Особенности оценки природно-техногенного воздействия на гидробиосферные экосистемы

В данном исследовании предлагается оценивать негативные последствия природно-техногенного воздействия на гидробиосферные экосистемы путем определения на микроэлементном уровне парного коррелирования. Актуальность этой проблемы обусловлена еще и тем, что в последние годы прослеживается тенденция вторичного загрязнения природных вод вследствие десорбции загрязнителей различной природы и химической структуры в соответствующих донных отложениях.

Природные экосистемы за период длительной эволюции достигли динамически-равновесного состояния, которое поддерживалось, как внутренними процессами, так и факторами, влияющими на эти процессы извне. Такое положение нарушается техногенной деятельностью человека и в руслах рек (строительство плотин, забор воды, сброс сточных вод), и на водосборных территориях (добыча полезных ископаемых, сведение лесов, уничтожение плодородных почв).

Мощным антропогенным фактором, кардинально преобразующим ландшафты, земельные и водные ресурсы в результате ускоряющегося роста плотности населения, является урбанизация. Почти все крупные города являются развитыми промышленными центрами, расположенными, как правило, вблизи речных артерий, и они представляют сложные городские техноэкосистемы, взаимосвязанные с гидробиосферными экосистемами.

На экологическое состояние гидросферных субсистем, имеющих определяющее значение для функционирования сложных городских техноэкосистем, наибольшее влияние оказывают энерго-, материало-, и водоемкие производственные процессы предприятий, особенно горнодобывающих, а также сбросы недоочищенных сточных вод. В силу высокой мобильности водных систем, их связующей роли между сферами природной среды, а также их значимости для жизнедеятельности человека, исследование особенностей оценки природно-техногенного воздействия на гидробиосферные экосистемы является весьма актуальной научной проблемой.

Объектом исследований являются гидробиосферные экосистемы, как составляющие сложных городских техноэкосистем, расположенных в бассейнах крупных рек; и проявления процессов их деградационных изменений.

Цель работы: обоснование особенностей оценки природно-техногенного воздействия на гидробиосферные экосистемы с учетом экологических, социальных и экономических последствий при переходе техноэкосистем к экосбалансированному функционированию.

Основные методы исследований: графически-аналитические методы и разновидности химических анализов проб воды и ее компонентов; декомпозиционный, классификационный и корреляционный анализ эколого-мониторинговых данных по значимым природно-техногенным факторам, влияющим на гидробиосферные экосистемы в пределах техноэкосистем.

Особенности экологического мониторинга взаимодействия гидросферных и геологических процессов в пределах техноэкосистем. Одним из основных факторов, определяющих экологическую обстановку любого региона, являются разломы земной коры. Кроме того, населенные пункты и крупные промышленные производства тяготеют к рекам, сеть которых полностью определяется системами разломов, следы крупнейших из которых на поверхности Земли имеют ширину от нескольких километров до нескольких десятков километров. Вдоль последних также располагаются месторождения рудных полезных ископаемых на кристаллических щитах (массивах) и локальные структуры в осадочном чехле нефтегазоносных районов, являющихся ловушками для углеводородов, что определяет развитие, соответственно, горно- и нефтегазодобывающей промышленностей. В условиях техногенных преобразований нарушается динамическое равновесие в круговороте вещества и энергии, что снижает восстановительные свойства поверхностных и подземных вод, почв и биосистем. Например, в связи с углублением добычи железных руд возрастает объем откачиваемых дренажных вод, наращиваются площади и глубины осушения горнорудного массива. За счет его интенсивного дренирования на территории Криворожского железорудного бассейна сформировалась депрессивная воронка, глубиной более 1200 м, длиной до 80 км и шириной 4-6 км[1]. Наибольшие снижения уровней подземных вод наблюдаются вблизи осушаемых горных выработок. Вдоль образовавшейся депрессивной воронки, на узкой полосе поверхности сконцентрированы жилые массивы, предприятия, отвалы вскрышных пород, хвостохранилища с дамбами высотой около 100 м над уровнем земли и водохранилища, которые снабжают водой Кривбасс (400 млн м³/год) [2]. Тем самым искусственно создано зону неуравновешенного напряжения земной коры и нарушенного состояния подземной гидросферы, связанной, в одних случаях, – с депрессионными проявлениями, в других, – с подтоплением. Такие обстоятельства могут спровоцировать наведенные сейсмологические явления и вызвать другие катастрофические последствия.

В химическом составе подземных вод, приуроченных к четвертичным и, ниже залегающим, дочетвертичным образованиям равнинной территории бассейна крупнейшей реки Днепр, наблюдается четкая гидрохимическая зональность, заключающаяся в изменении химического состава вод, увеличении их жесткости и минерализации с продвижением с северо-запада на юго-восток.

Установленные закономерности пространственного распределения химического состава подземных вод зоны активного водообмена позволили выявить качественную взаимосвязь с химическим составом атмосферных и речных вод, что является одним из важных принципов экологического мониторинга поверхностных и подземных вод.

Влияние климатических факторов на формирование химического состава атмосферных осадков в пределах всей равнинной территории Днепровского бассейна и на формирование химического состава речных вод, вод в четвертичных и дочетвертичных отложениях определило тесную качественную связь химического состава вод в системе их кругооборота: атмосферные осадки - поверхностные воды - подземные воды - сток.

