лен

овы

е

зол

оти

сты

е

ди

ато

мо

вые

ци

ано

бак

тер

ии

зел

ены

е

ди

ато

мо

вые

ци

ано

бак

тер

ии

зел

ены

е

ди

ато

мо

вые

ци

ано

бак

тер

ии

зел

ены

е

Железнодорожный мост Северный мост Вогрэсовский мост район р.Песчанка Масловский затон шлюз

Чи

сле

нн

ост

ь, %

Порядок таксонов

114

Доминирующими таксонами в Нижнем участке являлись среди

цианобактерий – Microcystis aeruginosa Kütz. emend. Elenk., среди диатомовых

водорослей – Aulacoseira italica var. tenuissima (Grun.) Sim., Aulacoseira granulata

(Ehr.) Sim., среди зеленых микроводорослей – Cladophora fracta (O.F. Müller ex

Vahl) Kützing. В Среднем участке – цианобактерии Microcystis aeruginosa Kütz.

emend. Elenk. В Верхнем – диатомовые Fragilaria construens (Ehr.) Grun.,

Fragilaria construens var. venter Grun.

Гистограммы распределения таксономических пропорций в сообществах

микроводорослей и цианобактерий имеют вогнутую форму, переходящую в

«ломаную линию», с пиками до 66,2% в точках отбора проб у Железнодорожного

и Северного мостов, в районе р. Песчанка; вогнутую форму, переходящую в

сигмоидальную – в районе Чернавского, Вогрэсовского мостов, в районе

Масловского затона (рис. 51).

Рисунок 51 – Таксономическая структура сообществ микроводорослей и

цианобактерий (10.09.2015) (линейная система координат)

При анализе в логарифмической системе координат (рис. 52), тренды имеют

хаотичное расположение. Резко отличаются линии шлюза и района р. Песчанка.

0

10

20

30

40

50

60

70

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14

Чи

сле

нн

ост

ь, (

У),

%

Порядок таксонов, (Х)

115

Рисунок 52 – Трансформация сообществ микроводорослей и цианобактерий

(10.09.2015) (логарифмическая координат, 0,80<R2<0,97)

В конце сентября доля диатомовых водорослей составляла от 14,4%

(Средний участок) до 92,6% (Верхний участок). Доля цианобактерий от 5,8

(Верхний участок) до 85,6% (Средний участок). Доля зеленых микроводорослей

доходила до 10,6% в Нижнем участке (рис. 53).

В конце сентября в Нижнем и Среднем участках доминирующими видами

являлись цианобактерии рода Microcystis (Kütz.) Elenk. и диатомовые водоросли

рода Aulacoseira Thw. Наиболее неблагоприятная ситуация наблюдалась в районе

Вогрэсовского моста, где доля цианобактерий составляла 85,6% по численности, а

доминирующим таксоном был вид Microcystis aeruginosa Kütz. emend. Elenk.

Затухание деструктивных процессов началось лишь в начале октября, когда

температуры воздуха резко упали.

Гистограммы распределения таксономических пропорций в сообществах

микроводорослей и цианобактерий приобретают вогнутую форму (Верхний и

Средний участок) и форму «ломаной линии» (Нижний участок) (рис. 54).

При анализе в логарифмической системе координат (рис. 55), также

выявлено резкое отличие таксономической структуры сообществ

микроводорослей и цианобактерий в районе шлюза и района р. Песчанка

(Нижний участок).

y = 130,7x-2,9

y = 69,1x-1,7

y = 75,9x-2,1

y = 78,3x-1,8

y = 72,2x-1,8

y = 53,5x-1,6

y = 80,7x-2,0

1

10

100

1 10 100

Тренд (шлюз)

Тренд (Масловский затон)

Тренд (район р. Песчанка)

Тренд (Вогрэсовский мост) Тренд (Чернавский мост)

Тренд (Северный мост)

Тренд (Железнодорожный мост)

Порядок таксонов, (Х)

Чи

слен

но

сть,

(У

), %

Рисунок 53 – Распределение таксонов микроводорослей и цианобактерий по отделам (27.09.2015)

0

10

20

30

40

50

60

ди

ато

мо

вые

ци

ано

бак

тер

ии

ди

ато

мо

вые

ци

ано

бак

тер

ии

зел

ены

е

эвгл

ено

вые

ди

ато

мо

вые

ци

ано

бак

тер

ии

зел

ены

е

ди

ато

мо

вые

ци

ано

бак

тер

ии

ди

ато

мо

вые

син

езел

ены

е

зел

ены

е

эвгл

ено

вые

ди

ато

мо

вые

ци

ано

бак

тер

ии

зел

ены

е

ди

ато

мо

вые

ци

ано

бак

тер

ии

зел

ены

е

пос.Рыбачий Северный мост Чернавский мост Вогрэсовский мост

район р.Песчанка Масловский затон шлюз

Чи

сле

нн

ост

ь, %

Порядок таксонов

117

Рисунок 54 – Таксономическая структура сообществ микроводорослей и

цианобактерий (27.09.2015) (линейная система координат)

Рисунок 55 – Трансформация сообществ микроводорослей и цианобактерий

(27.09.2015) (логарифмическая система координат, 0,90<R2<0,99)

Повышение уровня загрязнения Воронежского водохранилища выражается

не только в монотонности сообществ микроводорослей и цианобактерий, в

сверхдоминировании отдельных таксонов, но и в появлении отклонений в

морфологическом строении створок диатомей. В этом проявляются мутагенные

свойства загрязненных вод. В составе ископаемых флор подобные явления

наблюдаются в условиях резкого похолодания климата, обмелении водоемов.

пос. Рыбачий Северный мост

Чернавский мост Вогрэсовский мост

район р.Песчанка Масловский затон

шлюз

0

10

20

30

40

50

1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21

Чи

сле

нн

ост

ь, %

Порядок таксонов

y = 89,3x-2,3

y = 88,4x-2,0

y = 74,4x-2,1

y = 73,9x-1,9

y = 48,9x-1,5

y = 38,9x-1,3

y = 55,5x-1,7

1

10

100

1 10 100

Тренд (шлюз)

Тренд (Масловский затон)

Тренд (район р.Песчанка)

Тренд (Вогрэсовский мост)

Тренд (Чернавский мост)

Тренд (Северный мост)

Тренд (пос. Рыбачий)

Порядок таксонов, (Х)

Чи

слен

но

сть,

(У),

%

118

Как показали исследования, наиболее неблагоприятные процессы в

Воронежском водохранилище происходят в Нижнем участке, где сложились

условия для интенсивного распространения представителей цианобактерий

загрязненных местообитаний (Анциферова, Беспалова, 2016). Так, в сентябре 2013

года в Масловском затоне было идентифицировано 3 таксона цианобактерий, при

этом относительная численность Microcystis (Kütz.) Elenk. достигала 90%, что

свидетельствует о нарушении природных связей в сообществах фитопланктона

(Анциферова и др., 2006). В 2015 году кризисная ситуация в Масловском затоне

стала формироваться уже в июле: было обнаружено 3 таксона цианобактерий,

характерных для загрязненных местообитаний: Microcystis aeruginosa Kütz. emend.

Elenk., Microcystis ichthyoblabe Küz., Phormidium mucicola Hub.-Pestalozzi et Naum.

Графический анализ таксономической структуры сообществ

микроводорослей и цианобактерий Масловского затона в течение 2013-2016 годов

в логарифмической системе координат показал, что в большей степени отличается

структура сообществ 2013 года. При этом отмечается хаотичность расположения

трендов (рис. 56). Такой распад генерации из-за утраты общего центра может

наблюдаться вследствие значительных негативных нагрузок на водоем и

свидетельствует о нарушении целостности экосистемы.

Рисунок 56 – Трансформации сообществ микроводорослей и цианобактерий

Масловского затона (логарифмическая система координат, 0,80<R2<0,98)

Гистограммы распределения таксономических пропорций, построенные для

Масловского затона, в 2013 году имеют форму «ломаной линии», характерной для

y = 104,0x-4,0

y = 41,3x-1,4

y = 62,8x-1,7

y = 53,5x-1,5

1

10

100

1 10 100

Чи

сле

нн

ост

ь, (

У),

%

Порядок таксонов, (Х)

Тренд (2013 год)

Тренд (2014 год)

Тренд (2015 год)

Тренд (2016 год)

119

стадии экологического регресса. В остальные годы наблюдается сглаживание

очертаний графиков, имеющих вогнутую форму (рис. 57).

Рисунок 57 – Таксономическая структура сообществ микроводорослей и

цианобактерий Масловского затона (линейная система координат)

Наиболее кризисное состояние водной экосистемы Масловского затона в

2013 году объясняется рядом причин. Во-первых, в 2013 году в течение

вегетационного сезона выпало аномально высокое количество осадков (376 мм), в

частности только в сентябре 129 мм (239% от месячной нормы), что отражено на

рисунке 58.

Рисунок 58 – Суммы осадков за период май-сентябрь 2007-2016 годов

Такие обильные дожди привели к смыву больших количеств органических

веществ с водосборной территории, занятой индивидуальной жилой застройкой.

Проведенный корреляционный анализ между суммой выпавших осадков и

относительной численностью первого таксона в ранжированном ряду (который

дает максимальную величину пика на гистограммах) за период 2013-2016 годов

20132014

20152016

0102030405060708090

1 3 5 7 9 11

Чи

сле

нн

ост

ь, %

Порядок таксонов

Год

150

200

250

300

350

400

450

2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 2014 2015 2016

Ко

ли

чест

во о

сад

ков,

мм

Год

Сумма осадков с мая по сентябрь, мм

120

показал наличие сильных положительных статистических связей (r=+0,8) между

данными параметрами.

Во-вторых, на ухудшение эколого-биологического состояния экосистемы

Масловского затона в 2013 году оказали влияние сбросы канализационных стоков

от близлежащих населенных пунктов, а также производственных сточных вод от

промышленных объектов индустриального парка «Масловский» в р. Тавровку и

Воронежское водохранилище (Силина, 2015). В последующие годы был проведен

ряд мероприятий (отвод канализационных стоков пос. Зареченский в

накопительные баки, строительство сетей ливневой и промышленно-бытовой

канализации от объектов индустриального парка «Масловский» к Левобережным

очистным сооружениям), что позволило снизить объемы сточных вод,

поступающих в водные экосистемы, и улучшить экологическую ситуацию в них

(Доклад о природоохранной деятельности…, 2015).

Анализ проб на всем протяжении водохранилища в 2015 году показал, что

кризисные ситуации отмечаются не только в Нижнем участке, но и в Верхнем в

различные периоды вегетационного сезона. Так, гистограммы распределения

таксономических пропорций в сообществах микроводорослей и цианобактерий

приобретают форму «ломаной линии» в Нижнем участке (пики доходили в летнее

время до 84%) и вогнутую форму в Верхнем участке (пики доходили до 51% в

середине-конце лета, а также в начале осени). В Среднем участке графики имеют

как вогнутую, так и сигмоидальную форму в различные периоды вегетационного

сезона (пики не превышали 40%), что позволяет выделить своеобразную

переходную зону при проведении экологического районирования Воронежского

водохранилища (Беспалова, 2017в).

Таксономическая структура сообществ микроводорослей и цианобактерий

отражена на рисунке 59 с помощью результирующих линий, построенных за весь

вегетационный сезон 2015 года. Рисунок показывает, что наибольшие значения

пиков на гистограммах характерны для Нижнего участка.

121

Рисунок 59 – Таксономическая структура сообществ микроводорослей и

цианобактерий Воронежского водохранилища (линейная система координат)

Дополнительно был проведен сапробиологический анализ путем расчета

значений индекса сапробности Пантле-Букка в модификации В. Сладечека и

индекса Т. Ватанабе. В 1988-2003 годах значения индекса сапробности

варьировали от 1,64 в верховье водохранилища до 1,76 в Масловском затоне,

среднее значение составляло 1,7. В 2015 году значения индекса варьировали от 1,53

до 2,01 в течение вегетационного сезона, среднее значение 1,8. По

соответствующей шкале в среднем по водохранилищу воды оцениваются как III

класс качества вод – «умеренно (слабо) загрязненные». Это является следствием

достаточной проточности водоема, а также действием процессов самоочищения

(Мишон, 2004). Результаты сапробиологического анализа вод для Масловского

затона водохранилища представлены таблице 9.

Таблица 9 – Результаты сапробиологического анализа вод Масловского затона

Показатели Год исследования

1988 2003 2013 2014 2015 2016

Значения индекса сапробности 1,76 1,76 1,85 1,68 1,88 1,77

Степень сапробности ο-α ο-α ο-α β-ο ο-α ο-α

Класс качества воды III

По системе оценки качества вод, предложенной С.С. Бариновой и Л.А.

Медведевой (Баринова, Медведева, 1996; Анциферова, 2014а), воды

0

10

20

30

40

50

60

1 3 5 7 9 11 13 15

Чи

сле

нн

ост

ь, %

Порядок таксонов

122

водохранилища относятся к лимносапробной категории, степень сапробности

варьирует от олиго-бета-мезосапробной (ο-β) до бета-мезосапробной (β). По

степени кризисности эколого-биологического состояния воды водохранилища

находятся в стадии обратимых изменений. В пространственном отношении

отмечается тенденция возрастания значений индекса и соответственно степени

органического загрязнения вниз по течению (рис. 60). Характеристика точек отбора

проб показана в таблице 1 (см. подглаву 1.3).

Рисунок 60 – Средние значения индекса сапробности Пантле-Букка в модификации

В._Сладечека по точкам опробования

При этом в точках отбора проб № 1, 2, 3, 4 (рис. 61) максимум органического

загрязнения наблюдался в 2015 году в летний период как результат «цветения» вод,

а к сентябрю снизился. В точках отбора проб № 5, 6, 7, 8 максимум загрязнения

наблюдался в сентябре, когда деструктивные процессы достигли своего пика в

Нижнем участке водохранилища.

