WWW.MASH.DOBROTA.BIZ
БЕСПЛАТНАЯ  ИНТЕРНЕТ  БИБЛИОТЕКА - онлайн публикации
 

Pages:   || 2 | 3 |

«Акулова Анастасия Юрьевна СОВРЕМЕННОЕ СОСТОЯНИЕ ГЕТЕРОТРОФНЫХ БАКТЕРИОЦЕНОЗОВ КОСИНСКОГО ТРЕХОЗЕРЬЯ ...»

-- [ Страница 1 ] --

МОСКОВСКИЙ ГОСУДАРСТВЕННЫЙ УНИВЕРСИТЕТ

ИМЕНИ М.В. ЛОМОНОСОВА

Биологический факультет

На правах рукописи

Акулова Анастасия Юрьевна

СОВРЕМЕННОЕ СОСТОЯНИЕ ГЕТЕРОТРОФНЫХ

БАКТЕРИОЦЕНОЗОВ КОСИНСКОГО ТРЕХОЗЕРЬЯ

Специальность: 03.02.08 – экология (биология)

Диссертация на соискание ученой степени

кандидата биологических наук

Научный руководитель – доктор биологических наук, профессор Ильинский Владимир Викторович Москва – 2017 Оглавление Введение

Глава 1 Обзор литературы

1.1 Общая численность гетеротрофного бактериопланктона пресных водоемов умеренных широт: пространственно-временная изменчивость и основные факторы среды, ее определяющие

1.1.1 Временная изменчивость общей численности бактерий

1.1.2 Влияние содержания органических веществ и степени трофности водоема................. 13 1.1.3 Уровень развития фитоцена и его связь с общей численностью гетеротрофных бактерий

1.2 Бактерии с активной электронтранспортной системой

1.3 Эвтрофные бактерии, как одна из основных групп культивируемого гетеротрофного бактериопланктона

1.3.1 Коэффициент Разумова

1.4 Культивируемые углеводородокисляющие микроорганизмы, как обычный компонент гетеротрофных бактериоценозов пресных водоемов умеренных широт



1.4.1 Углеводородокисляющий бактериопланктон: распространение, численность и таксономический состав

1.4.2 Углеводородокисляющая активность бактериопланктона

1.5 Оценка качества воды по гидрохимическим и микробиологическим параметрам............. 36 Заключение

Глава 2 Объекты и методы исследований

2.1 Физико-географическая, гидрохимическая характеристики Косинских озер и оценка антропогенной нагрузки на них

2.1.1 Озеро Святое ……………………………………………………………………………..43 2.1.2 Озеро Белое……………………………………………………………………………….46 2.1.3 Озеро Черное……………………………

2.2 Методы исследований

2.2.1 Отбор проб воды………………………………………………………………………….52 2.2.2 Гидрохимический анализ……………………………………………………………...…52 2.2.3 Определение концентраций пигментов фитопланктона……………………………….54 2.2.4 Определение общей численности бактерий методом люминесцентной микроскопии…………………………………………………………………………………....55 2.2.5 Учет численности бактерий с активной электронтранспортной системой…………..56 2.2.6 Определение численности эвтрофных бактерий…………………………………..…...57 2.2.7 Определение численности углеводородокисляющих бактерий………………………57 2.2.8 Расчет коэффициентов К, Ку, Ку1………………………………………………………..58 2.2.9 Определение потенциальной углеводородокисляющей активности микроорганизмов……………………………………………………………………………….58 2.2.10 Выделение чистых культур углеводородокисляющих бактерий, их описание и таксономический анализ…………………………………………………………………….…60 2.2.11 Определение таксономического положение двух представителей углеводородокисляющих бактерий…………………………………………………………....61 2.2.12 Статистическая обработка результатов…………………………………………….….63 Глава 3 Результаты и обсуждение

3.1 Температура воздуха, воды и ледовый режим Косинских озер

3.2 Гидрохимические показатели Косинских озер в 2011 – 2012 гг.

3.2.1 Озеро Святое……………………………………………………………………………...64 3.2.2 Озеро Белое……………………………………………………………………………….71 3.2.3 Озеро Черное……………………………………………………………………………...76 3.2.4 Результаты расширенного гидрохимического анализа вод Косинских озер….......….81 3.2.5 Сравнение Косинских озер по гидрохимическим показателям…………...…………..83



3.3 Содержание фотосинтетических пигментов в водах Косинских озер в 2010 – 2012 гг...... 85 3.3.1 Озеро Святое……………………………………………………………………………...85 3.3.2 Озеро Белое……………………………………………………………………………….91 3.3.3 Озеро Черное……………………………………………………………………………...95 3.3.4 Сравнительный анализ фотосинтетических показателей Косинских озер………….100

3.4 Анализ микробиологических показателей Косинских озер в 2010 – 2012 гг.

3.4.1 Численность гетеротрофного бактериопланктона по прямому счету…………….....104 3.4.1.1 Озеро Святое…………………………………………………………………..……104 3.4.1.2 Озеро Белое…………………………………………………………………………109 3.4.1.3 Озеро Черное…………………………………………………………………...…..116 3.4.1.4 Сравнение Косинских озер по величинам общей численности бактерий и их сезонной и межгодовой изменчивости………………………………………………...…122 3.4.2 Количество бактерий с активной электронтранспортной системой…………...……125 3.4.2.1 Озеро Святое……………………………………………………………………..…126 3.4.2.2 Озеро Белое…………………………………………………………………………132 3.4.2.3 Озеро Черное…………………………………………………………………….…138 3.4.2.4 Численность бактерий с активной электронтранспортной системой в трех Косинских озерах в 2010 – 2012 гг.………………………………………..……………...143 3.4.3 Эвтрофные бактерии……………………………………………………………………147 3.4.3.1 Озеро Святое………………………………………………………………………..147 3.4.3.2 Озеро Белое………………………………………………………………………....152 3.4.3.3 Озеро Черное……………………………………………………………………….157 3.4.3.4 Сравнение численности эвтрофных бактерий трех Косинских озер …………..162 3.4.4 Углеводородокисляющие бактерии……………………………………………………165 3.4.4.1 Озеро Святое……...……………………………………………………………...…165 3.4.4.2 Озеро Белое………………………………………………………………………....168 3.4.4.3 Озеро Черное……………………………………………………………………….172 3.4.4.4 Сравнительный анализ численности углеводородокисляющих бактерий в трех Косинских озерах………………………………………………………………..…………175

3.5 Потенциальная углеводородокисляющая активность гетеротрофного бактериопланктона и ее сезонная изменчивость

3.5.1 Озеро Святое…………………………………………………………………………….181 3.5.2 Озеро Белое……………………………………………………………………………...185 3.5.3 Озеро Черное………………………………………………………………………….....187 3.5.4 Сравнение значений показателей углеводородокисляющей активности трех Косинских озер………………………………………………………………………………..190

3.6 Статистическая обработка результатов

3.6.1 Расчет коэффициентов корреляции

3.6.2 Регрессионный анализ по методу Distanse Based Linear Moduling

3.7 Таксономический анализ чистых культур углеводородокисляющих бактерий, выделенных из Косинских озер в 2010 – 2012 гг.