К проблемам изменения химического состава природных речных вод относится зарегулированность стока реки Днепр в результате поэтапного создания каскада из шести водохранилищ, что привело к значительным изменениям основных гидродинамических и гидравлических связей с первым водоносным горизонтом, а уровневый режим реки Днепра приобрел озерные характеристики [1]. В процессе исследований было определено, что одним из наиболее значительных аспектов изменения гидрогеологической среды при создании искусственных водоемов является поднятие уровня подземных вод, приводящее к уменьшению притока грунтовых вод в речную систему в 2,2-3,7 раза. В результате это провоцирует возникновение и развитие опасных экзогенных геологических процессов: подтопление, вторичное засоление и осолонцевание, заболачивание, усиление оползневых процессов, карста и береговой эрозии, значительной аккумуляции в водохранилищах донных осадков.

Ширина зоны влияния водохранилищ на подтопление земель составляет: Киевского - до 5,5 км, Каневского - до 3 км, Кременчугского - до 12 км, Днепродзержинского - до 8 км, Каховского - до 25 км. В границах этих зон площади подтопленных земель ежегодно колеблются и зависят, во-первых, от количества атмосферных осадков и режима изменения глубины залегания грунтовых вод. Орошение - второй мощный фактор подтопления земель. На орошаемых землях поступление воды на поверхность почвы примерно в два раза превышает природное, в связи с чем в 5-10 раз возрастает инфильтрационное питание грунтовых вод и отмечается повышение их уровня со средней скоростью от 0,1 м до 2,0 м в год. При этом формируется положительно-декомпенсированный тип режима грунтовых вод, который постепенно приводит к подтоплению и сопутствующим ему процессам (в частности, вторичному засолению почв и их защелачиванию). Основными причинами этого являются: неконтролируемые поливы; необоснованные (завышенные, по устаревшим технологиям) оросительные и поливные нормы; утечки из оросительных каналов; недостаточный дренаж. Заиление малых речек в бассейне реки Днепр и утрата их природной дренирующей способности - третий из самых сильных факторов подтопления.

По имеющимся оценкам, из-за этого фактора подтопляется до 700 сел и 60-200 тыс. га сельхозугодий, расположенных в поймах рек [3]. Площади подтопления, по сравнению с 2011 годом увеличились более, чем на 1,1 тыс. км² за счет техногенных факторов. По новым данным, площади подтопления превышают 4,8 тыс. км², на которых подтоплено свыше 900 населенных пунктов [4]. Поднятие уровня грунтовых вод вызывает заиление малых рек и засоление плодородных почв в лесостепной и, особенно, степной зоне, где капиллярное поднятие воды с глубин до 3 м сочетается с высоким ее испарением.

Изучение и прогноз нестационарного подпора грунтовых вод, возникающего при обустройстве водохранилищ, прудов и каналов, также относится к важнейшим мониторинговым задачам динамики подземных вод.

Проведенные исследования имеют и более общее значение в качестве характерного примера нестационарной геофильтрации в различных условиях. Также они могут служить основанием для определения техногенного воздействия на экосистемы. В целях достижения экосбалансированного природопользования особое внимание должно уделяться выявлению комбинаций экзогенных и эндогенных геоморфологических процессов, присущих территориальному рельефу конкретной техноэкосистемы. Безопасные каждый из процессов по отдельности, в совокупности их деятельность может привести и приводит к деградационным последствиям в рельефообразовании и экологическим катастрофам.

По результатам картирования процессов подтопления, наибольшие их площади зафиксированы на территории Днепропетровской области: площадь подтопления по области (с глубиной уровня подземных вод до 3 м) составляет свыше 7,2 тыс. км², или почти 23% от общей территории области. Наибольшие площади подтопления отмечены в пределах районов: Никопольского - 535 км², Петриковского - 453 км², Днепропетровского - 413 км², Царичанского - 378 км², Магдалиновского - 280 км², Новомосковского - 188 км² [3].

На базе исследования гидросферных особенностей городских техноэкосистем, расположенных в бассейне реки Днепр, определено, что поступление воды в водохранилища значительно уменьшается за счет снижения градиента потока подземных вод в прилегающих районах, что, в свою очередь, вызывает уменьшение расхода реки. Обосновано впервые применение такого показателя, как величина подпора грунтовых вод, для определения границ природно-техногенного воздействия в динамике на территориях, прилегающих к водохранилищам Днепровского каскада.

Исследование особенностей природно-техногенного воздействия на биохимические характеристики поверхностных и подземных вод. Значительную опасность, особенно для подземных вод, создают токсичные промышленные отходы. Для водотоков бассейна реки Днепр наиболее распространенными загрязнениями, являются нитриты, азот аммонийный, биогенные и органические вещества, тяжелые металлы, нефтепродукты и фенолы, концентрация которых свидетельствует о значительном превышении ПДК, утвержденных нормативов для промышленно-хозяйственных комплексов, водоемов для рыборазведения, а также для культурно-бытового использования в рамках городских техноэкосистем. По уровню химического и бактериального загрязнения вода многих речек бассейна реки Днепр классифицируется как «загрязненная» и «грязная».