Рисунок 61 – Значения индекса сапробности Пантле-Букка в модификации В.

Сладечека по точкам опробования

1,6

1,7

1,8

1,9

2

1 2 3 4 5 6 7 8

Знач

ен

ия

ин

де

кса

Точки отбора проб (2015 год)

0

0,5

1

1,5

2

2,5

1 2 3 4 5 6 7 8

Знач

ен

ия

ин

де

кса

Точки отбора проб

10.05.2015

30.05.2015

04.07.2015

10.09.2015

27.09.2015

123

Согласно проведенному анализу, в общем составе сообществ диатомей в

Среднем и Нижнем участках водохранилища преобладают виды-эврисапробы,

которых отличает устойчивость к органическому загрязнению, в Верхнем участке –

эврисапробы и ксеносапробы. Это обуславливает более высокие значения индекса

Т. Ватанабе по мере приближения к верховью водохранилища, что свидетельствует

о большей чистоте вод на данном участке (рис. 62).

Рисунок 62 – Средние значения индекса Т. Ватанабе по точкам опробования

В Нижнем участке значения индекса Т. Ватанабе колеблются около 50, в

некоторых случаях их невозможно рассчитать из-за отсутствия диатомовых

водорослей в структуре сообщества (показано прочерком, табл. 10).

Таблица 10 – Значения индекса Т. Ватанабе (2015 год)

Дата отбора 30.05. 04.07. 10.09. 27.09. Среднее

Станция наблюдения Значения индекса Т. Ватанабе

1 Пос. Рыбачий - 66,1 - 77,5 71,8

2 Ж/д мост 55,1 72,7 68,2 - 65,3

3 Северный мост 47,4 49,0 83,0 67,6 61,8

4 Чернавский мост 57,3 - 58,4 59,0 58,2

5 Вогрэсовский мост - 55,2 62,9 52,5 56,9

6 Район р. Песчанка 67,1 - 52,7 50,6 56,8

7 Масловский затон 50,0 - 50,0 50,0 50,0

8 Шлюз - - 49,8 50,0 49,9

Среднее 55,4 60,8 60,7 58,2 58,8

Значения индекса Т. Ватанабе по пунктам опробования в течение

вегетационного сезона 2015 года варьируют от 49,0 до 83,0% в самом

водохранилище и от 47,9 до 50,53 в притоке р. Песчанке. Согласно классификации

Т. Ватанабе (Баринова, Медведева, 1998; Ватанабе, 1988), соотношение индексов

во втекающей воде и самом водоеме свидетельствует о том, что вода в

0

20

40

60

80

1 2 3 4 5 6 7 8

Знач

ен

ия

ин

де

кса

Точки отбора проб

124

водохранилище чище, чем в притоке, что обуславливает «цветение» воды в

водоеме в течение длительного времени.

3.4 Закономерности изменения таксономической структуры сообществ

микроводорослей и цианобактерий современных водных экосистем и

параметры ее экологической нормы

Исследование озер Рамза и Кипец, расположенных в пределах

государственного природного заповедника «Воронинский, показало, что в

современных природных водоемах при минимальном уровне нагрузке

наблюдаются выпукло-вогнутая (сигмоидальная) форма гистограмм

таксономических пропорций (логистический тип линии тренда) с пиками развития

отдельных таксонов до 20%. Сходные очертания принимают гистограммы

распределения таксономических пропорций в диатомовых комплексах

межледниковых озер при наиболее благоприятных природных условиях

климатического оптимума и предоптимума. Появление на гистограммах пиков

свыше 20% и переход графиков к непропорциональным очертаниям вогнутой

формы свидетельствует об увеличении нагрузки на современные природные

водоемы. Такие признаки помогли зафиксировать произошедшую трансформацию

качества вод озер Рамза и Кипец в связи с изменением природных условий, что

согласуется с данными, полученными другими методами (Беспалова, 2017б).

Помимо природных условий, на современные водные экосистемы

значительное воздействие оказывают еще и антропогенные факторы, действие

которых в наибольшей степени проявляется на искусственно созданных водных

объектах. Водохранилища рассматриваются как сложные «природно-технические

системы, у которых природные и технические части настолько тесно

взаимосвязаны, что функционируют в составе единого целого» (Дьяконов, 1978).

Несмотря на то, что водохранилища представляют собой изначально нарушенные

системы, они больше адаптированы, по сравнению с озерами, к антропогенным

воздействиям (Эдельштейн, 1998).

125

Исследования показали, что при наиболее благоприятных условиях в

водохранилищах наблюдаются сигмоидальная и вогнутая формы гистограмм

распределения таксономических пропорций в сообществах микроводорослей и

цианобактерий с пиками до 40%. Пики выше 40%, а также переход графиков к

непропорциональным очертаниям вогнутой формы или «ломаной линии»

свидетельствуют о крайне сильном антропогенном воздействии на водные

объекты, сравнимом с суровыми природными условиями ледниковой эпохи,

переходом от межледниковья к оледенению (Беспалова, 2017а). Подобные

признаки зафиксированы в различные годы в таксономической структуре

комплексов микроводорослей и цианобактерий Воронежского и Матырского

водохранилищ. Особенно ярко они проявляются в Нижнем участке Воронежского

водохранилища. Таким образом, выявлено, что усиление антропогенной нагрузки

на водные экосистемы приводит к таким же изменениям в таксономической

структуре фитопланктона и микрофитобентоса, что и при наступлении

неблагоприятных природных условий. Выявленные закономерности изменения

таксономической структуры сообществ микроводорослей и цианобактерий

положены в основу определения экологической нормы распределения их

таксономических пропорций.

Норма – понятие, используемое для обозначения некоторой количественной

или качественной характеристики. Она представляет собой «допустимый диапазон

значений, при которых явления или системы сохраняют свои качества и функции»

(Сагатовский, 1999). Экологические словари связывают определение данного

термина с устойчивостью, понимая под экологической нормой – «область

равновесия в пространстве или устойчивости базовых экологических переменных».

Под «идеальной» экологической нормой понимается «состояние экологических

систем или их компонентов, соответствующее максимуму видового разнообразия»,

под «временной» экологической нормой – «состояние, соответствующее одной из

областей равновесия (устойчивости) экологической системы или ее компонентов,

принимаемая в качестве приемлемой и/или достижимой в существующих

социально-экономических условиях» (Словарь экологических терминов …, 2010).

126

ГОСТ 17.1.01-77 регламентирует понятие нормы с точки зрения целей

водопользования. Под «нормой охраны вод» понимаются «установленные значения

показателей, соблюдение которых обеспечивает экологическое благополучие

водных объектов и необходимые условия для охраны здоровья населения и

водопользования»; а под «экологическим благополучием» – «нормальное

воспроизведение основных звеньев экологической системы водного объекта, а

именно пелагических и придонных ракообразных и рыб». В данной работе под

экологическим благополучием понимается «хорошая» или «оптимальная» для всех

гидробионтов водная экосистема, а экологическая норма есть допустимый

диапазон значений параметра, отражающий оптимальное состояние экосистемы.

В качестве основных критериев, по которым оценивается соответствие

таксономической структуры параметрам экологической нормы и соответственно

состояние водной экосистемы, определены: 1) относительная численность первого

таксона в ранжированном ряду; 2) тип линии тренда и форма гистограмм

распределения таксономических пропорций в сообществах микроводорослей и

цианобактерий. При этом учтен дифференцированный подход к водоемам,

согласно которому «для водных объектов заповедных территорий не допустимы

никакие экологические модификации; для природных водных экосистем с

умеренной антропогенной нагрузкой и искусственных водоемов – не допустимы

экологические модификации, ведущие к экологическому регрессу» (Абакумов,

1988). Для природных и природно-антропогенных водных экосистем

экологической нормой распределения таксономических пропорций в сообществах

микроводорослей и цианобактерий являются сигмоидальная и вогнутая формы (с

пропорциональными очертаниями) гистограмм с пиками до 40% (табл. 11). Для

водоемов, расположенных в пределах особо охраняемых природных территорий,

предполагающих минимальный уровень антропогенного воздействия,

экологической нормой распределения таксономических пропорций в сообществах

микроводорослей и цианобактерий являются сигмоидальная форма гистограмм с

пиками до 20% (логистический тип линии тренда), что соответствует фоновому

состоянию согласно теории экологических модификаций.

127

Таблица 11 – Показатели экологической нормы распределения

таксономических пропорций в сообществах фитопланктона и микрофитобентоса

Показатели

Тип

водных экосистем

Относительная

численность первого

таксона в

ранжированном ряду

Тип линии тренда и форма гистограмм

распределения таксономических пропорций

Водные экосистемы

заповедных территорий

до 20% логистический (сигмоидальная форма)

Водные экосистемы,

расположенные вне

заповедных территорий

до 40% логистический (сигмоидальная форма),

экспоненциальный с малым показателем

экспоненты (вогнутая форма)

Уровни 20 и 40% совпадают с балльной шкалой оценок обилия

микроводорослей и цианобактерий, где численность 20-40% соответствует 7

баллам («очень часто»), численность 40-100% соответствует 9 баллам («в массе») и

характерна для доминирующих форм.

Выводы по главе

Таким образом, исследование трансформаций современных водных

экосистем позволило получить следующие результаты:

1. На примере озер Рамза и Кипец, расположенных в пределах

государственного природного заповедника «Воронинский», изучены природные

трансформации современных опорных водных экосистем центра Восточно-

Европейской равнины. Исследования данных озер показали, что при минимальном

уровне антропогенного влияния в современных природных водоемах отмечаются

сигмоидальная форма гистограмм распределения таксономических пропорций

(логистический тип линии тренда) с пиками до 20%. Появление на гистограммах

пиков свыше 20% и переход графиков к вогнутой форме свидетельствует об

усилении воздействия на современные природные водоемы.

Анализ графиков в логарифмической системе координат позволил выявить

переход экосистем озер Кипец из одной области устойчивости в другую. Таким

образом, зафиксированы трансформации качества вод озер Рамза и Кипец в связи с

изменением природных условий (вследствие аномально высоких летних

температур воздуха 2010-2012 годов), что согласуется с данными, полученными

другими методами, и проведенным корреляционным анализом.

128

2. Зафиксирован ряд качественных и количественных изменений

фитопланктона и микрофитобентоса Матырского водохранилища в период 2010-

2016 годов, проявляющихся на фоне динамики гидрохимических показателей воды

и климатических параметров территории, а также в результате прямого

воздействия человека на структуру сообществ микроводорослей и цианобактерий

путем введения штамма Chlorella vulgaris ИФР № С-111. Корреляционный анализ

выявил наличие сильных положительных статистических связей между индексом

сапробности и показателями органического загрязнения водоема, относительной

численностью цианобактерий; а также между среднемесячной температурой и

относительной численностью первого таксона в ранжированном ряду. Качество

водной среды водохранилища оценивается как III класс «Умеренно загрязненное».

Экосистема по степени кризисности находится в стадии обратимых изменений.

3. Графический анализ перестроек таксономической структуры сообществ

микроводорослей и цианобактерий Матырского водохранилища показал, что во

время альголизации были снивелированы процессы монодоминирования, пики на

гистограммах плавно снизились. Сигмоидальная форма гистограммы

распределения таксономических пропорций и наименьшие значения пиков

отмечались в 2013 году, что соответствует наиболее оптимальным условиям для

развития экосистемы водоема. Однако с 2014 года возобновились кризисные

состояния в Матырском водохранилище, что проявляется в переходе графиков

распределения таксономических пропорций от сигмоидальной к вогнутой форме,

появлении пиков свыше 40% и характере перемещения линий на графиках в

логарифмической системе координат.

4. Эколого-биологическое обследование Воронежского водохранилища

показало, что со времени 1988 и 2003 годов уменьшилось видовое разнообразие

цианобактерий и диатомовых водорослей в 1,5-2 раза соответственно; увеличилось

количество и численность видов обрастателей, что связано с расширением зон

мелководий и развитием высшей водной растительности; наблюдается

преобладание цианобактерий не только в летнем цикле вегетации, как в 1988 и

2003 годах, но и в весеннем (в Масловском затоне) и осеннем циклах вплоть до

129

конца сентября (в пределах Нижнего и Среднего участков); отмечается упрощение

структуры, что выражается в обнаружении в пробах 3-5 таксонов, достигающих

100% по численности. Все это свидетельствует об ухудшении эколого-

биологического состояния Воронежского водохранилища с течением времени.

Низкое видовое разнообразие сообществ микроводорослей и цианобактерий,

массовое развитие отдельных таксонов, появление отклонений в морфологическом

строении створок диатомей являются признаком мутагенных свойств загрязненных

вод. В природных условиях межледниковых и ледниковых эпох подобные явления

наблюдаются вследствие резкого похолодания климата, при обмелении и

заболачивании водоемов. Причиной трансформации качества вод Воронежского

водохранилища является комплекс природных и антропогенных факторов, о чем

свидетельствуют выполненные корреляционные расчеты и проведенная

инвентаризация источников загрязнения.

5. Качество водной среды Воронежского водохранилища оценивается как III

класс «Умеренно загрязненное», по степени кризисности водная экосистема

находится в стадии обратимых изменений. Согласно рассчитанным значениям

индекса сапробности Пантле-Букка в модификации В. Сладечека и индекса Т.

Ватанабе, в пространственном отношении отмечается тенденция увеличения

степени загрязнения от верховьев вниз по течению.