3.7.1 Озеро Святое…………………………………………………………………………….198 3.7.2 Озеро Белое……………………………………………………………………………...199 3.7.3 Озеро Черное…………………………………………………………………………….200 3.7.4 Оценка родового разнообразия углеводородокисляющих бактерий, выделенных из вод Косинских озер………………………………………………………………………...….200 3.7.5 Идентификация двух штаммов углеводородокисляющих бактерий из числа наиболее распространенных в Косинских озерах……………………………………………………...202 3.7.5.1 Идентификация и определение таксономической позиции штамма 2012А...…203 3.7.5.2 Идентификация и определение таксономической позиции штамма 2012В……205





3.8 Оценка современного состояния Косинского Трехозерья

Заключение

Выводы

Перечень сокращений и условных обозначений:

Список использованной литературы

ПРИЛОЖЕНИЕ

Введение Актуальность темы исследования Гетеротрофный бактериопланктон является весьма многочисленным, метаболически и таксономически разнообразным компонентом водных экосистем. Он служит связующим звеном между растворимыми органическими соединениями и консументами в пищевых сетях, играет ключевые роли в минерализации органических веществ и круговоротах углерода, кислорода, азота, фосфора, серы, железа и других элементов. Гетеротрофные бактериоценозы характеризуются широким диапазоном адаптационных возможностей и быстрым реагированием на смену экологических условий, которая выражается в колебаниях численности и изменениях структуры водных бактериоценозов (Олейник, 1997). Гетеротрофные бактерии принимают участие в формировании качества поверхностных и подземных вод, так как осуществляют разложение и детоксикацию органических и неорганических загрязняющих веществ совместно с другими микроорганизмами. Кроме того, клетки бактерий служат существенным пищевым объектом для протозойного и метазойного планктона. Таким образом, гетеротрофный бактериопланктон является одной из наиболее активных и информативных структурных единиц экосистемы, и поэтому знания об экологии, функциях и разнообразии гетеротрофных бактерий необходимы для понимания закономерностей структурной организации и функционирования водных экосистем (Копылов, Косолапов, 2008). В настоящее время подавляющее большинство водоемов и водотоков подвержено антропогенному воздействию, в результате которого нарушается естественное равновесие между абиотическими и биологическими компонентами водной среды. Эти факторы, в свою очередь, определяют условия жизнедеятельности всех гидробионтов, которые обеспечивают сбалансированность биологического круговорота и способствуют процессам самоочищения водных экосистем (Прыткова, 2002) .

Косинский озерный комплекс, известный как Косинское Трехозерье, включает три озера – Святое, Белое и Черное, которые расположены в восточном округе г. Москвы, на территории района Косино-Ухтомский. В начале прошлого века, в 1908 г. профессором зоологии и директором зоологического музея Московского Университета Г.А. Кожевниковым на оз. Белом была создана Косинская биологическая (впоследствии – лимнологическая) станция, в период функционирования которой на всех трех озерах активно проводились комплексные химикобиологические исследования. Такой интерес к этим водоемам был связан с тем, что, несмотря на близкое расположение, Косинские озера имели значительные различия по гидрохимическому режиму, трофическому статусу и истории развития. В 1942 г. станция была закрыта, в связи с чем были прекращены регулярные биологические, в том числе и микробиологические, наблюдения на Косинских озерах. В начальный период исследований эти водоемы были мало подвержены антропогенному воздействию, однако в 1986 г. подмосковный район Косино был включен в состав г. Москвы, и в результате антропогенная нагрузка на Косинские озера стала быстро возрастать. В 2007 г. природно-исторический парк «Косинский»

и входящие в него три озера были внесены в список особо охраняемых природных территорий (ООПТ), однако экологическое состояние озер, и, в частности, их гетеротрофного бактериопланктона, до начала наших наблюдений оставалось неизвестным. Для его оценки в период с 2010 по 2012 гг. с помощью современных микробиологических методов на всех трех Косинских озерах были проведены круглогодичные наблюдения .

Цель и задачи работы Основной целью настоящей работы явилось изучение современного состояния гетеротрофного бактериопланктона поверхностного слоя воды трех Косинских озер, а также его сезонной и межгодовой изменчивости .

В соответствии с этой целью в работе были поставлены следующие задачи:

1. Исследовать временные изменения общей численности гетеротрофного бактериопланктона (ОЧБ) по прямому счету;

2. Изучить временные изменения численности бактерий с активной электронтранспортной системой (ЭТС);

3. Исследовать временные изменения численности культивируемых эвтрофных бактерий (ЭвБ) и углеводородокисляющих бактерий (УОБ);

4. Определить временную изменчивость потенциальной углеводородокисляющей активности озерного бактериопланктона;

5. Провести гидрохимический анализ и изучить динамику содержания хлорофилла а;

6. Выделить чистые культуры наиболее распространенных представителей УОБ и провести их таксономическую идентификацию культуральными, физиолого-биохимическими и молекулярно-генетическими методами;

7. Оценить современное состояние трех Косинских озер с учетом исследованных биологических и гидрохимических показателей .

Научная новизна В 2010 – 2012 гг. на трех Косинских озерах впервые после многолетнего перерыва были проведены круглогодичные мониторинговые наблюдения с применением комплекса современных микробиологических, гидробиологических и гидрохимических методов. Наряду с традиционными микробиологическими показателями, впервые для этих озер были определены численность бактерий с активной ЭТС и потенциальная углеводородокисляющая активность бактериопланктона, также впервые были выделены чистые культуры УОБ и проведен молекулярно-генетический анализ двух их наиболее распространенных представителей. В результате получены современные данные о состоянии гетеротрофного бактериопланктона озер, гидрохимическом составе вод и содержании в них хлорофилла а в различные сезоны года .

Это позволило определить трофический статус Косинских озер и оценить качество их вод .

Молекулярно-генетический анализ двух культур УОБ показал, что одна из них принадлежит к виду Rhodococcus erythropolis, хорошо известному по данным литературы своим активным участием в процессах деградации углеводородов в водоемах и почвах, а вторая – к менее известному роду Stenotrophomonas, для отдельных представителей которого способностью к окислению углеводородов также была ранее описана в литературе .