Основными причинами химического загрязнения воды в бассейне реки Днепр являются:

·        сброс неочищенных стоков промышленными предприятиями, объем которых достигает 272, 9 млн м³/год;

·        поверхностный сток (дождевые и талые воды) с промышленных и жилых территорий, что составляет более 3,2 млн м³/год;

·        разгрузка в речки загрязненных подземных вод (в т. ч., в результате чрезмерного внесения удобрений, которые впоследствии попадают в подземные воды вместе с инфильтрацией атмосферных осадков).

Состояние малых рек в бассейне реки Днепр на сегодня является недопустимым, и даже катастрофическим: более 20 тыс. из них уже исчезло или пересохло, что, в свою очередь, приводит к деградации больших рек, поэтому решение задачи по их оздоровлению и восстановлению является одной из самых острых экологических проблем.

Существует опасность изменения природного химического типа воды в ближайшее время на территории всего Днепровского бассейна, особенно в его южной части, что может негативно сказаться на установившихся экологических взаимосвязях в природных гидробиосферных экосистемах. В пределах равнинной части бассейна реки Днепр величина антропогенной составляющей ионного стока растворенных минеральных веществ превышает 5,9 млн т (в т. ч., в степной зоне - 85% от этого количества, в лесостепной - 14%). На долю степной зоны приходится 89% от массы загрязнений равнинной части территории сульфатами, 81% - хлоридами, 87% - натрием и калием, 69% - магнием [5]. Наименее загрязненные воды бассейна реки Десны (2,0 т/км²), наиболее загрязненные - реки Обиточная (93,8 т / км²). В реках Приазовья антропогенная составляющая ионного стока достигает максимальных значений: в бассейне реки Молочная - 60-80 т/км², в бассейнах рек Кальмиуса и Обиточная - более 80 т/км². В бассейнах Северского Донца показатели антропогенного ионного стока изменяются от 20 до 40 т/км², Самары, Ингульца и Ингула - от 10 до 20 т/км². Наибольшие загрязнения соединениями тяжелых металлов фиксируются на таких реках в бассейне Днепра, как Ингулец, Самара, Рось, Горынь, Тетерев, Гнилопять и Псел. Максимальная концентрация соединений меди колеблется в пределах 34-96 ПДК, цинка и марганца - 10-91 ПДК.

Несмотря на уже многолетнюю историю создания водохранилищ, водный режим, баланс и влияние их на окружающую среду изучены все еще недостаточно. В этой связи нами были проведены мониторинговые исследования гидросферы Днепровского водохранилища, в котором аккумулируются промышленные и коммунально-бытовые стоки такой сложной техноэкосистемы, как город Днепр с прилегающими сельскохозяйственными территориями. Отбор проб и химический анализ воды производился дважды в месяц в течение года с 12.03.2013 г. по 12.03.2014 г. в районах: острова вблизи середины Кайдакского моста, Монастырского острова (рис. 1), Южного моста и устья реки Самара.

 

Рисунок 1 Пункт отбора проб воды в районе Монастырского острова

 

Накопленный в процессе мониторинга материал исследовался графически на предмет динамики порядка 20 гидрохимических и органолептических показателей, а также определения и синергетического анализа коэффициентов парной корреляции на микроэлементном уровне. В качестве примера результатов этих исследований приведен один из графиков (рис. 2) и коэффициенты парной корреляции (табл.1).

 

 

Рисунок 2 Изменение сухого остатка воды в реке Днепр,

1, 2, 3 – пункты отбора проб, соответственно, в районах:

Кайдакского моста, Монастырского острова и Южного моста

 

Таблица 1 Коэффициенты парной корреляции по гидробиогеохимическому показателю

(1, 2, 3, 4 – пункты отбора проб воды, соответственно, в районах: Кайдакского моста, Монастырского острова, Южного моста и устья речки Самара)

 

Пары показателей	Пункт отбора проб	Уравнения	Коэффициент корреляции
Мутность – гидробиогеохимический показатель	1	y = 0,6442х + 0,263	0,63
	2	у = 2,091х + 4,2902	0,74
	3	у = 1,2951х + 0,6929	0,15
	4	у = 0,7548х + 0,7031	0,45
Сухой остаток – гидробиогеохимический показатель	1	у = -16,709х + 333,16	-0,63
	2	у = -21,498х + з52,15	-0,70
	3	у = -25,199х + 362,12	-0,73
	4	у = 75,3126х + 1664,3	0,32
Бикарбонаты – гидробиогеохимический показатель	1	у = -14,928х + 260,41	-0,78
	2	у = -21,098х + 284,36	-0,88
	3	у = -23,327х + 288,45	-0,92
	4	у = -59,533х + 465,43	-0,93
Бихроматная окисляемость – гидробиогеохимический показатель	1	у = 7,4374х + 2,7184	0,94
	2	у = 5,8507х + 11,194	0,84
	3	у = 4,529х + 15,096	0,74
	4	у = 4,609х + 22,257	0,60

 

В процессе биохимических исследований и корреляционного анализа показателей мониторинга установлено, что фосфорные удобрения, как и азотные, попадают в поверхностные воды в значительном количестве вследствие их хорошей растворимости и сверх положенного внесения под разные сельскохозяйственные культуры, особенно в вегетационный период – с июня по сентябрь.