6. Выделены и изложены основные источники антропогенного загрязнения

современных водных экосистем, приводящие к трансформации качества их вод: 1)

промышленные предприятия; 2) сельское хозяйство; 3) транспорт; 4) население

города и пригородов. Загрязняющие вещества, поступающие в окружающую среду

от данных источников, попадают в водоем различными путями 1) с коммунально-

бытовыми стоками; 2) с производственными сточными водами; 3) с атмосферными

осадками; 4) с талым и дождевым стоком с территории (в том числе с

промышленных площадок, сельхозугодий, личных подсобных хозяйств); 5) со

стоками животноводства; 6) с подземными водами; 7) с промывными водами ВПС;

8) с водными массами впадающей в водоем реки и малых городских водотоков,

испытывающих негативное влияние всех перечисленных выше источников.

130

Разработана инвентаризационная схема источников антропогенного загрязнения, а

также путей перемещения загрязняющих веществ в водные экосистемы, которая

является обобщенной и применима для водоемов, расположенных вблизи крупных

населенных пунктов и промышленных центров. Пути миграции загрязнителей

показывают эколого-геохимическую взаимосвязь акватории водоема и

прилегающей территории.

7. Исследования химического состава снежных проб г. Воронежа показали,

что талые воды содержат значительное количество загрязняющих веществ,

приводящих к неблагоприятным изменениям в окружающей среде. Серия

оценочных карт загрязнения снежного покрова служит инструментом эколого-

геохимической дифференциации прилегающей к Воронежскому водохранилищу

территории и применяется для ориентировочного определения качественного и

количественного состава загрязняющих веществ, поступающих в водоем с

территории города. Интерполяция полей загрязнения позволяет проследить

перенос загрязняющих веществ от источников загрязнения в водоем.

8. Проведенные исследования позволили раскрыть закономерности

изменения таксономической структуры фитопланктона и микрофитобентоса

современных водных экосистем при смене природных и природно-антропогенных

условий и параметры ее экологической нормы. Для природных и природно-

антропогенных водных экосистем, расположенных вне особо охраняемых

природных территорий, нормой являются сигмоидальная и вогнутая форма

гистограмм распределения таксономических пропорций с пиками до 40%. Для

водоемов, расположенных в пределах особо охраняемых природных территорий,

предполагающих минимальный уровень антропогенного воздействия, нормой

являются сигмоидальная форма гистограмм распределения таксономических

пропорций с пиками до 20% (логистический тип линии тренда). Изученные

закономерности изменения таксономической структуры сообществ

микроводорослей и цианобактерий современных водных экосистем характеризуют

их природные и природно-антропогенные трансформации, сходные с эталонными

трансформациями диатомовых комплексов неоплейстоценовых озер.

131

ГЛАВА 4. МЕТОДИКА ИНТЕГРАЛЬНОЙ ГЕОЭКОЛОГИЧЕСКОЙ

ОЦЕНКИ ТРАНСФОРМАЦИЙ ВОДНЫХ ЭКОСИСТЕМ

4.1 Методика оценки трансформаций водных экосистем: критерии и

количественные параметры

На основе созданной схемы исследования трансформаций водных

экосистем (см. подглаву 1.2) была осуществлена апробация различных методов и

показаны возможности их интегрального применения (см. главы 2 и 3) для

исследования водоемов в разных климато-ландшафтных обстановках, в том числе

при смене географических зон. В качестве ведущих определены методы анализа

эколого-биологических характеристик, наиболее надежно отражающих изменения

в водной экосистеме, в частности метод графического сопоставления

таксономических пропорций в сообществах фитопланктона и микрофитобентоса.

Разработанная методика интегральной геоэкологической оценки

трансформаций водных экосистем представляет собой синтез и модернизацию

различных методических приемов. В ее основе лежат изученные связи между

изменением эколого-биологических характеристик и природным и природно-

антропогенным воздействием, что отражено в раскрытых закономерностях

изменения таксономической структуры фитопланктона и микрофитобентоса

неоплейстоценовых и современных водных экосистем. Модернизация метода

графического анализа таксономической структуры фитопланктона и

микрофитобентоса состоит в том, что графические построения для современных

водных экосистем предлагается вести не только по диатомовым, но по всем типам

микроводорослей и цианобактериям в связи с периодическим исчезновением

диатомей из сообществ под влиянием значительной антропогенной нагрузки. Это

позволяет расширить область применения метода, благодаря чему разработанная

методика применима для исследования водоемов природного и искусственного

происхождения и испытывающих различный уровень антропогенной нагрузки.

Также исследования позволили количественно определить пороговые величины

132

показателей водной экосистемы, отражающие ее переход из одного состояния в

другое, а также изменение уровня нагрузки на нее. Поэтому методика позволяет

проводить оценку состояния водной экосистемы и уровня нагрузки на нее,

выявлять ее трансформации и возможные (природные и антропогенные) причины

изменений, а также районировать акватории природно-антропогенных водоемов.

Методика интегральной геоэкологической оценки трансформаций водных

экосистем предполагает проведение следующего алгоритма действий (рис. 63):

1. Отбор проб фитопланктона и микрофитобентоса по стандартным

методикам, изложенным в подглаве 1.3.

2. Идентификация в каждой пробе таксономического состава

фитопланктона и микрофитобентоса по определителям (см. подглаву 1.3).

3. Построение графиков, отражающих таксономическую структуру

фитопланктона и микрофитобентоса, по следующей схеме:

3.1. Определение относительной численности всех идентифицированных

таксонов видового и более низкого рангов (форм и разновидностей) для каждого

комплекса, отобранного в конкретном пункте наблюдения. Объем выборки

должен быть репрезентативным (≥200 клеток (колоний) при низком разнообразии,

в остальных случаях 500 клеток (колоний) в пробе). Желательно, чтобы выборки

были одинаковы и сопоставимы по объему.

3.2. Ранжирование выборок по величине относительной численности

таксонов от максимальной к минимальной.

3.3. Расчет результирующей путем осреднения нескольких выборок, что

позволяет абстрагироваться от короткопериодных флуктуаций.

3.4. Построение гистограмм распределения таксономических пропорций:

по оси абсцисс откладывается порядковый номер таксона в ранжированном ряду,

а по оси ординат – его относительная численность в %. Линии строятся двумя

способами: с учетом всего спектра таксонов и без учета таксонов с численностью

ниже 1% (без «хвоста» гистограммы). Анализ полученных графиков ведется в

линейной и логарифмической системах координат, при этом в последней

анализируются не сами графики, а их степенные тренды (Л.В. Разумовский, 2004).

Рисунок 63 – Методика интегральной геоэкологической оценки трансформаций водных экосистем

Отбор проб фитопланктона и микрофитобентоса

Определение таксономического состава и относительной численности каждого таксона в пробе

Сапробиологический анализ:

Расчет значений индекса сапробности Пантле-Букка в модификации В. Сладечека (формула 2)

Расчет значений индекса Т. Ватанабе (формулы 3,4 и 5)

Анализ таксономического состава по показателям:

Наличие видов-индикаторов загрязнения (по спискам)

Смена доминирующих и субдоминирующих таксонов

Преобладающий тип организмов в течение вегетационного сезона (диатомовые водоросли / цианобактерии) (табл. 14)

Графический анализ таксономической структуры по показателям:

Относительная численность первого таксона в ранжированном ряду (табл. 11, 12, 14)

Тип линии тренда и форма гистограмм в линейной системе координат

(табл. 11, 12, 14)

Значение α – показателя степенной функции (табл. 13)

Смена формы гистограммы и типа линии тренда в линейной системе координат, численности первого таксона в ранжированном ряду (табл. 12)

Взаимное расположение трендов в логарифмической системе координат

(выклинивание тренда, распад генерации и т.д.) и смена значений α

Районирование

акватории природно-

антропогенной водной

экосистемы по степени

экологической

напряженности

Выявление критических переходов в развитии водной экосистемы

Степень загрязнения, класс качества воды

Оценка состояния (экологической модификации) водной экосистемы и уровня нагрузки на нее

Выявление причин трансформаций: Инвентаризация антропогенных источников загрязнения Анализ изменений климатических параметров Расчет коэффициентов корреляции между климатическими, гидрохимическими и эколого-биологическими параметрами

134

4. Оценка состояния водной экосистемы и уровня нагрузки на нее.

Проведенные исследования позволили количественно определить

пороговые величины показателей водной экосистемы, отражающие ее переход из

одного состояния в другое, а также изменение уровня нагрузки на нее. Состояния

водной экосистемы соотнесены с экологическими модификациями по В.А.

Абакумову (Абакумов, 1988; Абакумов, Сиренко, 1988).

При графическом анализе в линейной системе координат критериями

оценки являются: 1) относительная численность первого таксона в

ранжированном ряду (на графиках проявляется в виде пиков и отражает явление

монодоминирования); 2) тип линии тренда и форма гистограмм. Для определения

значений второго критерия для каждой гистограммы подбираются различные

тренды для оценки сходства наблюдаемого (эмпирического) распределения

таксономических пропорций в сообществе с теоретической функцией. Для оценки

статистической достоверности графических построений рассчитывается

коэффициент детерминации (R2). Разработанная шкала оценочных критериев в

линейной системе координат отражена в таблице 12.

Дополнительно проводится анализ в логарифмической системе координат, в

которой зависимость между Х и У принимает вид функции 𝑌 = 𝑘𝑥𝛼 с

отрицательным показателем степени α. Показатель степени α определяет угол

наклона линии и зависит от уровня нагрузки на водоем: при его усилении

показатель степени α уменьшается. По его величине также можно оценить

уровень нагрузки на водную экосистему и ее состояние, что отражено в

разработанной шкале (табл. 13).

Для водоемов особо охраняемых природных территорий допустим только

низкий уровень нагрузки, что соответствует фоновому состоянию экосистемы.

Для водоемов, расположенных вне заповедных территорий, допустим средний

уровень нагрузки. По таблице 11 (см. подглаву 3.3) определяется соответствие

таксономической структуры фитопланктона и микрофитобентоса параметрам

экологической нормы. При превышении нормы рекомендуется снижение

антропогенной нагрузки на водную экосистему.

135

Таблица 12 – Критерии оценки уровня нагрузки на водную экосистему и ее

состояния (экологической модификации, по В.А. Абакумову) в линейной системе

координат

Уровень

нагрузки на

водную

экосистему

Численность

первого таксона в

ранжированном

ряду, %

Гистограмма распределения

таксономических пропорций

Состояние

водной

экосистемы Тип линии тренда Форма гистограммы

Низкий <20 логистический

𝑌 =𝛼

1 + 𝑒𝑏(𝑥−х0)+ с

сигмоидальная

(выпукло-вогнутая)

«фоновое

состояние»

Средний 20-40 логистический сигмоидальная

(выпукло-вогнутая)

«экологическое

напряжение»

экспоненциальный с

малым показателем

экспоненты

𝑌 = 𝑎𝑒−𝑏𝑥, b<1

вогнутая

Высокий 40-80 экспоненциальный с

большим

показателем

экспоненты (b>1)

вогнутая и

«ломаная линия»

«экологический

регресс» Очень

высокий

>80

Таблица 13 – Критерии оценки уровня нагрузки на водную экосистему и ее

состояния («экологической модификации, по В.А. Абакумову) в логарифмической

системе координат

Уровень нагрузки на

водную экосистему Значение α – показателя

степенной функции (тренда)

Состояние водной экосистемы

(экологическая модификация)

Низкий 𝛼 ≥ −1,0 «фоновое состояние»

Средний −1,5 ≤ 𝛼 < −1,0 «экологическое напряжение»

Высокий −3,0 ≤ 𝛼 < −1,5 «экологический регресс»

Очень высокий 𝛼 < −3,0

5. Проведение экологического районирования акваторий водных экосистем,

части которых испытывают различную антропогенную нагрузку. Участки

различной экологической напряженности выделяются по следующим критериям:

1) преобладающая по относительной численности в течение вегетационного

сезона группа (диатомовые водоросли или цианобактерии) в составе

фитопланктона и микрофитобентоса; 2) наличие монодоминирования отдельных

таксонов (с относительной численностью выше 40%); 3) тип линии тренда и

форма гистограммы изменения таксономических пропорций в линейной системе

координат. То есть учитывается и таксономическая структура, и состав. Названия

136

типов участков соотнесены с терминами экологических модификаций по В.А.

Абакумову (Абакумов, 1988; Абакумов, Сиренко, 1988). Выделение типов

участков согласно значению указанных критериев представлено в таблице 14.

Таблица 14 – Критерии выделения в акватории природно-антропогенных водных

экосистем участков различной экологической напряженности

Тип участка и

степень

экологической

напряженности

Относительная

численность

первого таксона в

ранжированном

ряду

Тип линии тренда (и

форма)

гистограмм распределения

таксономических

пропорций

Преобладающая в течение

вегетационного сезона

группа (диатомовые

водоросли или

цианобактерии)

1. «экологическое

напряжение»

20-40% логистический

(сигмоидальная),

экспоненциальный с

малым показателем

экспоненты (вогнутая)

равные пропорции,

цианобактерии или

диатомовые водоросли

2. переход к

«экологическому

регрессу»

>40%

экспоненциальный с

большим показателем

экспоненты

(вогнутая, «ломаная

линия»)

равные пропорции или

диатомовые водоросли

3. «экологический

регресс»

цианобактерии

6. Выявление критических переходов в развитии водной экосистемы.