Теоретическая и практическая значимость работы Результаты комплексных круглогодичных биологических наблюдений на трех Косинских озерах, представленные в настоящей работе, являются первыми за последние 80 лет, которые прошли со времени ликвидации Косинской лимнологической станции в 1942 г. Сравнение результатов предыдущих исследований Косинских озер, проведенных в 1930-х гг., с данными, полученными нами в ходе наблюдений в 2010 – 2012 гг., показало, что за прошедший период времени произошло существенное возрастание величин отдельных микробиологических показателей, также имеют место отклонения от наблюдавшейся ранее сезонной динамики развития бактериопланктона, что в целом может свидетельствовать об ухудшении экологического состояния озер. Представленные в настоящей работе данные могут служить основой для дальнейшего гидробиологического мониторинга состояния озер, которые входят в состав ООПТ «Природно-исторический парк «Косинский» .

Личный вклад соискателя Соискатель принимал непосредственное участие на всех этапах работы: поиске и обзоре литературы, постановке цели и задач исследования, полевых наблюдениях, отборе и обработке проб воды, лабораторных микробиологических исследованиях и интерпретации полученных результатов. Диссертант проанализировал, обобщил и представил полученные данные, сформулировал выводы. Текст диссертации написан соискателем по плану, согласованному с научным руководителем .

Основные положения, выносимые на защиту:

1. На современном этапе развития три озера, входящие в ООПТ «Природно-исторический парк «Косинский», по большинству стандартных микробиологических показателей (ОЧБ, численность ЭвБ) были охарактеризованы как загрязненные водоемы третьего класса качества .

Что касается трофического статуса, то на основании величин ОЧБ и концентрации хлорофилла а в воде, озера Белое и Святое были отнесены к эвтрофным водоемам, тогда как статус озера Черного является переходным от мезотрофного к эвтрофному. По сравнению с ранним периодом наблюдений, к настоящему времени степень трофии всех трех Косинских озер в целом возросла, что может быть связано с увеличившейся антропогенной нагрузкой на эти водоемы .

2. Различия между озерами не оказывают существенного влияния на количественные изменения всех микробиологических показателей, за исключением углеводородокисляющей активности. Межгодовая изменчивость наиболее существенно сказывается на значениях ОЧБ и динамике численности бактерий с активной ЭТС и, в меньшей степени, на изменчивости показателя, характеризующего потенциальную углеводородокисляющую активность бактериопланктона .

3. Среднегодовые значения потенциальной углеводородокисляющей активности бактериопланктона в озере Черном в 2011 и 2012 гг. достоверно отличались в меньшую сторону от таковых, отмеченных для озер Белого и Святого, что свидетельствует о тенденции к снижению способности вод озера Черного к естественному очищению от нефтяных углеводородов .

4. Численность бактерий с активной ЭТС, которая для Косинских озер была определена впервые, является важной характеристикой текущего состояния водоемов. Этот показатель позволил оценить количество метаболически активных бактерий в составе гетеротрофных бактериоценозов исследованных озер, которое не связано напрямую с их общей численностью .

5. К числу наиболее распространенных представителей культивируемых УОБ в Косинских озерах относятся бактерии вида Rhodococcus erythropolis, а также бактерии рода Stenotrophomonas .

Апробация работы Основные материалы диссертационной работы были доложены на трех международных конференциях: на ХХ Международной научной конференции студентов, аспирантов и молодых ученых «Ломоносов»: Секция «Биология» (г. Москва, Россия, 15 – 18 апреля 2013 г.); на ХХI

Международной научной конференции студентов, аспирантов и молодых ученых «Ломоносов»:

Секция «Биология» (г. Москва, Россия, 7 – 11 апреля 2014 г.); на ХI Молодежной школеконференции «Актуальные аспекты современной микробиологии» (г. Москва, Россия, 1 – 2 ноября 2016 г.), и на всероссийской XV Школе-конференции молодых ученых «Биология внутренних вод» (пос. Борок, Россия, 19 – 24 октября 2013 г.) .

По материалам диссертации опубликовано 10 печатных работ, из них 4 в изданиях, рекомендованных ВАК РФ .

Структура и объем работы Диссертационная работа включает введение, 3 главы, заключение, выводы, перечень сокращений, список литературы и Приложение. Диссертация изложена на 260 страницах машинописного текста, содержит 47 таблиц (в том числе, 16 в Приложении) и 60 рисунков .

Список литературы включает 166 источников, из которых 66 – на иностранных языках .

Глава 1 Обзор литературы

1.1 Общая численность гетеротрофного бактериопланктона пресных водоемов умеренных широт: пространственно-временная изменчивость и основные факторы среды, ее определяющие В водной среде бактериальные клетки и их агрегаты могут находиться как во взвешенном состоянии, так и в прикрепленном к частицам взвеси виде. Бактериопланктон является весьма многочисленным (большей численности достигает только виропланктон), активным, метаболически и таксономически разнообразным компонентом планктонного сообщества .

Гетеротрофные бактерии обладают высокими темпами размножения, пластичным метаболизмом и осуществляют важнейшие биогеохимические процессы, такие как минерализация органических веществ, круговороты кислорода, водорода, азота, фосфора, металлов и других элементов. По результатам современных исследований, от 40 до 60% органического углерода, создаваемого первичными продуцентами, потребляется гетеротрофными бактериями (Whitman et al., 1998; Ducklow, 1999 и др.), которые, в свою очередь, служат существенным пищевым объектом для протозойного и метазойного планктона .

Таким образом, гетеротрофные бактерии играют важную роль в структурной организации и функционировании морских и пресноводных экосистем (Копылов, Косолапов, 2008) .

Гетеротрофные бактериоценозы, благодаря широкому диапазону адаптационных возможностей, способны быстро реагировать на смену экологических условий. Эта реакция выражается в изменениях структуры сообщества, включая изменения соотношения количества эколого-трофических групп, а также величине размаха кратковременных колебаний численности (Олейник, 1997). В условиях умеренных широт, для которых характерна выраженная сезонная изменчивость абиотических параметров, основные биотические, в том числе, и микробиологические, показатели водоема, подвержены существенным вариациям, которые не всегда возможно отличить от изменений, вызванных антропогенными факторами .

По этой причине систематические наблюдения за изменениями численности и продукции микроорганизмов, интенсивностью микробиальных процессов в водоеме имеют большое значение для составления научно обоснованных прогнозов развития конкретных водных экосистем. Для выявления основных закономерностей функционирования бактериоценозов, в том числе связей между абиотическими и микробиологическими параметрами водной среды, даже годичных наблюдений обычно недостаточно. В этих случаях требуются многолетние наблюдения, которые позволяют выявить естественную вариабельность анализируемых параметров (Романенко, 1985) .