Ввиду того, что наиболее информативными являются показатели перманганатной окисляемости (отражают биологическую часть этого процесса) и общей щелочности (отражают неорганическую часть общего процесса) для наиболее полного учета общности взаимодействия органических и неорганических компонентов водной среды нами предлагается показатель отношения перманганатной окисляемости к общей щелочности.

Отметим также и то, что совместное действие показателей перманганатной окисляемости и общей щелочности, характеризующее состояние природных вод, определило уменьшение сухого остатка в летний период в воде, за счет выпадения карбонатов в осадок и утилизации их водными организмами. Данное отношение перманганатной окисляемости к общей щелочности предложено назвать гидробиогеохимическим коэффициентом [6].

 

Новые подходы к учету органической составляющей загрязнения гидросферы на примере бассейна реки Днепр и водоемов Сибири. Были проведены авторами углубленные исследования процессов взаимодействия как техногенных, так и биогенных элементов в тканях водных животных. Значительное содержание в мышцах различных рыб приходится на следующие элементы (в мг/кг сухого веса): K – 8730-1590; Ca – 740-13100; S – 6182-1100; P – 2500-9977; Na – 2600-6184; Cl – 2074-3492 и Mg – 820-2750.

Ионы Са⁺² у животных участвуют в проведении нервного импульса, поэтому постоянство их концентрации в организме имеет существенное значение для нормального функционирования нервной системы. У позвоночных животных Са⁺² и фосфат HPO₄^-2 в виде кальциевых солей фосфорной кислоты служат главными компонентами костной ткани. Фосфор, как и кальций, необходим для нормального роста и развития рыб. Отметим тот факт, что хлоридные ионы обладают высокой миграционной способностью, то есть способностью к перемещению, определяемой физико-химическими константами данного иона и условиями среды, в которой происходит миграция [7]. Они не образуют трудно растворимых минералов, не адсорбируются коллоидными системами (за исключением красноземных почв влажных тропиков), не накапливаются биогенным путем. Поэтому, обладая высокой способностью к миграции и значительным количеством содержания в мышцах рыб, ион хлора при их массовой гибели будет высвобождаться и выделяться в атмосферу, создавая характерный хлорный запах. Этот запах и ощутили жители в районе массовой гибели рыбы возле реки Самара 13.09.2013 г. (рис. 3).

 

Рисунок 3 Массовая гибель рыбы в реке Самара (приток реки Днепр)

 

 

Основным фактором, вызвавшим гибель рыб, следует считать внесение избыточного количества фосфорных удобрений под сельскохозяйственные культуры. Кроме того, усилился подпор воды в реках Гнилопять и Самара, что вызвало следующие изменения: уменьшение скорости течения рек; как следствие, уменьшение выноса фосфора; повышение прогреваемости речных вод (усиление окисляемости фосфорилированием при катаболических процессах в организме рыб); уменьшение содержания кислорода в воде (при более быстром течении содержание кислорода в реках увеличивается). Аналогичное событие было зафиксировано 24.10.2013г. на реке Гнилопять (приток Днепра в Житомирской области), где также выявили массовую гибель рыбы. Специалистами «Житомиррыбоохраны» было определено количество погибшей рыбы по видам: карпов - 1609 шт., толстолобиков - 1514 шт., карасей - 1688 шт. Согласно «Методике расчета ущерба, причиненного водному хозяйству», общий убыток от массовой гибели рыбы составил 215139,17 грн. [8]. С учетом валютного курса в 2013 г. 12 грн./1 USD, общая сумма убытка от массового замора рыбы в реке Гнилопять составила 17928 USD.

Средний возраст готовности указанных рыб к размножению равен 4,8 года. Ущерб, который был нанесен первоначально при массовой гибели рыбы, составил:

(17928 USD) • (4,8 года) = (86054,4 USD). Общий ущерб в валюте составил:

(86054,4 USD) + (17928 USD) = (103982,4 USD), а в гривнах, с учетом валютного курса 25 грн./1 USD в 2016 г. - 2599560 грн. То есть полученный общий убыток превышает два миллиона гривен.

Прослежен путь, приведший к массовой гибели рыбы в реках Гнилопять и Самара: → влияние стоков химической промышленности в рамках городских техноэкосистем на гидросферу; → избыточное внесение фосфорных удобрений под агрокультуры; → миграция фосфора через природные коллектора в реки; → объемы фосфора в вегетативный период в реках, превышающие ПДК; → выявление в июле и августе уменьшения карбонатной составляющей и увеличения органической составляющей, то есть факторов, которые предотвратили гибель рыбы в указанные месяцы; → выявление в первой декаде сентября увеличения карбонатной составляющей и уменьшения органической составляющей, что делает невозможным извлечение «лишнего» фосфора из организма рыб в процессе пентозофосфатного цикла, так как преобладает его поступление в организм рыб в соответствии с законом действующих масс между водной средой и организмом рыб; → усиление механизма переноса фосфора в организм рыбы в соответствии с законом действующих масс, из-за повышенной (по сравнению с рекой Днепр) минерализации рек Гнилопять и Самара; → подпор воды рек Гнилопять и Самара водохранилищами, способствующий уменьшению выноса фосфора, повышению температуры речных вод и уменьшению содержания кислорода в воде; → возрастание фосфорорганических соединений в рыбах в первой декаде сентября; → кислородное голодание, обусловленное путем интенсивного окисления фосфорилированием, при кажущейся его достаточности в воде;  образование фермента ацетилхолинэстераза, не дающего возможность гидролизовать ацетилхолин – вещество, участвующее в передаче нервного импульса через синапсы, что приводит к остановке сердца у рыб;  попадание в органы рыбы гуанозинтетрафосфата (подавляется синтез рибосомных и тРНК, транскрипция генов, кодирующих структуру рибосомных белков и белковых факторов трансляции, транспорт углеводов, синтез липидов и дыхание);  массовая гибель рыбы осенью в реках Гнилопять и Самара [9].