Графический анализ таксономической структуры фитопланктона и

микрофитобентоса является информативным методом определения критических

точек (смен областей устойчивости) в развитии водной экосистемы. Критические

переходы выявляются по изменению гистограмм распределения таксономических

пропорций в линейной системе координат (резкое появление пиков, смена формы

гистограммы и типа линии тренда), по взаимному расположению степенных

трендов в логарифмической системе координат. Если степенные тренды образуют

генерацию с единым центром пересечения, значит система находится в одной

области устойчивости. Выбивание тренда из генерации символизирует

критическую точку в развитии водной экосистемы, находящейся на грани

фазового перехода (Л.В. Разумовский, 2004). Далее система может либо вернуться

в исходное состояние при уменьшении уровня нагрузки, либо перейти в новую

область устойчивости при сохранении или увеличении силы нагрузки. При

137

анализе обращается внимание на состав доминирующих и субдоминирующих

таксонов, их смена также свидетельствует об изменениях в водной экосистеме.

7. Для определения природных причин трансформаций рассчитываются

ранговые коэффициенты корреляции между относительной численностью

первого таксона в ранжированном ряду и климатическими параметрами (средняя

температура месяца, продолжительность дней с температурами выше 30оС, сумма

осадков за месяц/вегетационный сезон). Наиболее информативными показателями

являются среднемесячные температуры и количество выпавших осадков с мая по

сентябрь. Значения коэффициентов корреляции меньше |±0,3| классифицируются

как слабая связь, в интервале |±0,3-0,7| – средняя, выше |±0,7| – сильная.

8. Для определения антропогенных причин трансформаций рассчитываются

ранговые коэффициенты корреляции между относительной численностью

первого таксона в ранжированном ряду и гидрохимическими показателями

(кратность превышения ПДК различных загрязняющих веществ). Также

осуществляется инвентаризация антропогенных источников загрязнения и путей

поступления загрязняющих веществ в водный объект. Для эколого-геохимической

дифференциации прилегающей территории проводится анализ загрязненности

снежного покрова (превышение фоновых концентраций, см. формулу 1 в подглаве

1.2), картографирование уровня загрязнения в ГИС-приложении с интерполяцией

над акваторией водоема.

9. Для определения класса качества и уровня загрязнения вод, обратимости

антропогенных преобразований, происходящих в водоеме, проводится

сапробиологический анализ путем расчета значений индекса Пантле-Букка в

модификации В. Сладечека и индекса Т. Ватанабе (см. формулы 2, 3, 4 и 5 и

градации значений в подглаве 1.2). Отмечается наличие видов-индикаторов

загрязненных местообитаний (их распространение свыше 50% является

признаком сильного загрязнения).

138

4.2 Модель районирования акваторий природно-антропогенных водных

экосистем на примере Воронежского водохранилища

Разработанная методика (см. полглаву 4.1) позволяет проводить

экологическое районирование акваторий природно-антропогенных водных

экосистем. Водохранилища представляют собой гетерогенные объекты, части

которых можно выделять по различным признакам. Пространственная

неоднородность акватории водоемов находит отражение в моделях экосистем, в

основе которых лежат распределенные значения параметров. Такое выделение

частей по территориальному признаку называется районированием и служит

информационной базой для принятия решений об управлении водным объектом

(Баканов, 1997). Задача районирования актуальна для водохранилищ, части

которых испытывают различный уровень нагрузки.

В качестве объекта районирования было выбрано Воронежское

водохранилище, имеющее вытянутую в меридиональном направлении форму,

большую площадь водного зеркала, окруженное Воронежской городской

агломерацией с неравномерным размещением промышленных объектов,

транспортных сетей, жилищной застройки различного типа.

В публикациях встречаются различные варианты его районирования.

Существует схема разделения водоема на пять гидрологических районов,

существенным образом отличающихся друг от друга по гидрологическому,

гидробиологическому и метеорологическому режимам. Границами между ними

являются мостовые переходы города (Окружной, Железнодорожный, Северный,

Чернавский, Вогрэсовский и Плотина) (Смирнова, Кислякова, 2008). Выделение

А.Г. Курдовым в акватории водохранилища верхней, средней и нижней зон по

границе Железнодрожного и Вогрэсовского мостов основано на их

гидрологическом режиме, морфологических и морфометрических признаках

(Курдов, 1998). Мелководная верхняя зона (средняя глубина 1,9 м, длина 11,8 км,

средняя ширина 2,2 км, площадь зеркала 22,96 км2) имеет самые малые запасы

воды, однако чистота вод наиболее высокая. Средняя зона характеризуется

139

средними глубинами (2,8 м), имеет протяженность 1,4 км, среднюю ширину 1,8

км, площадь зеркала 17,9 км2. Особе внимание в работе уделено глубоководной

нижней зоне (средняя глубина 4,1 м, длина 12,8 км, средняя ширина 2 км,

площадь зеркала 25,8 км2), где водоем больше всего загрязняется коммунальными

отходами обширного частного жилого сектора, что сказывается на увеличении

интенсивности развития цианобактерий.

Большее внимание с экологической точки зрения заслуживают варианты

разделения водохранилища на участки по степени загрязнения. Исследования

донных отложений показывают, что интенсивность их загрязнения возрастает от

верховьев водохранилища к плотине (Соколова, 2015). Районирование водоема

также проводилось на основе эколого-биологических исследований. Анализ

таксономического состава сообществ микроводорослей и цианобактерий

позволил выделить в 1988 и 2003 годах Верхний и Нижний участки по границе

Чернавского моста (Анциферова, 2001).

Созданная модель экологического районирования Воронежского

водохранилища помимо таксономического состава, что было положену в основу

модели районирования других авторов (Анциферова, 2001), учитывает еще и

таксономическую структуру сообществ фитопланктона и микрофитобентоса.

Эколого-биологические исследования экосистемы Воронежского

водохранилища, проведенные в 2013-2016 годах, позволили на основании

разработанных критериев (см. табл. 14, подглава 4.1) выделить в его акватории

три участка, границами между которыми являются Северный и Вогрэсовский

мосты:

1 – Верхний участок (до Северного моста включительно);

2 – Средний участок (включает Чернавский и Вогрэсовский мосты);

3 – Нижний участок (ниже Вогрэсовского моста).

Схема районирования Воронежского водохранилища представлена на

рисунке 64.

140

Рисунок 64 – Схема районирования акватории Воронежского водохранилища

Отличительными особенностями Верхнего участка водохранилища

являются преобладание диатомовых водорослей по количеству таксонов и

оценкам обилия в течение всего вегетационного сезона; наличие всплесков

развития отдельных таксонов диатомовых водорослей (явление

монодоминирования); преобладание вогнутой формы графиков распределения

таксономических пропорций (рис. 65).

К Среднему (переходному) участку относятся точки в районе Чернавского и

Вогрэсовского мостов (рис. 66). С одной стороны, они имеют определенное

сходство с соседними участками. Так, в районе Чернавского моста наблюдается

преобладание диатомовых водорослей по количеству видов и оценкам обилия, как

и в Верхнем участке, а у Вогрэсовского моста – цианобактерий, как и в Нижнем

участке. Такое объединение признаков (обнаружение и диатомовых водорослей, и

цианобактерий) происходит в результате взаимодействия фитопланктона и

микрофитобентоса соседних участков и их конкуренции за новые экологические

ниши. В результате формируется новое сообщество, состоящее из представителей

смежных микрофитоценозов. Это позволяет снивелировать неблагоприятные

141

экологические процессы, что проявляется в отсутствии таксонов водорослей с

относительной численностью более 40% и находит отражение на гистограммах

распределения таксономических пропорций в отсутствии пиков, сигмоидальной и

вогнутой форме. Особый тип структуры служит главным отличием от соседних

участков. Видовое разнообразие занимает промежуточное значение между

показателями двух участков. Все это является основанием для выделения

переходного участка, своеобразного экотона, сформировавшегося в процессе

взаимодействия граничащих друг с другом систем и осуществляющего функцию

их соединения (Одум, 1975; Экотоны в биосфере, 1997).

Структура сообщества в Нижнем участке водохранилища (рис. 67) является

обедненной, доминируют 2-3 таксона цианобактерий (с относительной

численностью первого таксона до 84%) при единичном развитии других таксонов,

периодически наблюдается полное исчезновение диатомей. Гистограммы имеют

вогнутую и форму «ломаной линии».

Анализ таксономической структуры сообществ микроводорослей и

цианобактерий в логарифмической системе координат по результирующим

линиям (рис. 68) также подтвердил выделение трех участков в водохранилище.

Выявлена общая точка пересечения трендов шлюза, Масловского затона и района

р. Песчанка в верхней области рисунка. Это является отражением значительной

роли доминантов в формировании таксономической структуры фитопланктона и

микрофитобентоса Нижнего участка (точка пересечения обозначена цифрой 1).

Тренды Северного моста, Железнодорожного моста, пос. Рыбачий имеют общую

точку пересечения в нижней области рисунка, что свидетельствует о снижении

роли доминатов и увеличении видового разнообразия в Верхнем участке (цифра

2). Тренды Чернавского и Вогрэсовского мостов расположены между

выделенными точками пересечения №1 и №2, практически параллельны между

собой, что позволяет отнести их к переходному участку и еще раз подтверждает

их свойства своеобразного экотона.

Рисунок 65 – Таксономическая структура сообществ микроводорослей и цианобактерий Верхнего участка Воронежского

водохранилища (линейная система координат)

Рисунок 66 – Таксономическая структура сообществ микроводорослей и цианобактерий Среднего участка

Воронежского водохранилища (линейная система координат)

Рисунок 67 – Таксономическая структура сообществ микроводорослей и цианобактерий Нижнего участка

Воронежского водохранилища (линейная система координат)

145

Рисунок 68 – Трансформация сообществ микроводорослей и цианобактерий

Воронежского водохранилища (логарифмическая система координат,

0,80<R2<0,98)

Согласно выделенным градациям (см. табл. 14), ситуация в Нижнем участке

водохранилища характерна для уровня «экологического регресса», в Верхнем

участке наблюдается промежуточное положение между «экологическим

напряжением» и «экологическим регрессом», а в Среднем участке водная

экосистема находится в состоянии «экологического напряжения» за счет

проявления экотонных свойств.

Для улучшения экологического состояния Воронежского водохранилища

предлагается ряд мер, направленных на снижение антропогенного прессинга на

водоем: 1) отказ от складирования снега на «снежных свалках» ввиду

недостаточной гидроизоляции подстилающей поверхности; 2) установка новых

или модернизация существующих канализационных и локальных очистных

систем для предотвращения попадания неочищенных талых и ливневых вод с

промышленных площадок, автомобильных и железнодорожных мостов, жилой

части города, что позволит снизить количество загрязняющих веществ,

поступающий в водоем на всем его протяжении (Косинова, 2012; Соколова, 2015);

y = 36,9x-1,2

y = 58,6x-1,7

y = 45,9x-1,5

y = 48,1x-1,4

y = 48,6x-1,4

y = 70,0x-2,1

y = 62,9x-1,7

y = 62,1x-1,6

1

10

100

1 10 100

Чи

сле

нн

ост

ь, (

У),

%

Порядок таксонов, (Х)

Тренд (пос. Рыбачий)

Тренд (Железнодорожный мост)

Тренд (Северный мост)

Тренд (Чернавский мост)

Тренд (Вогрэсовский мост)

Тренд (район р.Песчанка)

Тренд (Масловский затон)

Тренд (шлюз)

1

2

146

3) проведение работ по подключению к централизованной канализации частных

жилых домов в районе Отрожки и Березовой рощи, в районе микрорайона

Масловка и пос. Таврово, что позволит снизить объемы сброса неочищенных

коммунально-бытовых стоков в Верхнем и Нижнем участках соответственно

(Соколова, 2015); 4) внедрение новых методов очистки или реконструкция

городских очистных сооружений, что позволит снизить количество загрязняющих

веществ, поступающий в Нижний участок водохранилища.

Выводы по главе

Таким образом, установленные количественные связи между показателями

таксономической структуры фитопланктона и микрофитобентоса и уровнем

нагрузки на водоем положены в основу разработанной методики интегральной

геоэкологической оценки трансформаций водных экосистем. Проведена

модернизация метода графического анализа таксономической структуры

фитопланктона и микрофитобентоса путем учета всех типов микроводорослей и

цианобактерий в современных водных экосистемах с введением критериев и их

количественных градаций, по которым можно оценивать состояние и уровень

нагрузки на водные экосистемы, выявлять критические переходы в их развитии, а

также проводить районирование акваторий природно-антропогенных водоемов.

Интеграция в работе различных методов, апробированных для исследования

водоемов в разных климато-ландшафтных обстановках, в том числе при смене

географических зон в течение межледниковий, показывает широкую область

применения разработанной методики.

На ее основе проведено экологическое районирование Воронежского

водохранилища. В его акватории выделено 3 участка различной экологической

напряженности – Верхний, Средний (переходный, экотонный) и Нижний,

границами между которыми являются Северный и Вогрэсовский мосты.

Сложившуюся в Нижнем участке экологическую ситуацию следует

рассматривать как предполагаемый сценарий неблагоприятного развития

Воронежского водохранилища. Разработанный комплекс мероприятий позволит

снизить антропогенный прессинг на водоем.

147

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

В результате проведенных исследований были получены следующие

основные результаты:

1. Анализ опубликованных материалов показал, что исследования водоемов

зачастую являются разрозненными и не реализуют интегральный подход к оценке

их состояния, выявления трансформаций и их причин. Для устранения данных

пробелов предложена схема исследования трансформаций водных экосистем,

включающая два блока (геоэкологическую оценку водной экосистемы и

водосборной территории). Интеграция биоиндикационных (диатомового и

спорово-пыльцевого), эколого-геохимических, гидрохимических исследований с

привлечением методов графического, сапробиологического, статистического

анализов и ГИС-картографирования позволила провести комплексное

исследование водных экосистем, выявить их трансформации, а также возможные

природные и антропогенные причины изменений.