Общая численность бактериопланктона представляет собой суммарную (ОЧБ) численность метаболически активных и интактных бактериальных клеток, а также отмерших бактерий с разрушенной клеточной оболочкой. Существует несколько методов определения ОЧБ, результаты которых между собой могут довольно существенно различаться. В работах, выполненных в период 1932 – 1985 гг., а иногда – и позднее, ОЧБ учитывали по методу Разумова (1932), представляющему собой прямой подсчет окрашенных бактериальных клеток под световым микроскопом. К недостаткам этого метода стоит отнести использование неспецифического красителя – эритрозина, который, наряду с бактериальными клетками, окрашивал в бледно-розовый цвет частицы органической и минеральной взвеси, что затрудняло их разделение. Кроме того, использование обычного светового микроскопа приводило к недоучету мелких форм бактерий. Эти недостатки привели к широкому распространению более совершенного метода эпифлуоресцентной микроскопии, который в настоящее время применяется большинством специалистов для учета ОЧБ. Для окрашивания бактериальных клеток используют различные красители-флуорохромы. Акридиновый оранжевый (АО) связывается с компонентами ДНК и РНК клеток, что обеспечивает их четкий контраст и делает возможным учет бактерий даже на частицах взвеси. Однако, при использовании этого красителя могут возникать некоторые сложности, такие, как автофлуоресценция или окрашивание АО мелких частиц взвеси и детрита. В этих случаях чаще используют флуорохром 4',6-диамидино-2-фенилиндол (ДАФИ) (Porter, Feig, 1980; Hoff, 1988; Hoff, 1993 и др.) .

Пространственное распределение ОЧБ в водоемах может заметно варьировать – численность бактериопланктона в прибрежных акваториях озер зачастую превышает таковую в открытых водах. Так, микробиологические исследования поверхностного горизонта оз .

Валдайского и оз. Ужин показали, что значения ОЧБ в их открытых частях находились в пределах 1 млн. кл./мл, а в прибрежных участках у г. Валдая – возрастали до 2,1 млн. кл./мл (Марголина, 1989) .

1.1.1 Временная изменчивость общей численности бактерий В пресных водоемах умеренных широт на величину ОЧБ в течение года исключительное воздействие оказывают сезонные изменения. Уже в середине марта, задолго до бурного поступления талых вод, подо льдом наблюдается увеличение значений ОЧБ. Весенний, обычно наиболее высокий, максимум развития бактерий в водоемах умеренных широт обычно наблюдается в середине мая, а затем содержание бактериопланктона в воде снижается, и в конце июня отмечается минимальная летняя величина ОЧБ. В дальнейшем общее количество бактерий вновь постепенно возрастает и достигает второго максимума в середине октября .

Первый максимум обусловлен в основном абиотическими факторами, в частности, снеготаянием и привносом бактерий с талой водой, а второй максимум связан с поступлением легкодоступного ОВ в результате отмирания фито- и зоопланктона, а также с более частым ветровым перемешиванием и осенними паводками (Романенко, 1985). Такая сезонная динамика ОЧБ наблюдалась, например, в мезотрофном оз. Пуннус-Ярви, где было отмечено два максимума их значений – весной и осенью (Горленко, Дубинина, Кузнецов, 1977). Таким образом, в водоемах умеренных широт обычно наблюдается два максимума значений ОЧБ в течение года – весенний и осенний, и два минимума – зимний и летний. Зимний минимум можно назвать пассивным, летний – динамическим, так как он определяется равновесием в процессах размножения, отмирания и потребления микроорганизмов другими гидробионтами (Романенко, 1985) .

Общая картина сезонного распределения величин ОЧБ в разных водоемах по разным причинам может иметь свои характерные особенности. Например, в эвтрофном оз. Дривяты, средняя глубина которого составляет 6 м, максимум величин ОЧБ был отмечен в летний период. В олиготрофном оз. Байкал в августе численность бактерий первично увеличивалась лишь в поверхностном слое, при максимальном развитии цианобактерий, и вторично – в конце сентября, когда шло отмирание последних (Горленко, Дубинина, Кузнецов, 1977) .



В умеренных широтах одним из главных факторов, обуславливающих проявления сезонности в развитии бактериопланктона, является температура воды. Однако, ее влияние на динамику ОЧБ может быть не только прямым, но и косвенным, и не всегда четко выраженным .

Например, для вод Волгоградского водохранилища не удалось установить тесной зависимости между этими параметрами: коэффициенты корреляции температуры воды с численностью бактерий как летом 1967 г., так и летом 1967 – 1975 гг. оказались незначимы (Донецкая, 1986) .

Сходные результаты были получены и другими исследователями (Лебедева, 1962, Лебедева и др., 1967, Цыбань, 1970). Весьма вероятно, что характер биологических процессов в водоемах определяется множеством факторов, при этом отдельные из них, положительно или отрицательно влияющие на развитие бактерий, в различные периоды наблюдений проявляются по-разному (Донецкая, 1986) .

Результаты долгосрочных наблюдений на одном и том же водоеме показывают, что максимумы и минимумы численности бактерий часто приходятся на разные месяцы, иногда один из максимумов отсутствует или два максимума сливаются. Например, в водах слабоэвтрофного оз. Аннинское, расположенного в Ленинградской области, значения ОЧБ в августе 1994 г. составили 2,23 млн. кл./мл, а диапазон колебаний максимальных величин ОЧБ в том же месяце в два следующих года был значительно шире – от 3,27 до 3,19 млн. кл./мл (Бульон и др., 1999) .

По данным М.Е. Гамбаряна (1968), в 1952 и 1962 гг. в водах оз. Севан было отмечено три максимума количественного развития бактериопланктона в течение года: ранне-весенний, летний и осенний. В 1966 г. высокая численность бактерий наблюдалась в течение всей первой половины года, а низкая – в летне-осенний период. В оз. Севан, в 1976 – 1983 гг. сезонная динамика величин ОЧБ характеризовалась ярко выраженным весенне-летним максимумом, а в отдельные годы – также и слабым осенним (Тифенбах, 1986). В зимний период и во второй половине лета величины ОЧБ были в 2 – 3 раза ниже, чем в периоды максимумов. Весеннелетний максимум численности бактериопланктона в оз. Севан обычно наблюдался в феврале – марте и длился до середины лета. Причиной возникновения этого максимума могло быть массовое развитие и последующее отмирание холодолюбивых форм фитопланктона, поскольку пики величин ОЧБ наблюдались сразу после максимумов биомассы фитопланктона. В летний период 1977 г. в водах оз. Севан отмечалось наиболее интенсивное развитие фитопланктона, при этом близкие к максимальным значения ОЧБ были обнаружены позже, чем в другие годы – в июне – первой половине августа, когда в водах озера, по всей видимости, образовалось значительное количество ОВ. Летние минимумы значений ОЧБ были связаны со сменой доминирующих форм фитопланктона, а осенний максимум – с отмиранием летних форм. Таким образом, температура воды и развитие фитоцена оказались главными факторами, определяющими сезонную и межгодовую динамику величин ОЧБ (Тифенбах, 1986) .