Основными факторами предотвращения гибели рыб из-за воздействия фосфора являются нормированное внесение удобрений в почву и приведение поверхностных гидросистем к природному состоянию.

С различными стоками (дождевыми, талыми и подземными водами) в Днепр и водохранилища ежегодно попадает более 50 тыс. т азотных соединений, 40 тыс. т фосфорных, 20 тыс. т калийных, около 1 тыс. т железа, 40 т никеля, 2 т цинка, 1 т меди, 0,6 т хлора и 0,5 т хрома. В то же время среднегодовые значения показателей (бихроматная окисляемость, перманганатная окисляемость, бикарбонаты, щелочность общая, сухой остаток, мутность и гидробиогеохимический показатель), определенных в пробах воды в пунктах 1-3, приблизительно одинаковы. Это свидетельствует о действии самоочищения вод Днепровского водохранилища.

Во-первых, самоочищение происходит за счет выноса веществ в Черное море. Сточные воды и загрязнения, поступающие с суши от рекреационных и селитебных хозяйств, портовых комплексов, промышленных предприятий, а также торгово-транспортных морских перевозок и добычи нефти и газа на шельфовой зоне представляют угрозу для подводного мира морских побережий. Например, в районе Одессы в прибрежную акваторию Чёрного моря, сбрасывается огромная масса неочищенных стоков. Объёмы этих загрязнённых сточных вод превышают 250 млн м³ в год, в том числе без очистки – 8%; такие же показатели составляют: для Днепровского лимана – до 50 млн м³ и 40%, Севастополя – около 40 млн м³ и 30%, северного побережья Азовского моря – до 1000 млн м³ и 40% соответственно. Особенно опасны такие загрязнения для акватории Азовского моря, которое является более закрытым и мелководным, чем Чёрное.

Так, это показано на примере выноса фосфора. Нами доказано, что определяющим фактором концентрации фосфора в реках является его миграция с полей, где применяются удобрения, содержащие фосфор в значительных количествах, что подтверждается и большим количеством фосфора, выносимого реками в Черное море. Так, если в 50-х гг. XX ст. Дунай выносил в Черное море около 100 тыс. т азота и 15 тыс. т фосфора за год, то уже через 30 лет эти объемы увеличились: азота – до 250 тыс. т, а фосфора – больше 40 тыс. т ежегодно. В последующие годы, с 80-х до 90-х гг. объемы выноса азота в Черное море возросли более чем в 2,5 раза, а фосфора - в 3-4 раза [10]. Во-вторых, самоочищение связано с осаждением и накоплением вещества в илах: опасные компоненты продолжают участвовать в круговороте вода/ил/вода за счет обменных реакций, адсорбции и десорбции, а также за счет участия флоры и фауны; и, в-третьих, - с непосредственным поглощением вредных веществ из воды водными организмами.

В конечном счете, через животные организмы (особенно рыбу) вредные вещества аккумулируются в человеке. Важность выявленных корреляционных зависимостей при изучении техногенной нагрузки подтверждается и другими исследованиями.

Так, исследователями [11] проводилось изучение химического состава воды в 17 заливах Ангарской, 6 заливах Окинской и 4 заливах Ийской частей Братского водохранилища. Пробы воды отбирали фторопластовым батометром с двух горизонтов: поверхностного - глубина 0,6м и придонного – в метровом слое от дна. Химический анализ для определения макро- и биогенных элементов выполнен по стандартным методикам [12].

Содержание органического углерода рассчитано, исходя из эквивалентного отношение углерода к кислороду через химическое потребление кислорода. Воды заливов Братского водохранилища - гидрокарбонатные кальциевые, маломинерализованные, сохраняют черты гидрохимического состава рек Ангары, Оки и Ии. Наименьшая величина минерализации, характерная для горно-таежных рек Восточной Сибири [13], определена в Ийской части водохранилища.

На изменение концентраций гидрокарбонат-ионов, сульфат-ионов, ионов кальция, магния и калия, как и на величину общей минерализации, в водах заливов существенно влияют притоки водоема. Так, в придонных водах заливов Верхний Баян, Ярма и Подволочный зафиксированы повышенные концентрации НСО₃^- , Mg²⁺, в водах заливов Топорок и Худобка - НСО₃^- и так далее. Средняя величина рН рассмотренных водотоков относится к группе нейтральных вод, изменяясь от слабокислых (до 6,0) до щелочных (до 8,8).