2. Исследование древнеозерных отложений из опорных разрезов центра

Восточно-Европейской равнины позволило получить новые научные сведения об

эталонных природных трансформациях. Показано, что изучение таксономической

структуры фитопланктона и микрофитобентоса методами графического

сопоставления таксономических пропорций является информативным способом

выявления кризисных состояний водной экосистемы и ее переходов из одной

области устойчивости в другую. Зафиксированные с помощью графического

анализа критические точки в развитии неоплейстоценовых водных экосистем и их

переходы из одной области устойчивости в другую на разных этапах и фазах

развития согласуются с результатами, полученными другими методами (по

диатомовому и спорово-пыльцевому анализам). Это подтверждает выводы

относительно природных трансформаций озер в условиях закономерной смены

климата и ландшафтных обстановок в неоплейстоцене. На примере

неоплейстоценовых водных экосистем раскрыты закономерности изменения

таксономической структуры диатомовых комплексов в зависимости от смены

148

природных условий сменяющих друг друга различных географических зон. При

благоприятных природных условиях (во время климатического предоптимума и

оптимума) наблюдаются сигмоидальная и вогнутая форма гистограмм

распределения таксономических пропорций с пиками до 40%. Пики более 40%

развития отдельных таксонов, «ломаная линия» и вогнутая форма гистограмм

фиксируются при неблагоприятных природных условиях конца межледниковья –

начала оледенения и позднеледниковья – начала следующего межледниковья и

характеризуют кризисные состояния водных экосистем. Это соответствует

кратковременным климатическим флуктуациям переходных этапов между

ледниковыми и межледниковыми эпохами. Для суровых перигляциальных условий

криолитозоны характерны пики развития отдельных таксонов микроводорослей

свыше 50-60%. Раскрытые закономерности использовались как эталонные при

изучении трансформаций современных водных экосистем.

3. В современных водных экосистемах изменения таксономической

структуры сообществ микроводорослей и цианобактерий при усилении

воздействия природных и/или природно-антропогенных факторов проявляются

сходным образом с эталонными трансформациями структуры диатомовых

комплексов неоплейстоценовых озер при смене климато-ландшафтных обстановок.

А именно: логистический тип линии тренда сменяется экспоненциальным, форма

гистограмм переходит от сигмоидальной к вогнутой, появляются пики развития 1-2

таксонов. Выявленные закономерности изменения структуры фитопланктона и

микрофитобентоса положены в основу определения экологической нормы

распределения таксономических пропорций в сообществах микроводорослей и

цианобактерий. Для природных водоемов заповедных территорий экологической

нормой распределения таксономических пропорций в сообществах

микроводорослей и цианобактерий является сигмоидальная форма гистограмм

(логистический тип линии тренда) с пиками развития отдельных таксонов до 20%.

Сходные очертания принимают гистограммы в диатомовых комплексах

межледниковых озер при наиболее благоприятных природных условиях.

Появление пиков свыше 20% и переход гистограмм к вогнутым формам

149

(экспоненциальный тип линии тренда) свидетельствовали о произошедших

природных трансформациях озер Рамза и Кипец вследствие аномально высоких

летних температур воздуха 2010-2012 годов. Для водных экосистем,

расположенных вне особо охраняемых природных территорий, экологической

нормой распределения таксономических пропорций являются сигмоидальная и

вогнутая (с пропорциональными очертаниями) форма гистограмм с пиками до 40%.

Пики выше 40%, а также переход графиков к вогнутой форме (с

непропорциональными очертаниями) и форме «ломаной линии» свидетельствуют о

крайне сильном воздействии на водоемы, сравнимом с суровыми условиями

ледниковой эпохи или переходом от межледниковья к оледенению. Такие признаки

зафиксированы в различные годы в таксономической структуре фитопланктона и

микрофитобентоса Матырского и Воронежского водохранилищ. Интенсивное

«цветение» вод цианобактериями и их доминирование не только в летнем, но и в

весеннем и осеннем циклах, сокращение видового разнообразия микроводорослей,

а также выбивание линий тренда из общей области пересечения в

логарифмической системе координат также свидетельствовали о кризисных

состояниях изученных водохранилищ в отдельные годы.

Выявлено, что для неоплейстоценовых озер и современных водных

экосистем особо охраняемых природных территорий наибольшее воздействие на

развитие фитопланктона и микрофитобентоса оказывают смена климата и

ландшафтных обстановок на водосборе, то есть природный фактор. Для

современных водных экосистем, расположенных вне заповедных территорий, –

изменения гидрохимических показателей вод в связи с антропогенным

воздействием, смена климатических условий, а также альголизация.

4. Проведенная инвентаризация источников антропогенного загрязнения и

путей поступления загрязняющих веществ в водные экосистемы позволила

обобщить и структурировать сведения об антропогенных причинах, приводящих к

трансформации качества вод. Инвентаризационная схема продемонстрировала

эколого-геохимическую взаимосвязь акватории водоема и прилегающей

территории. Исследования химического состава снежных проб г. Воронежа

150

показали, что талые воды содержат значительное количество загрязняющих

веществ, приводящих к неблагоприятным изменениям в окружающей среде.

5. Разработана методика интегральной геоэкологической оценки

трансформаций водных экосистем. В ее основе лежат изученные связи между

изменением таксономической структуры фитопланктона и микрофитобентоса и

природным и природно-антропогенным воздействием. Отличительной

особенностью методики является модернизация метода графического анализа

таксономической структуры фитопланктона и микрофитобентоса путем учета всех

типов микроводорослей и цианобактерий в современных водных экосистемах.

Введены критерии и их количественные градации, позволяющие оценивать

состояние и уровень нагрузки на водные экосистемы, выявлять критические

переходы в их развитии, а также проводить районирование акваторий природно-

антропогенных водоемов. Интеграция в работе различных методов,

апробированных для исследования водных экосистем, существовавших в разных

климато-ландшафтных обстановках, в том числе при смене географических зон в

течение межледниковий, показывает широкую область применения разработанной

методики, которая в перспективе может использоваться для дальнейшего

исследования водоемов центра Восточно-Европейской равнины, а также других

регионов.

6. На основе разработанной методики создана модель районирования

акваторий природно-антропогенных водоемов. Апробация модели на Воронежском

водохранилище позволила выделить в его акватории Верхний, Средний и Нижний

участки, границами между которыми являются Северный и Вогрэсовский мосты.

Сложившуюся в Нижнем участке экологическую ситуацию следует рассматривать

как предполагаемый сценарий неблагоприятного развития экосистемы

водохранилища. Предложенный комплекс мероприятий позволит снизить

антропогенный прессинг на водоем, что может быть учтено органами власти при

разработке проектов по реабилитации водохранилища.

151

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1 Абакумов, В.А. Хронобиологические аспекты мониторинга и значение

идей физической теории пространства-времени для хронобиологии / В.А.

Абакумов // Научные основы биомониторинга пресноводных экосистем: труды

советско-французского симпозиума – Л.: Гидрометиздат, 1988. – С. 6 -16.

2 Абакумов, В.А. Экологические модуляции как показатель фонового

состояния водной среды / В.А. Абакумов, В.Н. Максимов // Научные основы

биомониторинга пресноводных экосистем: труды советско-французского

симпозиума. – Л.: Гидрометиздат, 1988. – С. 104-117.

3 Абакумов, В.А. К методу контроля экологических модификаций

фитоценозов / В.А. Абакумов, Л.А. Сиренко // Научные основы биомониторинга

пресноводных экосистем: труды советско-французского симпозиума. – Л.:

Гидрометиздат, 1988. – С. 117-131.

4 Акимов, Е.Л. Анализ биоклиматических рисков на территории ЦЧР /

Е.Л. Акимов, С.А. Куролап, Л.М. Акимов // Вестник Воронежского

государственного университета. Серия География. Геоэкология. – 2017. – № 2. – С.

102-109.

5 Акимов, Л.М. Анализ распределение экстремальных температур на

территории Центрально-Черноземного региона в летний период / Л.М. Акимов,

Е.Л. Акимов // Экологическая геология: теория, практика и региональные

проблемы: Материалы третьей Международной научно-практической

конференции. – Воронеж, 2013. – С. 369-371.

6 Алимов, А.Ф. Введение в продукционную гидробиологию: монография

/ А.Ф. Алимов. – Л.: Гидрометеоиздат, 1989. – 151 с.

7 Алимов, А.Ф. Территориальность у водных животных и их размеры /

А.Ф. Алимов // Известия АН. Серия Биологическая. – 2003. – №1 – С. 93-100.

8 Антропогенное евтрофирование озер. – М.: Наука, 1976. – 120 с.

152

9 Анциферова, Г.А. История развития межледникового озера близ г.

Балашиха под Москвой (по данным палинологического и диатомового анализов) //

История озер в СССР. – Таллин, 1983. – Т.2. – С. 6-8.

10 Анциферова, Г.А. Перигляциальные диатомовые флоры

неоплейстоцена центра Восточно-Европейской равнины / Г.А. Анциферова //

Вестник Воронежского университета. Серия Геология. – 2000. – №9. – С.82-90.

11 Анциферова, Г.А. Эволюция диатомовой флоры и межледникового

осадконакопления центра Восточно-Европейской равнины / Г.А. Анциферова //

Труды Воронежского государственного университета. – Вып. 2. – Воронеж, 2001.–

198 с.

12 Анциферова, Г.А. О значении палеоэкологических исследований

плейстоцена для оценки состояния современной биосферы / Вестник Воронежского

государственного университета. Серия География. Геоэкология. – 2007. – № 2. – С.

59 -67.

13 Анциферова, Г.А. Особенности вегетационных сукцессий низших

водорослей в условиях аномально высоких летних температур 2010-2012 годов

(бассейн Среднего Дона) / Г.А. Анциферова // Вестник Воронежского

государственного университета. Серия География. Геоэкология. – 2013. – №2. – С.

42-49.

14 Анциферова, Г.А. Биоиндикация водных экосистем: учебно-

методическое пособие для вузов / Г.А. Анциферова – Воронеж: Изд-во ВГУ, 2014а.

– 57 с.

15 Анциферова, Г.А. Межледниковые озера центра Восточно-

Европейской равнины. Палеоэкология, осадконакопление и эволюция диатомовой

флоры: монография / Г.А. Анциферова – Deutschland: Изд-во Palmarium Academic

Publishing, 2014б. – 362 с.

16 Анциферова, Г.А. Состояние водной среды Воронежского

водохранилища в связи с экологической ситуацией в Масловском затоне / Г.А.

Анциферова, Е.В. Беспалова // Вестник Воронежского государственного

университета. Серия География. Геоэкология. – 2016. – № 2. – С. 91-100.

153

17 Анциферова, Г.А. Озера долины реки Вороны как естественный

современный рефугиум диатомовых водорослей в центре Восточно-Европейской

равнины / Г.А. Анциферова, Л.Е. Борисова // Вестник Воронежского

государственного университета. Серия География. Геоэкология. – 2009. – № 2. – С.

85-92.

18 Анциферова, Г.А. Эколого-гидробиологический мониторинг состояния

водной среды Матырского водохранилища в течение вегетационных сезонов 2010-

2012 и 2014-2015 годов / Г.А. Анциферова, В.В. Кульнев // Комплексные проблемы

техносферной безопасности: материалы международной научно-практической

конференции. – Воронеж, 2016. – Ч.VIII. – С. 94-107.

19 Анциферова, Г.А. О географической приуроченности и динамике

распространения синезеленых водорослей в озерах государственного природного

заповедника «Воронинский» / Г.А. Анциферова, Н.И. Русова // Междунар. науч.

конференция «Проблемы систематики и географии водных растений». – Борок,

2015. – С. 13-14.

20 Анциферова, Г. А. Оценка уровенного режима грунтовых вод и

теплового загрязнения вод Дона в районе Нововоронежской АЭС по сообществам

низших водорослей / Г. А. Анциферова, А. Я. Смирнова, Л. Н. Строгонова //

Вестник Воронежского государственного университета. Серия Геология. – 2006. –

№ 1. – С. 207-215.

21 Анциферова, Г.А. Палеоботанические методы в палеоэкологии

неоплейстоцена центра Востночно-Европейской равнины / Г.А. Анциферова, Т.Ф.

Трегуб, Н.В. Стародубцева // Труды научно-исследовательского института

геологии Воронежского государственного университета. – Вып. 31. – Воронеж:

Изд-во ВГУ, 2005. – 100 с.

22 Анциферова, Г.А. Происхождение межледниковых и современных

озерных котловин бассейнов Верхнего и Среднего Дона / Г.А. Анциферова, С.Л.

Шевырев, А.О. Калашников // Вестник Воронежского государственного

университета. Серия География. Геоэкология. – 2012. – №1. – С. 42-49.

154

23 Баканов, А.И. Использование зообентоса для мониторинга

пресноводных водоемов / А.И. Баканов // Биол. внутр. вод. – 2000. – № 1. – C. 68-

82.

24 Баканов, А.И. Теоретические основы экологического районирования

водохранилищ / А.И. Баканов. – Водные ресурсы, 1997. – Т. 24. № 3. – С. 336-343.

25 Баринова, С.С. Атлас водорослей – индикаторов сапробности / С.С.

Баринова, Л.А. Медведева. – Владивосток: Дальнаука, 1996. – 364 с.

26 Баринова, С.С. Метод Ватанабе в оценке органического загрязнения

вод / С.С. Баринова, Л.А. Медведева // Альгология. – 1998. – Т. 8. №4 – С. 428-448.

27 Баринова, С.С. Биоразнообразие водорослей-индикаторов окружающей

среды / С. С. Баринова, Л. А. Медведева, О. В. Анисимова. – Тель-Авив, 2006. – 498

с.