На Уводьском водохранилище (Ивановская обл.) А.Н. Буториным (2002) были исследованы сезонные изменения величин ОЧБ, тесно связанные с изменениями температуры воды и интенсивностью продукционных процессов. В конце ледостава при температуре воды (0,1 – 0,4) 0С на большей части акватории водоема численность бактерий была минимальной, однако при этом сохранялась на значительном уровне – (1,62 – 2,73) млн. кл./мл. В этом случае развитие бактерий стимулировал приток ОВ и биогенных элементов с талыми водами. В послепаводковый период, в мае, при температуре воды, возросшей до (9 – 16) 0С, и высокой продукции фитопланктона, значения ОЧБ существенно возросли – до (3,5 – 6,4) млн. кл./мл .

Максимумы величин ОЧБ в разных частях водоема наблюдались в июле, в период наибольшего прогрева воды, при температурах воды (16 – 22) 0С, они составляли (6,2 – 8,8) млн. кл./мл .

Осенью, на фоне понижения температуры воды до (9 – 16) 0С и резкого уменьшения интенсивности фотосинтеза, фактически на всей акватории водоема отмечалось снижение величин ОЧБ до (3,7 – 6,1) млн. кл./мл (Буторин, 2002) .

В Ротковецких озерах (Архангельская обл.) в период открытой воды было отмечено возрастание величин микробиологических показателей, таких, как ОЧБ, биомасса, численность различных эколого-трофических групп бактериопланктона, по сравнению с зимним периодом .

В поверхностном горизонте вод оз. Святого в зимний период наблюдался минимум величин ОЧБ (1,93 млн. кл./мл), а летом – максимум (2,97 млн. кл./мл). В оз. Узловском общее количество бактерий зимой составило 1,43 млн. кл./мл, а осенью – в 3 раза больше, 4,18 млн .

кл./мл (Широкова, 2007) .

1.1.2 Влияние содержания органических веществ и степени трофности водоема

Трофический статус водоема и интенсивность процессов его эвтрофирования являются важными показателями качества воды и оказывают значительное влияние на развитие гетеротрофных бактериоценозов. Уровень трофности озер зависит от скорости образования ОВ в самом водоеме и величины его поступления извне (Aberg, Rodhe, 1942). По мере накопления ОВ и биогенных элементов происходит изменение трофического статуса, от олиготрофного типа с низким уровнем продуктивности к мезо- и эвтрофному типам со средним и высоким уровнями продуктивности, и далее – к дистрофному типу (Драбкова, 1994) .

Для оценки трофического статуса водоемов по показателю ОЧБ были разработаны специальные таблицы, основанные на экспериментальных данных (Таблица 1.1) .

Т а б л и ц а 1.1 – Использование общей численности бактерий (ОЧБ) для характеристики трофического статуса водной экосистемы (по Романенко, 1985) .

–  –  –

По мере эвтрофирования озер постепенно возрастает и общая численность гетеротрофного бактериоценоза. Так, в ряду Нарочанских озер (Беларусь) возрастают как уровень трофности, так и среднемноголетние величины ОЧБ: 1,6 млн. кл./мл в мезотрофном оз .

Нарочь, 2,94 млн. кл./мл в водах эвтрофного оз. Мястро и 9,05 млн. кл./мл в высокоэвтрофном оз. Баторин (Потаенко, 1979). В следующие годы величины ОЧБ в водах этих озер еще несколько возросли, но распределение озер по уровню трофности сохранилось. В водах оз .

Нарочь значения ОЧБ в весенне-летний период 1981 г. составляли (0,97 – 1,74) млн. кл./мл, а в эвтрофном оз. Мястро диапазон колебаний был значительно шире – (1,07 – 6,44) млн. кл./мл. В оз. Баторин были определены наиболее высокие минимальные и максимальные значения ОЧБ, которые составили 2,04 и 6, 95 млн. кл./мл соответственно (Инкина, 1986) .

Взаимосвязь величины ОЧБ и трофического статуса водоема были также показаны на примере оз. Чудско-Псковского, расположенном на границе между Эстонией и Псковской, а также Ленинградской областями России (Локк, 1986). В период исследований 1978 – 1980 гг. в пелагиали северной части оз. Чудского значения ОЧБ, определенные по методу Разумова с эритрозином, были довольно низкими (от 0,9 до 2,5 млн. кл./мл), а у западного берега этого озера они были несколько выше – до 3,7 млн. кл./мл. После статистической обработки полученных данных, северо-западная часть этого озера была отнесена авторами к мезотрофному типу, а западная – к эвтрофному. В устье р. Суур-Эмайыги, впадающей в оз .

Чудское и в Раскопельском заливе этого озера величины ОЧБ составляли (4 – 5) млн. кл./мл, а в озерах Псковском и Теплом – (3 – 6) млн. кл./мл. Эти части водоемов были отнесены авторами статьи к сапробному типу. В водах многочисленных рек, впадающих в озера (их всего около 30ти), значения ОЧБ также были высоки и составляли (2,3 – 6,7) млн. кл./мл. Как показали проведенные исследования, эти реки и являлись основными источниками эвтрофирования Чудско-Псковского озерного комплекса (Локк, 1986) .

Продолжительный процесс эвтрофирования вод и сопутствующее возрастание величин ОЧБ были отмечены для оз. Севан. В 1950-х гг. ОЧБ в этом озере была невелика, а среднегодовое количество бактерий колебалось в пределах (0,3 – 0,6) млн. кл./мл, что соответствовало уровню олиготрофных водоемов (Романенко, 1979 цит. по Тифенбах, 1986) .

Спустя десять лет было обнаружено значительное, более, чем в два раза, возрастание величин ОЧБ, которое было вызвано эвтрофированием этого водоема (Тифенбах, 1981 цит. по Тифенбах, 1986). Минимальные значения ОЧБ (ниже 0,3 млн. кл./мл) были обнаружены в июле 1980 г. в слое (0 – 10) м в озерах Малый и Большой Севан. В целом, за период наблюдений с 1976 по 1983 гг., величины ОЧБ в водной толще оз. Севан колебались уже в широких пределах и составляли (0,2 – 5,5) млн. кл./мл. Значения ОЧБ в водах оз. Большой Севан обычно были несколько выше, чем в оз. Малый Севан, что связано с более благоприятными условиями оз .

Большой Севан для развития гетеротрофных бактерий, обусловленными поступлением аллохтонных ОВ с водосборной площади и сравнительно высокой температурой воды (Тифенбах, 1986) .