Были рассчитаны коэффициенты парной корреляции между изучаемыми гидрохимическими компонентами. Причем, по величине корреляционных коэффициентов эти компоненты четко разделяются на две группы. Одна группа включает в себя органический углерод и биогенные компоненты, между которыми установлены значимые положительные коэффициенты корреляции. Во второй группе органический углерод и биогенные компоненты имеют устойчиво отрицательную корреляционную связь с макроэлементами. Биогенные компоненты, как показатели интенсивности биохимических процессов, а также процессов разложения древесных остатков, имеют высокие коэффициенты парной корреляции, которые характерны, как для придонного, так и для поверхностного слоя вод, что свидетельствует о протекании процессов разложения органических соединений по всей водной толще.

Выявленные значимые коэффициенты корреляции между биогенными компонентами указывают на следующие закономерности. Прежде всего, это «классическая» положительная зависимость количества биогенных элементов и органического вещества от численности и биомассы фитопланктона. Формы азота коррелируют между собой, поскольку они генетически связаны. Связь между содержанием органического углерода и NH₄⁺ определяется тем, что аммиак поступает в воду в начальной фазе разложения белковых остатков. В целом же корреляционные связи между биогенными компонентами свидетельствуют о процессах деструкции органических веществ, т.е. их биохимическом разложении, как в поверхностном, так и придонном слоях заливов Братского водохранилища.

Значимые коэффициенты корреляции определены также между исследуемыми компонентами и гидрологическими параметрами вод заливов. Выявлено, что органический углерод имеет положительную корреляцию с прозрачностью водоема (т.е. наличием детрита), а NO₃^- с показателем глубины – отрицательную, поскольку процессы нитрификации интенсивнее идут в поверхностном слое. Положительная корреляция в пределах отдельных групп свидетельствует о генетической связи, как главных ионов, так и биогенных компонентов. Для макроэлементов это является отражением физико-химических процессов их поступления за счет растворения водовмещающих пород, а поступление биогенных компонентов связано с жизнедеятельностью гидробионтов и процессами, происходящими в результате разложения древесных остатков. В то же время устойчивая отрицательная связь главных ионов с органическим углеродом и биогенными компонентами отражает биологические процессы, в ходе которых происходит снижение их концентрации. Вероятно, в данном случае имеет место отражение двух независимых друг от друга процессов - физико-химических и биохимических. Лизис «полей» и «пятен» цветения низших водорослей резко ухудшает органолептические свойства и качество воды. Максимальная биомасса обрастаний образуется на глубине 1-2 м от поверхности воды и распространяется до 4-5 м вглубь. Основную массу обрастаний образуют зеленые водоросли. В Братском водохранилище максимальная сырая масса таких обрастаний, рассчитанных на 1м² поверхности дна, составляет 500 г/м². Наряду с макро- и биогенными компонентами в воде Братского водохранилища и озера Байкал рассматривается содержание элементов в планктоне и коэффициенты парных корреляций этих элементов для планктона (таблицы 2-3).

 

Таблица 2 Содержание в планктоне элементов, мг/кг сухого веса

 

Элемент	Братское водохранилище	оз. Байкал
Al	973	369
Fe	965,1	472,9
K	0,262	0,526
Mn	79,1	34,4
Ni	2,8	1,4
Rb	5,6	8,4
S	0,206	0,491
Sr	61,4	7,5
Zn	34,2	30,8
Ca	1,130	0,567
Mg	0,141	0,184
Na, (%)	0,337	0,296
P, (%)	0,370	0,957
Cl	0,131	0,165
Si	33,8	123,9
Br	4,4	1,3
Cu	90530	3934

 

В состав планктона входят фито-, бактерио- и зоопланктон. В пресных водах различают планктон: озерный (лимноплактон) и речной (потамопланктон). Пресноводный планктон состоит в основном из диатомовых, синезеленых (цианобактерий) и некоторых групп зеленых водорослей.

Из элементов, являющихся обязательными составными частями тканей каждого живого организма, следует выделить кремний, который имеет высокие корреляционные связи со всеми исследуемыми компонентами. Это может быть объяснено его высокой биофильностью, так как при пониженной температуре и отсутствии прогрева водной толщи «цветение» водоемов идет за счет развития диатомовых водорослей.

Содержание кремния в воде заливов, как и других биогенных элементов, неоднородно распределено по участкам водохранилища, средние концентрации Si₂ в водах заливов Ангарской, Окинской и Ийской частей водоема составляют соответственно: 1,87 мг/дм³, 3,55 мг/дм³ и 5,15 мг/дм³. В Ангарской части водохранилища отмечено увеличение концентрации кремния в заливах Тарея, Травкина Баля и Сухой Лог (до 5 раз). В придонных водах большинства исследованных заливов содержание Si₂ выше, чем в поверхностных. Поступление органического вещества в воды Братского водохранилища связано как с его переносом речным стоком в растворенной и взвешенной формах [14], так и с планктоном [15].