28 Баринова, С.С. Эколого-географические характеристики водорослей-

индикаторов / С.С. Баринова, Л.А. Медведева, О.В. Анисимова // Водоросли-

индикаторы в оценке качества окружающей среды. – М: Изд-во ВНИИ природы. –

2000. – 150 с.

29 Белых, О.И. Микроцистин-продуцирующие цианобактерии в водоемах

России, Беларуси и Украины / О.И. Белых и др. // Химия в интересах устойчивого

развития. – 2013. – №21 – С. 363-378.

30 Беспалова, Е.В. Влияние талых вод на состояние Воронежского

водохранилища / Е.В. Беспалова // Вода и экология: проблемы и решения. – 2013. –

№ 2. – С. 72-80.

31 Беспалова, Е.В. Оценка экологического состояния г. Воронежа по

данным геохимического изучения снежного покрова / Е.В. Беспалова // Вода:

химия и экология. – 2014. – № 1 (67). – С. 102-108.

32 Беспалова, Е.В. Влияние талых вод на состояние Воронежского

водохранилища и почвенного покрова г. Воронежа / Е.В. Беспалова // Материалы

четвертого молодежного инновационного проекта «Школа экологических

перспектив». – Воронеж: Изд-во «Научная книга», 2015. – С. 14-17.

155

33 Беспалова, Е.В. Графический анализ структуры комплексов

микроводорослей межледниковых и современных водных экосистем центра

Восточно-Европейской равнины / Е.В. Беспалова // Вестник Воронежского

государственного университета. Серия География. Геоэкология. – 2017а. – №2. – С.

13-20.

34 Беспалова, Е.В. Структурные перестройки комплексов

микроводорослей в озерах Рамза и Кипец / Е.В. Беспалова // Биологическое

разнообразие – основа устойчивого развития: Международная научно-

практическая конференция. – Махачкала, 2017б. – С. 96-101.

35 Беспалова, Е.В. Экологическое районирование Воронежского

водохранилища / Е.В. Беспалова // Комплексные проблемы техносферной

безопасности. Безопасный город и методы решения экологических проблем

окружающей среды: Материалы III научно-практической конференции. – Воронеж:

ФГБОУ ВО «ВГТУ», Ч.I, 2017в. – С. 108-118.

36 Беспалова, Е.В. Оценка геохимического состояния снежного покрова г.

Воронежа / Е.В. Беспалова, Т.И. Прожорина, С.А. Куролап // Вестник

Воронежского государственного университета. Серия География. Геоэкология. –

2013. – №1. – С. 137-141.

37 Биоиндикация: теория, методы, приложения / под редакцией. Г.С.

Розенберга. – Тольяти: Изд-во Интер-Волга, 1994. – 266 с.

38 Богатиков, А.В. Экологические особенности сбросов сточных вод ТЭЦ-

1 в поверхностные водоемы / А.В. Богатиков, И.И. Косинова // Материалы второго

молодежного инновационного проекта «Школа экологических перспектив». –

Воронеж, 2013. – С. 69-74.

39 Болиховская, Н.С. Пространственно-временные закономерности

развития растительности и климата Северной Евразии в неоплейстоцене / Н.С.

Болиховская // Археология, этнография и антропология Евразии. – 2007. – №. 4

(32). – С. 2-28.

40 Бочаров, В.Л. Водохранилища в России: pro et contra / В.Л. Бочаров //

Приоритетные направления экологической реабилитации Воронежского

156

водохранилища: материалы всероссийской научно-практической конференции. –

Воронеж, 2012. – С. 44-49.

41 Бочаров, В.Л. Экологическая геохимия железа и марганца в

водохранилищах Центрального Черноземья / В.Л. Бочаров, В.М. Мишон, А.Я.

Смирнова, Л.Н. Строгонова// Приоритетные направления экологической

реабилитации Воронежского водохранилища: материалы всероссийской научно-

практической конференции. – Воронеж, 2012. – С. 37-44.

42 Бочаров, В.Л. Возможные источники загрязнения марганцем

подземных вод водозаборов г. Воронежа / В.Л. Бочаров, А.Я. Смирнова, М.Н.

Бугрева // Геоэкологические проблемы устойчивого развития городской среды:

Сб.ст. – Воронеж, 1996. – С. 198-201.

43 Бочаров, В.Л. Эколого-гидрогеохимические условия крупных

водохранилищ Центрального Черноземья / В.Л. Бочаров, А.Я. Смирнова, Л.Н.

Строгонова // Экологическая безопасность нашего будущего: материалы IX

Межрегиональной научно-практической конференции. – Воронеж, 2013. – С. 75-78.

44 Бочкарева, О.Д. Исторические условия возникновения и развития

палеогеографии / О.Д. Бочкарева, С.П. Евдокимов // Известия Смоленского

государственного университета. – Смоленск, 2010. – №4. – С. 38-45.

45 Бугреева, М.Н. Термодинамика и кинетика трансформации

миграционных форм марганца в поверхностных и иловых водах Воронежского

водохранилища / М.Н. Бугреева // Вестник Воронежского государственного

университета. Серия Геология. – 1998. – №5 – С. 176-179.

46 Буковский, М.Е Оценка качества воды в среднем течении реки Вороны

методом биоиндикации / М.Е. Буковский, И.С. Решетов, А.С. Мещеряков //

Современное состояние водных биоресурсов: Материалы 3-й Международной

конференции. – Новосибирск, 2014. – С. 140-142.

47 Валяльщиков, А.А. Анализ экологического состояния Матырского

водохранилища по данным эколого-гидрохимического и спутникового

мониторинга / А.А. Валяльщиков, К.Ю. Силкин, В.В. Кульнев // Вестник

157

Воронежского государственного университета. Серия Геология. – 2014. – № 1. – С.

110-117.

48 Василенко, Н.В. Мониторинг загрязнения снежного покрова / Н.В.

Василенко, И.М. Назаров, И.О. Фридман. – Л.: Гидрометеоиздат, 1985. – 181 с.

49 Васильева, М.В. Влияние сточных вод на водные объекты в

Воронежской области / М.В. Васильева, А.А. Натарова // Наука. Мысль:

электронный периодический журнал. – 2016. – №7-1. – С. 141-145.

50 Величкевич, Ф.Ю. Плейстоценовые флоры ледниковых областей

Восточно-Европейской равнины / Ф.Ю. Величкевич. – Минск, 1982. – 208 с.

51 Величко, А.А. Палеоаналоги глобального потепления XXI столетия /

А.А. Величко, О.К. Борисова // Доклады Академии наук. – 2011. – Т. 438. – № 2. –

С. 258–262.

52 Водоросли. Справочник / С.П. Вассер, Н.В. Кондратьева, Н.П. Масюк и

др. – Киев: Наука Думка, 1989. – 608 с.

53 Воронежское водохранилище: комплексное изучение, использование и

охрана / В.М. Мишон, Т.В. Склярова, Г.С. Пашнев и [др.]. – Воронеж: Изд-во ВГУ,

1986. – 188 с.

54 Временные методические указания гидрометеорологическим станциям

и постам по отбору, подготовке проб воды и грунта на химический и

гидробиологический анализ и проведение анализа первого дня. – М.:

Гидрометеоиздат, 1983. – 27 с.

55 Гаврилова, И.П. Практикум по геохимии ландшафта / И.П. Гаврилова,

Н.С. Касимов. – М.: Изд-во Моск. ун-та, 1988. – 447 с.

56 Геохимия окружающей среды / Ю.Е. Сает, Б.А. Ревич, Е.П. Янин и

[др.]. – М.: Недра, 1990. – 335 с.

57 Герасимов, И.П. Научные основы современного мониторинга

окружающей среды / И.П Герасимов // Изд.-во. АН СССР. Серия географическая. –

1975. – №3. – С. 13-25.

58 Гигиенические нормативы «Предельно допустимые концентрации

(ПДК) химических веществ в воде водных объектов хозяйственно-питьевого и

158

культурно-бытового водопользования. ГН 2.1.5.1315-03», утвержденные Главным

государственным санитарным врачом РФ 27.03.2003 года с изменениями на

30.08.2016 (http://docs.cntd.ru/document/901862249)

59 Глазовская, М.А. Геохимия природных и техногенных ландшафтов /

М.А. Глазовская. – М.: Высшая школа, 1988. – 328 с.

60 Глазовский, Н.Ф. Химический состав снежного покрова некоторых

районов Верхнеокского бассейна / Н.Ф. Глазовский, А.И. Злобина, В.П. Учватов. –

Пущино, 1978. – 28 с.

61 Глезер, З.И. К разработке новой классификации диатомовых

водорослей / З.И. Глезер // Систематика, эволюция, экология водорослей и их

значение в практике геологических исследований: тезисы докл. II Всесоюзн.

палеоальгол. совещ. – Киев, 1981. – С. 108-110.

62 Голлербах, М.М. Водоросли, их строение, жизнь и значение / М.М.

Голлербах. – М.: Изд-во МОИП, 1951. – 172 с.

63 Голлербах, М.М. Синезеленые водоросли. Определитель пресноводных

водорослей СССР / М.М. Голлербах, Е.К. Коссинская, В.И. Полянский. – М.:

Советская наука, 1953. – Вып. 2. – 651 с.

64 ГОСТ 17.1.1.01-77 Охрана природы (ССОП). Гидросфера.

Использование и охрана вод. Основные термины и определения (с Изменениями

№1, 2). Государственный контроль качества воды: Сб. ГОСТов. – М.: ИПК Изд-во

стандартов, 2001. – 9 с.

65 Гричук, В.П. История флоры и растительности Русской равнины в

плейстоцене. – М.: Наука, 1989. – 183 с.

66 Давыдова, Н.Н. Диатомовые водоросли – индикаторы экологических

условий водоемов в голоцене. – Л., 1985. – 244 с.

67 Данилов-Данильян, В.И. Изменения климата как глобальная проблема /

В.И. Данилов-Данильян // Арктические Ведомости. – 2014. – №12. – С.68-75.

68 Данилов-Данильян, В.И. Перед главным вызовом цивилизации / В.И.

Данилов-Данильян, К.С. Лосев, И.Е. Рейф. – М.: ИНФРА-М, 2005. – 224с.

159

69 Диатомовые водоросли СССР. Ископаемые и современные. – Л.:

Наука, 1974. – Т. I. – 403 с.

70 Диатомовые водоросли СССР. Ископаемые и современные. – Л.:

Наука, 1988. – Т. II. – Вып. 1. – 116 с.

71 Диатомовые водоросли СССР. Ископаемые и современные. – СПб:

Наука, 1992. – Т. II. – Вып. 2. – 125 с.

72 Диатомовый анализ, кн. 1-3. – Л., 1949-1950.

73 Дмитриева, В.А. Вклад современных гидрометеорологических

процессов в геоэкологическое состояние Воронежского водохранилища / В.А.

Дмитриева // Приоритетные направления экологической реабилитации

Воронежского водохранилища: Материалы всероссийской научно-практической

конференции. – Воронеж, 2012. – С. 67-74.

74 Дмитриева, В.А. Проблема охраны малых водотоков в условиях

интенсивного водопользования / В.А. Дмитриева, Е.Г. Нефедова // Экология

речных бассейнов: Труды 8-й Междунар. науч.-практ. конф. – Владимир, 2016. – С.

331-335.

75 Доклад о государственном надзоре за использованием природных

ресурсов и состоянием окружающей среды Воронежской области в 2015 году. –

Воронеж: Управление Росприроднадзора по Воронежской области, 2016. – 146 с.

76 Доклад о государственном надзоре и контроле за использованием

природных ресурсов и состоянием окружающей среды Воронежской области в

2007 году. – Воронеж: Управление Росприроднадзора по Воронежской области,

2008. – 255 с.

77 Доклад о государственном надзоре и контроле за использованием

природных ресурсов и состоянием окружающей среды Воронежской области в

2010 году. – Воронеж: Управление Росприроднадзора по Воронежской области,

2011. – 131 с.

78 Доклад о государственном надзоре и контроле за использованием

природных ресурсов и состоянием окружающей среды Воронежской области в

160

2011 году. – Воронеж: Управление Росприроднадзора по Воронежской области,

2012. – 95 с.

79 Доклад о природоохранной деятельности городского округа город

Воронеж в 2011 году / Управление по охране окружающей среды департамента

общественной безопасности администрации городского округа город Воронеж. –

Воронеж: Изд-во ВГУ, 2012. – 64 с.

80 Доклад о природоохранной деятельности городского округа город

Воронеж в 2013 году / Управление по охране окружающей среды департамента

общественной безопасности администрации городского округа город Воронеж. –

Воронеж: Изд-во ВГУ, 2014. – 66 с.

81 Доклад о природоохранной деятельности городского округа город

Воронеж в 2014 году / Управление экологии администрации городского округа

город Воронеж. – Воронеж, 2015. – 64 с.

82 Доклад «О состоянии санитарно-эпидемиологического благополучия

населения в Воронежской области в 2016 году». – Воронеж: Управление

Федеральной службы по надзору в сфере защиты прав потребителей и

благополучия человека по Воронежской области, 2017. – 216 с.

83 Дудник, С.Н. Динамика температурного режима на территории

Тамбовской области / С.Н. Дудник, М.Е. Буковский, Н.А. Галушкина // Вестник

Тамбовского университета. Серия: Естественные и технические науки. – 2012. –

Т.17. – №6. – С.1555-1560.

84 Дьяконов, К. Н. Современные методы географических исследований /

К.Н. Дьяконов, Н.С. Касимов, В.С. Тикунов. – М.: Просвещение, 1996. – 207 с.

85 Дьяконов, К.Н. Становление концепции геотехнической системы / К.Н.