Влияние комплекса биотических и абиотических факторов на изменения общего количества бактериопланктона в течение вегетационного периода было изучено в Волгоградском водохранилище (Саратовская обл.) (Донецкая, 1986). Наибольшее значение имело поступление ОВ в водоем в результате смыва с берегов, за счет прижизненных выделений фитопланктона и после отмирания планктонных организмов. На протяжении всего весеннего периода, в результате внесения большого количества ОВ с паводковыми водами в водохранилище, в его открытых водах наблюдались довольно высокие величины ОЧБ, которые составляли (1,6 – 3,0) млн. кл./мл, а в залитых балках и отчлененных заливах – еще выше, до (3,1 – 10,4) млн. кл./мл. Накопление ОВ способствовало возрастанию значений ОЧБ от мая к июню, которые составили (1,9 – 3,1) млн. кл./мл в открытых водах, в заливах – до (3,2 – 6,8) млн. кл./мл, в балках – до (6,1 – 9,4) млн. кл./мл. В июле – августе, согласно величинам перманганатной окисляемости, содержание ОВ в водах Волгоградского водохранилища находилось на достаточно высоком уровне. В июле 1967 г. перманганатная окисляемость возросла до 13,4 мг О2/л, по сравнению с 8,6 мг О2/л в мае и 9,6 мг О2/л в апреле (Сиденко, 1971 цит. по Донецкая, 1986). Аналогичное явление было отмечено и в другие годы (Сиденко, 1976, 1977 цит. по Донецкая, 1986). В июле 1972, 1973, 1975 гг. и в августе 1968, 1969 и 1974 гг. ОЧБ в водах Волгоградского водохранилища достигала максимальных для данного водоема величин

– (3,0 – 5,1) млн. кл./мл, в балках – (4,0 – 16,9) млн. кл./мл, в заливах – (3,6 – 7,3) млн. кл./мл. В осенний период разложение отмерших планктонных организмов сопровождалось образованием дополнительного количества ОВ, в результате чего возросло и общее количество бактериопланктона. Например, в сентябре 1967 г. величины ОЧБ в верхнем участке водохранилища составили до 1,2 млн. кл./мл, по сравнению с 0,42 млн. кл./мл в августе. В 1971 г. в весенне-летний период (май – июль) значения ОЧБ колебались в пределах (1,4 – 1,9) млн .

кл./мл, а в сентябре они составляли до 2,5 млн. кл./мл. В октябре 1972 г. в открытых мелководных участках Волгоградского водохранилища величины перманганатной окисляемости возросли до 8,0 мг О2/л, по сравнению с 4,8 мг О2/л в августе. Это стало причиной возрастания численности гетеротрофного бактериопланктона, которая составила 2,4 млн. кл./мл в открытом мелководье и 1,8 млн. кл./мл – в закрытом (Донецкая, 1986) .

1.1.3 Уровень развития фитоцена и его связь с общей численностью гетеротрофных бактерий Одним из важнейших показателей, характеризующих степень развития фитопланктонного сообщества, является содержание хлорофилла а (Хл а) в воде. В водных экосистемах этот показатель позволяет косвенно оценить их продуктивность и способность к образованию лабильного ОВ, основным источником которого являются автотрофные организмы .

Для быстрой диагностики степени развития фитоцена в природных условиях в настоящее время применяются современные методы регистрации флуоресценции Хл а, которые позволяют получать информацию о количестве и активности фототрофных организмов. Кроме того, по характеристикам состояния фотосинтетического аппарата фитопланктона возможно оценивать физиологическое состояние клеток и судить о качестве водной среды (Antal et al., 2001; Рубин, 2005). Одной из таких характеристик является величина отношения концентрации феофитина к суммарной концентрации пигментов (Хл а и феофитина), учтенных флуорометрическим методом (Фео%). В начале сукцессии содержание Хл а в воде возрастает, а значения Фео% невелики и составляют до 25%. По мере старения фитоцена концентрация Хл а снижается, а доля феофитина постепенно возрастает, и, таким образом, по значениям Фео% можно оценить стадию сукцессии фитоцена .

В.В. Бульон и Е.Б. Павельева (1998) проанализировали зависимость величин ОЧБ от трофического статуса водоема, который определяли, исходя из содержания Хл а в воде .

Значения этих показателей в озерах Южной Карелии широко варьировали на пространственновременных шкалах: в течение вегетационных сезонов, из года в год, с переходом от одной группы озер к другой и от озера к озеру. По данным, полученным для 13-ти озер Карельского перешейка, значения концентрации Хл а варьировали в пределах (1,2 – 35) мкг/л, а значения ОЧБ – в пределах (1,0 – 8,8) млн. кл./мл. Корреляционная связь между этими параметрами составила R = 0,882 при р0,001. По совокупности результатов наблюдений на всех исследованных озерах, концентрации Хл а изменялись в диапазоне (0,33 – 50,0) мкг/л, а значения ОЧБ – от 0,67 до 6,60 млн. кл./мл. Величина корреляционной связи между двумя показателями составила R = 0,602 при р0,001 (Бульон, Павельева, 1998) .

Для 11-ти озер штата Квебек (Канада) значения концентрации Хл а составили (1,3 – 35,0) мкг/л, а значения ОЧБ колебались в пределах (1,1 – 13,4) млн. кл./мл. Коэффициент корреляции между этими показателями составил R = 0,812 при р0,001 (Bird, Kalff, 1984). Для 23-х сопредельных озер США и Канады между значениями ОЧБ и концентрациями Хл а также была рассчитана значимая положительная корреляция (R = 0,671 при р0,001) (Currie, 1990). В летний период содержание Хл а в водах озер в данном случае варьировало в пределах (1,5 – 74,0) мкг/л, а значения ОЧБ составили от 2,2 до 10,1 млн. кл./мл. Более слабая связь (R = 0,412 при р0,05) была выявлена тем же автором (Currie, 1990) по совокупности данных для 20-ти озер Канады (штаты Онтарио и Альберта) и 6-ти озер Новой Зеландии. Концентрация Хл а в этих озерах колебалась в диапазоне от 1,2 до 70,0 мкг/л, а значения ОЧБ – от 0,6 до 4,0 млн .

кл./мл .

Развитие фитопланктона может оказывать как положительное, так и отрицательное воздействие на сезонную динамику ОЧБ в озерах умеренных широт. В.В. Бульоном и Е.Б .

Павельевой (1998) было показано возрастание роли гетеротрофных микроорганизмов в трансформации ОВ, синтезируемых фитопланктоном, по мере снижения трофического статуса озер от эвтрофного до олиготрофного (Бульон, Павельева, 1998). В то же время, имеются данные, что в Волгоградском водохранилище иногда наблюдались случаи снижения значений ОЧБ в период массового развития цианобактерий, численность которых составляла до 26 млн .

кл./мл (Далечина, 1977) .

Известный отечественный гидробиолог Г.Г. Винберг, проанализировав большой фактический материал по белорусским озерам, впервые разработал шкалу оценки трофности водоемов по содержанию Хл а (Таблица 1.2). Позднее эта шкала неоднократно дополнялась и уточнялась на основании данных других исследователей. В результате, в рамках международной программы мониторинга внутренних вод и по заданию международной Организации Экономического сотрудничества и Развития (Organization for Economic Cooperation and Development, OECD) была разработана шкала (Таблица 1.2), основанная на данных, имеющихся для наибольшего числа водоемов мира (Методические вопросы изучения первичной продукции планктона внутренних вод, 1993) .