 

Таблица 3 Коэффициенты парных корреляций элементов для планктона

 

Пары элементов	Братское водохр.	оз. Байкал	Пары элементов	Братское водохр.	оз. Байкал
Al-Ca	0,99	0,97	Zn-Sr	0,52	0,20
Al-Na	0,99	0,93	Zn-Al	0,52	0,78
Al-Si	0,98	0,97	Ca-Mg	0,99	1,00
Al-Sr	0,94	0,29	Ca-P	0,99	1,00
Fe-K	0,99	0,99	Ca- Al	0.99	0,97
Fe-Mg	0,98	0,99	Ca- Na	0,97	0,96
Fe-P	0,97	0,99	Ca-Si	1,00	1,00
Fe-Mn	0,90	0,68	Ca-Sr	0,94	0,25
Fe-Br	0,75	0,94	Mg-Ca	0,99	1,00
Fe-Zn	0,58	0,85	Mg-Fe	0,98	0,99
Fe-Ni	0,14	0,20	Na-Cl	0,98	0,96
K-Fe	0,99	0,99	Na-K	0,98	0,96
K-Na	0,98	0,96	Na-Al	0,99	0,93
Mn-Br	0,63	0,58	Na-Ca	0,97	0,96
Mn-Fe	0,90	0,68	P-S	0,95	0,92
Ni-Fe	0,14	0,20	P-Cl	0,96	0,99
Rb-Br	0,09	0,84	P-Ca	0,99	1,00
Rb-Zn	0,19	0,84	P-Fe	0,97	0,99
Rb-Sr	0,57	0,26	Cl-Na	0,98	0,96
S-P	0,95	0,92	Cl-S	1,00	0,87
S-Cl	1,00	0,87	Cl-P	0,96	0,99
Sr-Br	0,68	0,25	Si-Al	0,98	0,97
Sr-Zn	0,52	0,20	Si-Ca	1,00	1,00
Sr-Rb	0,57	0,26	Br-Mn	0,63	0,58
Sr-Al	0,94	0,29	Br-Fe	0,75	0,94
Sr-Ca	0,94	0,25	Br-Zn	0,67	0,88
Zn-Br	0,67	0,88	Br-Rb	0,09	0,84
Zn-Rb	0,19	0,84	Br-Sr	0,68	0,25

 

Фитопланктон является начальным звеном большинства пищевых цепей в водоеме: он является пищей для мелких планктонных животных, которыми питаются более крупные. По количеству содержания в планктоне элементов нами выделено семь групп, которые отличаются на порядок друг от друга. Эти группы представлены в таблице 4.

Особенностью данной систематизации является то, что элементы с одинаковым содержанием их в планктоне не имеют между собой сколько-нибудь значимых коэффициентов корреляции. Исключением является лишь 4-я группа, где между Rb-Br коэффициент парной корреляции для озера Байкал достигает 0,84. Для Братского водохранилища коэффициент парной корреляции между данными элементами равен 0,09. Необходимо также отметить, что содержание рубидия в планктоне в среднем в 2,5 раза превышает содержание брома. То есть рубидий можно было бы выделить в отдельную подгруппу.

Таблица 4 Систематизация элементов в планктоне на предмет корреляции

 

Группа	Элементы	Единица измерения	Содержание
1	P	%	0,370-0,957
	Na	%	0,296-0,337
2	Cu	мг/кг сухого веса	3934-90530
	Fe	мг/кг сухого веса	472,9-965,1
3	Si	мг/кг сухого веса	33,8-123,9
	Sr	мг/кг сухого веса	7,5-61,4
	Zn	мг/кг сухого веса	30,8-34,2
4	Rb	мг/кг сухого веса	5,6-8,4
	Br	мг/кг сухого веса	1,3-4,4
	Ni	мг/кг сухого веса	1, 4-2,8
5	Ca	мг/кг сухого веса	0,567-1,130
	K	мг/кг сухого веса	0,262-0,526
	S	мг/кг сухого веса	0,206-0,491
6	Mg	мг/кг сухого веса	0,141-0,184
	Cl	мг/кг сухого веса	0,131-0,165
7	Al	мг/кг сухого веса	0,000369-0,000973
	Mn	мг/кг сухого веса	0,0000344-0,0000791

 

Выводы 

В результате комплексного воздействия природно-техногенных факторов ухудшается качество воды, в связи с чем она становится малопригодной, или вообще непригодной, даже только для одного вида водопользования.

В связи с этим особенно актуальными являются методологические исследования по мониторингу и оценке природно-техногенного воздействия на поверхностную и подземную гидросферу в пределах городских техноэкосистем, расположенных в бассейнах основных притоков реки Днепр.

Впервые проведены корреляционные исследования взаимосвязи между техногенными, биогенными и гидрологическими характеристиками водоемов в пределах городских техноекосистем на основе анализа мониторинговых данных и выполнены экономические расчеты по оценке последствий при переходе техноекосистем к экосбалансированному водоснабжению.

Выявленные значимые коэффициенты корреляции между биогенными компонентами позволили определить ряд основных закономерностей. По одной из них, в соответствии с проведенным анализом парных коэффициентов корреляции между микроэлементами, содержащимися в планктоне, нами была также составлена классификация опасности этих микроэлементов по переносу их в пищевой цепи «Планктон/Рыба/Человек» (табл. 5).