Дьяконов // Вопросы географии, сб. 108 «Природопользование». – М., 1978. – С.

54-63.

86 Емельянов, А. Г. Геоэкологический мониторинг: учеб. пособие. –

Тверь: Твер. гос. ун-т, 2002. – 121 с.

161

87 Животова, Е.Н. Биоиндикационный анализ качества вод Воронежского

водохранилища / Е.Н. Животова, О.П. Негробов // Безопасность Воронежского

водохранилища: материалы 3 регион. конф. – Воронеж, 2005. – С. 28-32.

88 Животова, Е.Н. Современная структура зоопланктона Воронежского

водохранилища / Е.Н. Животова, Н.В. Суднина, В.И. Рассказова // Экология и

охрана природы города Воронежа. Материалы докл. и выступлений науч. – практ.

конф. – Воронеж, 1990. – С. 113-115.

89 Зверев, А.Т. Основные законы экологии. – М.: Издательский дом

Панагель, 2009. – 171 с.

90 Золоторубова, О.Б. Эколого-гидрогеохимическая структура зоны

интенсивного водообмена левобережья Воронежского водохранилища // «Планета

Земля: актуальные вопросы геологии глазами молодых ученых и студентов». –

Москва, 2009. – Т.2. – С.154-159.

91 Израэль, Ю.А. Концепция мониторинга состояния биосферы / Ю.А.

Израэль // Мониторинг состояния окружающей природной среды: Труды I

советско-английского симпозиума. – Л., 1977. – С. 10-25.

92 Инверсионная вольтамперметрия. Пособие по проведению анализов

методом инверсионной вольтамперметрии на анализаторе ТА-4, ООО «НПП»

Томьаналит». – Томск, 2008. – 42 с.

93 Клепиков, О.В. Оценка экологического состояния Воронежского

водохранилища / О.В. Клепиков, Л.Н. Хицова, Л.В. Молоканова // Вестник

Воронежского государственного университета. Серия Химия. Биология. Фармация.

– 2017. – №1 – С. 87-91.

94 Кожова, О.М. Применение методов экосистемного анализа к оценке

качества вод (на примере Ангары и Байкала) / О.М. Кожова // Научные основы

контроля качества поверхностных вод по гидробиологическим показателям. Тр.

Советско-английского семинара. – Л.: Гидрометеоиздат, 1977. – С. 16-29.

95 Косинова, И.И. Об эффективности применения биологических методов

для оптимизации эколого-гидрохимического состояния Матырского

водохранилища / И.И. Косинова, А.А. Валяльщиков // Вестник Воронежского

162

государственного университета. Серия Геология. – Воронеж, 2010. – № 2. – С. 286-

290.

96 Косинова, И.И. О возможности экологической реабилитации

Воронежского водохранилища / И.И. Косинова // Приоритетные направления

экологической реабилитации Воронежского водохранилища: материалы

всероссийской научно-практической конференции. – Воронеж, 2012. – С. 297-302.

97 Косинова, И.И. Особенности формирования донных отложений

искусственных водоемов и методика их эколого-геологической оценки / И.И.

Косинова // Экологическая геология: теория, практика и региональные проблемы:

материалы 3-й международной научно-практической конференции. – Воронеж,

2013. – С. 126-129.

98 Курдов, А.Г. Проблемы Воронежского водохранилища / А.Г. Курдов. –

Воронеж: Изд-во ВГУ. – 1998. – 168 с.

99 Куролап, С.А. Оценка риска для здоровья населения при техногенном

загрязнении городской среды / С.А. Куролап, Н.П. Мамчик, О.В. Клепиков. –

Воронеж: Изд-во ВГУ, 2006. – 220 с.

100 Лебедева, Н.В. Биологическое разнообразие и методы его оценки / Н.В.

Лебедева, Д.А. Криволуцкий // География и мониторинг биоразнообразия. – М.:

Изд. Научного и учебно-методического центра, 2002. – С. 9-142.

101 Левич, А.П. Экстремальный принцип в теории сообществ // Проблемы

экологического мониторинга и моделирования экосистем. – Л.: Гидрометеоиздат,

1978. – Т.1. –С. 164-182.

102 Макрушин, А.В. Биологический анализ качества вод / А.В. Макрушин.

– Л.: Зоологический институт АН СССР, 1974. – 60 с.

103 Методика изучения биоценозов внутренних водоемов. – 1975. – М. – С.

73-117.

104 Методические рекомендации по оценке степени загрязнения

атмосферного воздуха населенных пунктов металлами по их содержанию в

снежном покрове и почвах. – М.: ИМГРЭ, 1990. – 14 с.

163

105 Мишон, В. М. Водохранилища Центрального Черноземья: водные

ресурсы, гидролого-экологические проблемы / В. М. Мишон. – Воронеж: Изд-во

ВГУ, 2004. – 137 с.

106 Мишон, В.М. Река Воронеж и ее басейн: ресурсы и водно-

экологические проблемы / В.М. Мишон. – Воронеж: Изд-во ВГУ, 2000. – 296 с.

107 Моисеенко, Т.И. Устойчивость водных экосистем и их изменчивость в

условиях токсичного загрязнения / Т.И. Моисеенко // Экология, 2011. – № 6. – С.

441-448.

108 Московский ледниковый покров Восточной Европы / под ред. Г.И.

Городецкого, Н.С. Чеботарева, С.М. Шика. – М., 1985. – 237с.

109 Никаноров, А.М. Гидрохимия: Учебник. – 2-е изд, перераб. и доп. –

СПб: Гидрометеоиздат, 2001. – 444 с.

110 Никаноров, А.М. Научные основы мониторинга качества вод / А.М.

Никаноров. – СПб: Гидрометеоиздат, 2005. – 576 с.

111 Никаноров, А.М. О некоторых фундаментальных понятиях общей

теории природных гидрохимических процессов / А.М. Никаноров // Известия РАН.

Серия географическая, 2010. – №6. – С. 19-24.

112 Николаев, И.И. Определение качества вод озер по гидробиологическим

показателям / И.И. Николаев // Научные основа контроля качества поверхностных

вод по гидробиологическим показателям: труды советско-английского семинара. –

Л.: Гидрометиздат, 1981. – С. 43-58.

113 Новенко, Е.Ю. Изменения растительности и климата Центральной и

Восточной Европы в позднем плейстоцене и голоцене в межледниковые и

переходные этапы климатических макроциклов. – М.: ГЕОС, 2016а. – 228 с.

114 Новенко, Е.Ю. Растительность и климат Центральной и Восточной

Европы в позднем плейстоцене и голоцене: автореф. дис. ... докт. геогр. наук:

25.00.25. – М., 2016б. – 51 с.

115 Об утверждении нормативов качества воды водных объектов

рыбохозяйственного значения, в том числе нормативов предельно допустимых

концентраций вредных веществ в водах водных объектов рыбохозяйственного

164

значения: приказ Министерства сельского хозяйства РФ от 13.12.2016 №552 –

Режим доступа: http://docs.cntd.ru/document/420389120.

116 Одум, Ю. Основы экологии. – М.: Мир, 1975. – 740 с.

117 Определитель пресноводных водорослей СССР. Синезелые водоросли.

– М., 1953. – Вып. 2. – 651 с.

118 Отчет о проведенных работах по биологической реабилитации

Матырского водохранилища методом коррекции альгоценоза / В.Т. Лухтанов, С.Ф.

Кравченко, В.В. Кульнев и [др.] – Воронеж, 2011. – 146 с.

119 Отчет по мониторингу состояния дна, берегов, состояния и режима

использования водоохранных зон и изменений морфологических особенностей

Воронежского водохранилища / И.И. Косинова, В.В. Ильяш, К.Ю. Силкин и [др.] //

ООО «Экогеосистема». – Воронеж, 2012. – На обл. и тит. л. авт. не указаны.

120 Палеоклиматы и палеоландшафты внетропического пространства

Северного полушария. Поздний плейстоцен – голоцен. Атлас-монография. Под

ред. проф. А.А. Величко. – Москва: Геос, 2009. – 120 с.

121 Писарева, В.В. Межледниковые отложения в районе г. Балашиха / В.В.

Писарева, Ф.Ю. Величкевич, С.М. Шик // Докл. АН СССР. – 1979. – Т. 248. – №1. –

С. 185-190.

122 Писарева, В.В. История плейстоценовых озер центральных районов

России и сопредельных территорий. Рославльский межледниовый водоем в районе

д. Бибирево Ивановской области / В.В. Писарева, Н.Г. Судакова, Г.А. Анциферова

// История плейстоценовых озер Восточно-Европейской равнины. – СПб., 1998. –

С. 309-322.

123 Перельман, А.И. Геохимия ландшафта / А.И. Перельман, Н.С. Касимов.

– М.: Астерия, 1999. – 768 с.

124 Поддубный, С.А. Моделирование влияния гидродинамических и

антропогенных факторов на распределение гидробионтов в водохранилищах:

руководство для пользователей / С.А. Поддубный, Э.В. Сухова. – Рыбинск, 2002. –

120 с.

165

125 Попова, Е.Ю. Некоторые аспекты эколого-гигиенического состояния

Воронежского водохранилища / Е.Ю. Попова, В.И. Попов, А.А. Натарова //

Экологическая безопасность нашего будущего: материалы IX Межрегиональной

научно-практической конференции. – Воронеж, 2013 – С. 86-89.

126 Практикум по информационным технологиям / С.А. Куролап, Ю.А.

Нестеров, Ю.М. Фетисов и [др.]; под ред. В.С. Тикунова, С.А. Куролапа. –

Воронеж: Изд-во ВГУ, 2008. – 266 с.

127 Прожорина, Т.И. Практикум по курсу «Экологическая гидрохимия» /

Т.И. Прожорина. – Воронеж: Изд-во ВГУ, 2006. – Ч.1. – 27 с.

128 Прожорина, Т.И. Исследование возможности внедрения оборотной

системы водоснабжения на автомойках г. Воронежа / Т.И. Прожорина, В.В.

Мокеева, В.С. Дворникова // Вестник Воронежского государственного

университета. Серия География. Геоэкология. – Воронеж, 2015. – № 1. – С.61-65.

129 Разумовский, В.Л. Выявление долговременных геоэкологических

изменений малых горных озер методами диатомового анализа (Западный и

Центральный Кавказ): автореф. дис. ... канд. геогр. наук: 25.00.36. – М., 2014. – 25с.

130 Разумовский, Л.В. Оценка качества вод на основе анализа структуры

диатомовых комплексов / Л.В. Разумовский // Водные ресурсы, 2004. – Т. 31. – №

6. – С. 742-750.

131 Разумовский, Л.В. Природные и антропогенные трансформации

водных экосистем Европейской части России по результатам диатомового анализа:

автореф. дис. ... докт. геогр. наук: 25.00.36. – М., 2010. – 50 с.

132 Разумовский, Л.В. Оценка трансформации озерных экосистем методом

диатомового анализа. – М.: Геос, 2012. – 199с.

133 Разумовский, Л.В. Долговременные трансформации диатомовых

комплексов в озерах Борое и Глубокое / Л.В. Разумовский, М.А.Гололобова //

Вестн. Моск. ун-та. – Сер. 16. Биология, 2014. – №1. – С.19-23

134 Рассашко, И.Ф. Планктонные сообщества, использование показателей

их структурной организации при биоиндикации (на примере реки Сож – крупного

притока Днепра) / И.Ф. Рассашко, О.В, Ковалева. – Гомель, 2003. – 304 с.

166

135 РД 52.24.564-96 Методические указания. Охрана природы. Гидросфера.

Метод оценки загрязненности пресноводных экосистем по показателям развития

фитопланктонных сообществ / http://docs.cntd.ru/document/1200042302

136 РД 52.24.620-2000. Методические указания. Охрана природы.

Гидросфера. Организация и функционирование специальной подсистемы

мониторинга антропогенного эвтрофирования пресноводных экосистем (утв.

Росгидрометом 22.11.2000).

137 Руководство по анализу воды. Питьевая и природная вода, почвенные

вытяжки / Под ред. к.х.н. А.Г. Муравьева. – СПб.: «Крисмас+», 2011. – 264 с.

138 Руководство по гидробиологическому мониторингу пресноводных

экосистем. – СПб.: Гидрометеоиздат, 1992. – 318 с.

139 Румянцев, В.А. Цианобактериальное «цветение» воды источник

проблем природопользования и стимул инноваций в России / В.А. Румянцев, Л.Н.

Крюков, Ш.Р. Поздняков, А.В. Жуковский // Общество. Среда. Развитие (Terra

Humana). – 2011. – №2. – С. 222-228.

140 Русова, Н.И. Геоэкологический мониторинг водных экосистем

лесостепной провинции Приволжской возвышенности: автореф. дис. … канд.

геогр. наук: 25.00.36. – СПб., 2017. – 23 с.

141 Сагатовский, В.Н. Философия развивающейся гармонии (философские

основы мировоззрения) в 3-х частях. Ч. 2: Онтология. – СПб.,1999. – С. 204-205.

142 Сапелко, Т.В. Индикация изменений природной среды и уровня

антропогенной нагрузки на водные экосистемы по донным отложениям озер:

новый методический подход / Т.В. Сапелко, Н.В. Игнатьева, Д.Д. Кузнецов и [др.]

// Научное обеспечение реализации «Водной стратегии РФ на период до 2020 г.»:

Сб. науч. тр. – Петрозаводск: Карельский НЦ РАН, 2015. – Т. I. – С. 473-479.

143 Сапелко, Т.В. Динамика растительности в озерных ландшафтах

Ладожского бассейна в позднем плейстоцене и голоцене: автореф. дис. … канд.

геогр. наук: 25.00.23. – СПб., 2003. – 19 с.