Т а б л и ц а 1.2 – Шкалы Г .

Г. Винберга (Винберг, 1960, цит. по Методические вопросы, 1993) и OECD (OECD, 1982, цит. по Методические вопросы, 1993), которые используют для оценки трофности водоемов по содержанию хлорофилла а (Хл а) в воде .

–  –  –

Система оценки трофности водоемов по концентрации Хл а, предложенная Н.П .

Китаевым (1984), была дополнена такими показателями, как величина общей биомассы фитопланктона и скорость продукции ОВ (Таблица 1.3) .

Т а б л и ц а 1.3 – Шкала Н .

П. Китаева (1984) для оценки трофического статуса водоемов по содержанию хлорофилла а (Хл а) в воде, суммарной биомассе фитопланктона и скорости первичной продукции .

–  –  –

Численность живых и при этом метаболически активных бактерий – важный показатель для характеристики микробных сообществ, в частности – темпов их роста и активности разложения ОВ (Kogure et al. 1979, Rodriguez et al. 1992). Определение этого показателя является актуальной проблемой водной микробиологии, так как при рассмотрении большинства экологических вопросов, связанных с круговоротом элементов, продукцией и деструкцией ОВ, важное значение имеет численность именно метаболически активных бактерий в составе гетеротрофного бактериоценоза, а не только его общая численность. Традиционные культуральные методы не позволяет учесть всю метаболически активную фракцию бактериопланктона, так как значительная часть бактериоценозов представлена жизнеспособными, но не культивируемыми, а чаще всего – только потенциально активными клетками, временно утратившими способность к образованию колоний. Отчасти по этим причинам данные по численности метаболически активных бактерий, полученные с помощью культуральных методов, бывают сильно занижены (Ferguson et al. 1984, Gocke, Rheinheimer 1991) .

Методики определения численности метаболически активных бактерий, не требующие культивирования, основаны на различных параметрах жизнедеятельности бактерий, таких, как целостность мембраны, присутствие нуклеоида, активность электронтранспортной дыхательной цепи, использование экзогенных источников углерода и др. Так, существует метод, основанный на использовании налидиксовой кислоты или других антибиотиков, которые ингибируют синтез ДНК и подавляют деление клеток, что приводит к их удлинению (Kogure et al., 1979). Недостатками этого анализа является трудность выполнения и часто не достоверный результат, особенно в случае присутствия в популяции нитчатых и плеоморфных форм бактерий .

Численность метаболически активных бактерий также возможно определить с помощью метода радиоавтографии, основанного на ассимиляции клетками радиоактивных веществ, вносимых в наномолярных концентрациях (Meyer-Reil, 1978; Douglas et al, 1987). Этот метод не получил широкого распространения, так как к его недостаткам относятся большая трудоемкость и высокая стоимость расходных материалов, в число которых входят радиоактивные (меченые) соединения. К тому же, радиоактивную метку могут включать не только бактерии, но и другие мелкие организмы: одноклеточные водоросли, простейшие (Douglas et al., 1987) .

Еще одна методика определения численности микроорганизмов с активным метаболизмом основана на выявлении нуклеоидов у жизнеспособных клеток бактерий .

Принцип метода заключается в том, что обработку горячим изопропиловым спиртом выдерживает только комплекс, образованный флуорохромом ДАФИ и ДНК нуклеоида .

Присутствие такого окрашенного нуклеоида свидетельствует о росте или недавней активности клетки. В то же время, краситель, неспецифически связанный с ДНК протоплазмы или клеточной стенки, при обработке горячим спиртом растворяется (Choi et al., 1996). Важным преимуществом данного метода является отсутствие инкубации пробы воды, окрашенной ДАФИ, перед фиксацией. Однако, не все клетки с неокрашиваемым ДАФИ нуклеоидом лишены ДНК и неактивны, а также нуклеоид может сохраняться и у нежизнеспособных клеток, например, находящихся на последних стадиях вирусного заражения. Имеются указания и на то, что при изменении условий для роста бактерий с неблагоприятных на приемлемые, нуклеоид может проявиться также и в тех клетках, в которых ранее его данным методом не удавалось обнаружить (Choi et al., 1996) .

Целостность клеточной мембраны является одним из показателей жизнеспособности клеток, хотя и далеко не все бактерии с неповрежденными мембранами являются метаболически активными при данных условиях среды. Известно несколько маркеровфлуорохромов, специфичных для нуклеиновых кислот, которые не способны проникать в клетки с неповрежденными мембранами, по этой причине они окрашивают только мертвые клетки. Например, в набор Live/Dead BacLight Bacterial Viability Kit (Molecular Probes Inc. USA) входят два флуорохрома, один из которых избирательно окрашивает клетки с неповрежденными мембранами, а другой – только с поврежденными (Molecular probes, 1995) .

Широкое распространение получили методики определения численности жизнеспособных и физиологически активных клеток с использованием красителей, реагирующих на дыхательную активность бактерий (Rodriguez et al., 1992, Schumann et al., 2003, Sondergaard, Danielsen, 2001 и др.). Одним из таких красителей является 5-циано-2,3-дитолил тетразолиум хлорид (ЦТХ), который позволяет определить численность бактерий с активной электронтранспортной системой (ЭТС), которая является показателем проявления бактериями метаболической активности. Принято считать, что все клетки бактерий, имеющие активную дыхательную ЭТС, являются метаболически активными. Принцип метода определения их численности с использованием ЦТХ основан на том, что окисленный ЦТХ не флуоресцирует и практически бесцветен (Rodriguez et al. 1992, Sherr et al. 1999), а до флуоресцирующего красным формазана он восстанавливается только в метаболически активных клетках бактерий, проходя по ЭТС. Клетки бактерий, метаболизировавшие ЦТХ, становятся видны под эпифлуоресцентным микроскопом при свете с определенной длиной волны (Rodriguez et al.,1992). Преимущество использования ЦТХ для определения численности бактерий с активной ЭТС состоит в том, что метод демонстрирует четкий и наглядный результат и удобен в применении. К недостаткам же стоит отнести способность солей тетразолия, в том числе и ЦТХ, восстанавливаться другими экзогенными химическими соединениями даже в отсутствии процессов их биологического восстановления в электронтранспортных цепях клеток, а также определенная токсичность ЦТХ (Ulrich et al., 1996) и достаточно высокая стоимость .