 

Таблица 5 Классификация уровней опасности микроэлементов, исследуемых в планктоне при их переносе в пищевой цепочке «Планктон/Рыба/Человек»

 

Элементы (атомный номер)	Значения парных коэффициентов корреляции	Характер переноса элементов планктоном	Опасность
Na (11); Mg (12); Al (13); Si (14); P (15); S (16); Cl (17); K (19); Ca (20)	Близки к 1	Переносятся в комплексе органических соединений планктона	Нетоксичные
Mn (25); Fe (26)	В среднем 0,70	Переносятся преимущественно в комплексе органических соединений планктона, частично в виде сорбционных элементов	Малая
Zn (30); Br (35); Rb (37); Sr (38)	В среднем 0,54	Почти в равных количествах переносятся в комплексе органических соединений и в виде сорбционных элементов	Умеренная
Ni (28); Cu (29)	Корреляционная связь отсутствует	Переносятся в виде сорбционных элементов	Высокая

 

 

Анализируя данные таблицы 5, отметим, что коэффициенты парной корреляции характеризуют перенос элементов в планктоне, то есть, увеличение переноса микроэлементов в сорбционном состоянии в пищевой цепочке «Планктон/Рыба/Человек» совпадает с уменьшением значений коэффициентов парной корреляции. В этом направлении также возрастает их опасность для живых организмов. Следовательно, наиболее опасными по биологическому воздействию являются микроэлементы, попавшие в организм сорбционным путем. Кроме того следует отметить, что выделенные микроэлементы в планктоне по значениям коэффициентов парной корреляции соответствуют определенному положению их в Периодической системе. Это свидетельствует о глубокой природе взаимодействия микроэлементов в выделенных нами группах.

И. Н. Подрезенко,
Институт проблем природопользования и экологии Национальной
Академии наук Украины, Днепр, Украина, ippenanu@ukr.net

  С. В. Крючкова,
Институт проблем природопользования и экологии Национальной
Академии наук Украины, Днепр, Украина, svetlanakriuchkova69@gmail.com

Материалы  X Международной конференции «Реки Сибири и Дальнего Востока»

Литература

1 Шапарь А. Г. Обеспеченность природными ресурсами и ландшафтные преобразования при их эксплуатации // Страны и регионы на пути к сбалансированному развитию: сборник научных трудов. Киев, 2003. С. 82-84.

2 Махно Д. П., Подрезенко И. Н., Крючкова С. В., Кириченко В. А. К вопросу оценки природно-техногенного влияния на гидросферу в горнодобывающих регионах // Проблемы освоения недр в XXI веке глазами молодых: материалы XIII Международной научной школы молодых ученых. Москва, 2016. С. 95–98.

3 Національна доповідь про стан навколишнього природного середовища в Україні у 2011 році // Міністерство екології та природних ресурсів України. Київ, 2012. 258 с.

4 Статистичний щорічник України за 2016 рік. Київ, 2017. 611 с.

5 Тимченко В. М. Экологическая гидрология водоемов Украины.  Киев, 2006.  382 с.

6 Подрезенко И. Н., Крючкова С. В., Остапенко Н. С. Обоснование подходов к определению антропогенного влияния на гидрохимическую составляющую водных экосистем // Проблемы природопользования, устойчивого развития и техногенной безопасности регионов: материалы VII Международной научно-практической конференции. Днепропетровск, 2013. С. 218-221.

7 Никаноров А. М. Гидрохимия. Ленинград, 1989. 351с.

8 Электронный ресурс. – Режим доступа: nbnews.com.ua/ru/news/103481/.

9 Тяпкин О., Подрезенко И., Остапенко Н., Крючкова С., Кириченко В. Оценка негативных последствий использования химических удобрений для гидросферы // Наука, техника и инновационные технологии в эпоху могущества и счастья: Материалы Международной научной конференции. Ашхабад, Туркменистан, 2015. С. 340-341.

10 Сарикая Хасан С. Состояние загрязнения Черного моря. Результаты исследований BSEP // Инф. бюл. Эколог. Прогр. по Черному морю (BSEP) при Глобальном фонде по окруж. среде «Спасение Черного моря». Вып. №4 (IX-1996)/ №5 (II-1998). С.3-5.

11 Алиева В. И., Пастухов М. В. Факторы формирования гидрохимического состава вод заливов Братского водохранилища // Современные проблемы геохимии: Материалы Всероссийского совещания, посвященного 95-летию со дня рождения академ. Л.В.Таусона. Иркутск, 2012. В 3-х томах. Т.1. С.105-108.

12 Руководство по химическому анализу поверхностных вод суши / Под ред. А.Д. Семенова. Л., 1977. 540 с.

13 Бочкарев П.Ф. Гидрохимия рек восточной Сибири. Иркутск, 1959. 156 с.

14 Карнаухова Г.А. Гидрохимия Ангары и водохранилищ Ангарского каскада / Водные ресурсы. 2008. Т.35. №1. С. 72-80.

15 Кожова О.Н. Растительная продукция Братского водохранилища // В кн.: Биологические продукты водоемов Сибири. Москва, 1969. С. 72-79.

 

 

 

 

ESPECIALLITIS OF ESTIMATION OF NATURE-TECHNOGENIC INFLUENCE ON THE HYDROBIOSPHERE ECOSYSTEMS

 

I.N. Podrezenko 1,

1 Institute for Nature Management Problems & Ecology of National Academy

of Science of Ukraine, Dnipro, Ukraine, ippenanu@ukr.net

S.V. Kriuchkova 1,

1 Institute for Nature Management Problems & Ecology of National Academy

of Science of Ukraine, Dnipro, Ukraine, svetlanakriuchkova69@gmail.com

 

Annotation. The pair correlation to microelement levels were investigating for solving estimation of negative effects of natural and technogenic impacts on hydrobiosphere ecosystems. The processes of interaction and technogenic and biogenic elements in the tissues of aquatic animals has been studies also.