167

144 Сейдалиев, Г.С. Мониторинг водных ресурсов Воронежской области:

монография / Г.С. Сейдалиев, В.И. Ступин. – Воронеж: изд-во им Е.А.

Болховитинова, 2005. – 184 с.

145 Силина, А.Е. К изучению макрозообентоса Масловского затона

Воронежского водохранилища / А.Е. Силина // Комплексные проблемы

техносферной безопасности: материалы международной научно-практической

конференции. – Воронеж, 2015. – Ч.I. – С. 41-72.

146 Силкин, К.Ю. Геоинформационная система Golden Software Surfer

8.Учебно-методическое пособие для вузов. – Воронеж, Изд-во ВГУ, 2008. – 66 с.

147 Силкин, К.Ю. Методика оценки экологического состояния

Воронежского водохранилища по материалам многозонального дистанционного

зондирования // Вестник Воронежского государственного университета. Серия

Геология. – Воронеж, 2012. – № 1. – С. 220-223.

148 Сиренко, Л.А. Физиолого-биохимические особенности синезеленых

водорослей и задачи их изучения / Л.А. Сиренко // «Цветение» воды. – Киев, 1969.

– Вып. 2. – С. 7-64.

149 Сиренко, Л.А. Эвтрофирование континентальных водоемов и

некоторые задачи по его контролю / Л.А. Сиренко // Научные основа контроля

качества поверхностных вод по гидробиологическим показателям: труды

Всесоюзной конференции. – Л.: Гидрометиздат, 1981. – С. 137-153.

150 Славгородский, А. В. Археологические и историко-архивные сведения

о природопользовании на территории заповедника / А.В. Славгородский // Оценка

и сохранение биоразнообразия лесного покрова в заповедниках Европейской

России. – М.: Науч. мир, 2000. – С. 151-155.

151 Словарь экологических терминов и определений [Электронный

ресурс]. – 2010. – Режим доступа: https://dic.academic.ru/dic.nsf/ecolog/696/НОРМА

152 Смирнова, А.Я. Геоэкологические проблемы Воронежского

водохранилища / А.Я. Смирнова, Е.Н. Кислякова // Вестник Воронежского

государственного университета. Серия Геология. – 2008. – №2. – С. 198-201.

168

153 Соколова, Т.В. Методика интегральной эколого-геохимической оценки

донных отложений искусственно созданных водных объектов в условиях

природного и техногенного воздействия: автореф. дис. ... канд. геогр. наук:

25.00.36. – Воронеж, 2015. – 23 с.

154 Соломина, О.Н. Бурение осадков оз. Каракель (долина р. Теберда) и

перспективы реконструкции истории оледенения и климата голоцена на Кавказе /

О. Н. Соломина, И. А. Калугин, М. Ю. Александрин и [др.] // Лед и снег. – 2013. –

№ 2 (122). – С. 102–111.

155 Состояние и охрана окружающей среды Липецкой области в 2011 году.

Доклад / Управление экологии и природных ресурсов Липецкой области. – Липецк,

2012. – 264 с.

156 Состояние и охрана окружающей среды Липецкой области в 2012 году.

Доклад / Управление экологии и природных ресурсов Липецкой области. – Липецк,

2013. – 220 с.

157 Состояние и охрана окружающей среды Липецкой области в 2013 году.

Доклад / Управление экологии и природных ресурсов Липецкой области. – Липецк,

2014. – 232 с.

158 Состояние и охрана окружающей среды Липецкой области в 2014 году.

Доклад / Управление экологии и природных ресурсов Липецкой области. – Липецк,

2015. – 236 с.

159 Состояние и охрана окружающей среды Липецкой области в 2015 году.

Доклад / Управление экологии и природных ресурсов Липецкой области. – Липецк,

2016. – 260 с.

160 Состояние и охрана окружающей среды Липецкой области в 2016 году.

Доклад / Управление экологии и природных ресурсов Липецкой области. – Липецк,

2017. – 256 с.

161 Строгонова, Л.Н. К вопросу об экологическом состоянии

поверхностных и атмосферных вод г. Воронежа / Л.Н. Строгонова // Вестник

Воронежского государственного университета. Серия Геология. – 2001. – Вып. 11.

– С. 264-267.

169

162 Стурман, В.И. К теоретическим основам географического анализа

загрязнений / В.И. Стурман // Геогр. и прир. ресурсы. 1999. – №1. – С.12-15.

163 Субетто, Д.А. Озера как накопительные информационные системы и

индикаторы климата / Д.А. Суббето, Д.В. Севастьянов, Т.В. Сапелко и [др.] //

Астраханский вестник экологического образования. – 2017. – №4(42). – С. 4-14.

164 Уиттекер, Р. Сообщества и экосистемы. – М.: Прогресс, 1980. – 328 с.

165 Унифицированные методы исследования качества вод. Методы

биологического анализа вод. Индикаторы сапробности. – М.: Изд-во СЭВ, 1977. –

С. 21-31.

166 Федоров, В.Д. Устойчивость экологических систем и ее измерение /

В.Д. Федоров // Известия АН СССР. Сер. биол., 1974. – № 3. – С. 402-415.

167 Химический состав атмосферных осадков на Европейской территории

СССР / В.М. Дроздова и [др.]; под. ред. В.М. Дроздовой. – Л: Гидрометеоиздат,

1964. – 209 с.

168 Холмовой, Г.В. Новые данные о древнеозерных отложениях у деревни

Польное Лапино Тамбовской области / Г.В. Холмовой, Г.А. Анциферова, Б.В.

Глушков. – М.:ВИНИТИ, 1982 – №4734-82. – 65 с.

169 Шабанов, В.В. Методика эколого-водохозяйственной оценки водных

объектов: монография / В.В. Шабанов, В.Н Маркин. – М.: ФГБОУ ВПО РГАУ

МСХА им. К.А. Тимирязева, 2014. – 162 с.

170 Шевырев, С. Л. Ретроспективный анализ условий развития

межледниковых озер бассейнов верхнего и среднего Дона по дистанционным

материалам / С.Л. Шевырев, Г.А. Анциферова // Вологдинские чтения, 2012. -№80.

– С. 210-212.

171 Шик, С.М. Рославльские межледниковые озерные отложения Окско-

Донской равнины / С.М. Шик, М.И. Маудина // Проблемы антропогена

центральных районов Русской платформы. – Воронеж, 1979. – С. 42-58.

172 Шитиков, В.К. Количественная гидроэкология: методы системной

идентификации / В.К. Шитиков, Г.С. Розенберг, Т.Д. Зинченко. – Тольятти: ИЭВБ

РАН, 2003. – 463 с.

170

173 Шитиков, В.К. Оценка биоразнообразия: попытка формального

обобщения / В.К. Шитиков, Г.С. Розенберг // Количественные методы экологии и

гидробиологии: сборник научных трудов, посвященный памяти А.И. Баканова / под

ред. Г.С. Розенберга. – Тольятти: СамНЦ РАН, 2005. – С. 91-129.

174 Шишлова, Ю.В. Эколого-фаунистическая характеристика

макрозообентоса Воронежского водохранилища: автореф. дис. … канд. биол. наук:

03.00.16 – Воронеж, 2004. – 20 с.

175 Эдельштейн, К.К. Водохранилища России: экологические проблемы,

пути их решения / К.К. Эдельштейн. – М.: ГЕОС, 1988. – 277 с.

176 Экогеохимия городских ландшафтов / Под ред. Н.С. Касимова. – М.:

Изд-во Моск. ун-та, 1995. – 336 с.

177 Экологический мониторинг. Методы биомониторинга / Под ред. Д.Б.

Гелашвили. – Н. Новгород: ННГУ, 1995. – Вып. 1. – 190 с.

178 Экосистемы в критических состояниях. Под ред. Ю.Г.Пузаченко. М.:

Наука, 1989. – 155 с.

179 Экотоны в биосфере / Под ред. В.С. Залетаева. – М.: РАСХН, 1997. –

329 с.

180 Эльяшев, А.А. О простом способе приготовления

высокопреломляющей среды для диатомового анализа / А.А. Эльяшев // Сборник

статей по палеонтологии и биостратиграфии. Труды НИИГРИ. Выпуск 4. – М.,

1957. – С. 74-75.

181 Cholnoky, B.J. Die Okologie der Diatomeen in Binnengewassern. Cramer,

Lehre. 1968

182 Chorus, I., Bartam J. Toxic Cyanobacteria in Water: a Guide to Public

Health Significance, Monitoring and Management // World Health Organization. E&FN

Spon, Routledge, London, 1999, pp. 416

183 Fisher, R. A., Corbet, A. S. & Williams, C. B. The relation between the

number of species and the number of individuals in a random sample of an animal

population. Journal of Animal Ecology, 12. 1943, pp. 42-58.

171

184 Hustedt, F. Systematische und okologische Untersuchungen über die

Diatomeenflora von Java, Bali und Sumatra // Arch. Hydrobiol. – Leipzig, 1937-1939. –

Suppl. 15, pl. 9-12. – P .131-170; pl. 13-20. – P. 187-295; pl. 21-28. – P. 393-506; pl. 36-

43. – P. 638-790; suppl. 16. – P. 1-150; 274-394.

185 Hosmani, S. P. Fresh Water Algae as Indicators of Water Quality –

Universal Journal of Environmental Research and Technology, 2013. Volume 3, Issue 4:

pp. 473-482.

186 Kolkwitz, R., Marsson M. Grundsatze fur die biologishe Beurtheilung des

Wassers hach seinerFlora und Fauna // Mitteil. aus der konigl. Prufungang fur

Wasserbesorg. und Abwasserbes. 1902. H. 1. P. 33.

187 Kolbe, R.W. Grundlinien einer allgemainen Okologie der Diatomeen //

Ergebt. D. Biol. 1932. Bd. 8.P. 221-348.

188 Kolbe, R.W. Zur Okologie, Morphologie und Systematic der Brackwasser-

Diatomeen // Pflanzenfoschung. 1927. Bd. 7. P. 1-146.

189 Komarek, J., Jankowska V. Review of the green algal genus Pediastrum:

implication for pollen-analytical research. Berlin; Stuttgart: Cramer, 200. 127 pp.

190 Krammer, K. Bacillariophyceae. 2/1. Naviculaceae. / Krammer K, Lange-

Bertalot H. Süβwasserflora von Mitteleuropa. Stuttgart, New York: G. Fischer Verlag,

1986. 876 p.

191 Krammer, K. Bacillariophyceae. 2/2. Bacillariaceae, Epithemiaceae,

Surirellaceae / Krammer K, Lange-Bertalot H. Süβwasserflora von Mitteleuropa.

Süβwasserflora von Mitteleuropa. – Stuttgart, New York: G. Fischer Verlag, 1988. 536 p.

192 Krammer, K. Bacillariophyceae. 2/3. Centrales, Fragilariaceae, Eunotiaceae /

Krammer K, Lange-Bertalot H. Süβwasserflora von Mitteleuropa. Süβwasserflora von

Mitteleuropa. Stuttgart, Jena: G. Fischer Verlag, 1991a. 576 p.

193 Krammer, K., Bacillariophyceae. 2/4. Achnanthaceae, Kritische,

Ergänzungen zu Navicula (Lineolatae) und Gomphonema, Gesamtliteraturverzeichnis /

Krammer K, Lange-Bertalot H. Süβwasserflora von Mitteleuropa. – Süβwasserflora von

Mitteleuropa. – Stuttgart, Jena: G. Fischer Verlag, 1991b. 437 p.

172

194 Kshirsagar, A.D. Use of Algae as a Bioindicator to Determine Water Quality

of River Mula from Pune City,Maharashtra (India) – Universal Journal of Environmental

Research and Technology, 2013. Volume 3: Issue 1. P. 79-85.

195 MacArtur, R.H. On the relative abundance of bird species // Proc. Natl.

Acad. Sci. USA. 1957. V. 45. P. 293-295.

196 Magurran, A. E. Ecological Diversity and its Measurement. London,

Chapman and Hall. 1988. 192 p.

197 Motomura, I. Statistical treatment of association // Japan J. Zool. 1932. V.

44. P. 379–383.

198 Pantle, F. Die biologische Űberwachung der Gewasser und die Darstellung

der Ergebnisse / F. Pantle, H. Buck // Gas und Wasserfach/ Bd 96. № 18, 1955. 604 p.

199 Preston, F.W. The commonness and rarity of species // Ecology. 1948. Vol.

29, № 3. P. 254-283.

200 Ross, R.P. Observations on family and generic limits in the Centrales / R.P.

Ross, P.A. Sims // Nova Hedwigia, 1973. Bech. 45. P. 97-121.

201 Schütt, F. Bacillariales (Diatomea) / F. Schütt, A. Engler, К. Prantl // Die

natürlichen Pflanzenfamilien. Leipzig, 1896. Bd. 1. Abt. 1 b. P. 31-150.

202 Sládeček, V. Diatoms as indicators of organic pollution // Acta Hydrochim.

Hydrobiol. 1986. Vol. 14, N 5.

203 Sládeček, V. System of water quality from the biological point of view //

Archiv Hydrobiol. Ergebnisse der Limnologie. 1973. Ht. 7. P.1–218.

204 Watanabe, T., Asai K, Houki A. Saprophilous and Eurysaprobic diatom

Taxa to organic water pollution and diatom assemblage index (DAIpo) / T. Watanabe, K.

Asai, A. Houki // Diatom. 1986. V. 2 December. P. 23-73.

205 Watanabe, T. Numeral water quality monitoring of organic pollution using

diatom assemblages / T. Watanabe, K. Asai, A. Houki // Proceed. IX Intern. Diatom

Symp. Bristol, 1988. P. 123–141.