В целом, все существующие методы учета метаболически активной части гетеротрофного бактериоценоза определяют жизнедеятельность микроорганизмов по отдельным показателям, а не по всей их совокупности, а данные, полученные разными методами, трудно сопоставимы. В настоящей работе численность метаболически активных бактерий оценивали по наличию в клетках активной ЭТС с использованием флуорохрома ЦТХ. Численность бактерий с активной ЭТС, которые были обозначены нами как ЦТХ+Б, определяли методом прямого счета под эпифлуоресцентным микроскопом (Раздел 2.2.5) .

Численность ЦТХ+Б может быть подвержена существенным временным изменениям .

Согласно результатам долгосрочных наблюдений на двух эвтрофных озерах Frederiksborg Slotsso и Esrum численность ЦТХ+Б колебалась от 0,02 до 2,0 млн. кл./мл, что составляло (0,2 – 12)% от величин ОЧБ в этих озерах (Sondergaard, Danielsen, 2001). Сезонные изменения численности метаболически активных бактерий были более динамичны, чем изменения значений ОЧБ. Была установлена также значимая положительная корреляционная связь между численностью ЦТХ+Б и содержанием в воде Хл а (R = 0,43 при р0,001). В то же время зависимости изменений численности ЦТХ+Б от температуры воды обнаружено не было .

В Рыбинском водохранилище была показана выраженная пространственная изменчивость численности ЦТХ+Б, а также и ее доли от ОЧБ. В период таяния льда доля численности ЦТХ+Б от ОЧБ колебалась от 9,3% в воде открытой литорали до 31,6% в пробах воды, отобранных в зарослях макрофитов, что в среднем составило 20%. Было обнаружено, что агрегированные (т.е .

ассоциированные с детритом) бактерии были гораздо активнее, чем свободноплавающие – в их составе доля ЦТХ+Б была примерно в 2 раза больше. В другие сезоны численность клеток, восстанавливающих ЦТХ, колебалась в прибрежных биотопах и открытой воде в пределах (0,47

– 6,4) млн. кл./мл соответственно и составляла (12 – 43) % (в среднем – 27%) от значений ОЧБ .

Наибольшей активностью характеризовались бактериальные сообщества, развивающиеся в зарослях отмерших высших водных растений и на нижней кромке льда. Высокая активность этих сообществ авторами данного исследования объясняется дополнительным поступлением ОВ и биогенных элементов, в первом случае – из отмерших макрофитов, а во втором – из вмерзших в лед детритных частиц и клеток водорослей (Копылов, Косолапов, 2008) .

Трофический статус и степень загрязненности вод могут оказывать влияние на численность ЦТХ+Б. Так, наибольшая численность ЦТХ+Б была отмечена в гиперэвтрофном оз. Rodo (Sommaruga, Conde, 1997), а наименьшая – в незагрязненных реках Takayama и Takiye (Yamaguchi, Nasu, 1997). Довольно низкая численность ЦТХ+Б была определена в олиготрофном оз. Байкал в зимний период. При незначительных колебаниях величин ОЧБ, которые в зависимости от глубины составляли (250 – 510) тыс. кл./мл, численность ЦТХ+Б изменялась в широких пределах (от 3,6 до 13 тыс. кл./мл), а ее доля от ОЧБ составляла всего (1,4 – 2,5) % (Tae-Seok et al., 1999) .

В целом, в загрязненных водоемах численность ЦТХ+Б зачастую выше, чем в незагрязненных. В Таблице 1.4 приведены данные литературы относительно численности ЦТХ+Б в некоторых пресных водоемах и водотоках .

Т а б л и ц а 1.4 – Численность бактерий с активной электронтранспортной системой (ЦТХ+Б) в пресноводных экосистемах (по Schumann et al .

, 2003) .

–  –  –

Традиционные методы культивирования микроорганизмов не утратили актуальности и в настоящее время, несмотря на то, что к росту на питательных средах обычно способно не более 1% микроорганизмов, обитающих в естественных биотопах. Культуральные методы позволяют определить физиолого-биохимические и морфологические признаки выделенных микроорганизмов, на основании которых можно провести предварительную таксономическую идентификацию штаммов бактерий и установить их экологическое значение в среде обитания .

Кроме того, культивирование бактерий на питательных средах позволяет накопить биомассу определенных штаммов, чтобы извлечь из нее полные бактериальные геномы для дальнейшего молекулярно-генетического анализа .

Бактерии, способные к росту на питательных средах, представляют наиболее реактивный компонент бактериоценоза, быстро отзывающийся на все изменения, происходящие в окружающей среде. Как правило, с повышением уровня трофности и степени загрязненности вод, возрастает доля культивируемых форм бактерий. Высев аликвоты пробы воды на жидкие или твердые питательные среды специально подобранного состава является одним из наиболее простых способов получить представление о численности живых бактерий в водоеме .

По способности к росту на средах с различными концентрациями доступных ОВ, все культивируемые формы бактерий можно разделить на две основные группы. В первую входят микроорганизмы, способные к росту при низком содержании субстрата в среде, а во вторую – при высоком (Jannasch, 1967), при этом четкой границы между бактериями этих двух групп нет .

Первая группа микроорганизмов получили название олигокарбофильных или олиготрофных .

Для выделения и учета их численности используют питательные среды с концентрацией ОВ от менее 1 до 50 мг/л, а при более высоком содержании ОВ в среде способность многих из этих бактерий к росту заметно падает .

Вторая группа микроорганизмов в разных источниках называется эвтрофными (Yanagita et al., 1978), сапрофитными или сапротрофными (Кузнецов, 1952; Rheinheimer, 1992), копиотрофными (Poindexter, 1981). По нашему мнению, термин «эвтрофные бактерии» (ЭвБ) наиболее точно отражает особенности этой группы микроорганизмов. Для определения численности ЭвБ используют среды с содержанием органического углерода более 2 г/л. Кроме олиготрофных и ЭвБ, отдельно стоит отметить факультативно олиготрофные микроорганизмы, которые способны расти на обоих типах сред (Ильинский, 2000) .

Численность ЭвБ в пресных водоемах широко варьирует на пространственно-временных шкалах, и во многом определяется теми же факторами, что и ОЧБ – температурой воды, содержанием ОВ, степенью эвтрофирования, развитием фитопланктона и др. На северо-востоке о. Сахалин в заливе Ныйский в летний период было обнаружено возрастание численности ЭвБ до 71,8 тыс. кл./мл при температуре воды на отдельных участках до 22,3 0С. В летний период другого года температура воды не превышала 20 0С, и значения численности ЭвБ были ниже (4,4 тыс. кл./мл). Однако, постоянства зависимости между численностью ЭвБ и температурой воды в данном исследовании выявлено не было. На некоторых участках залива отмечалась сравнительно высокая численность ЭвБ при более низких температурах воды. Вероятно, в этих случаях на численность ЭвБ в большей степени влияло содержание ОВ в воде, а также уровень трофности. По результатам микробиологической индикации согласно ГОСТ 17.1.2.04-77, воды залива Ныйский по уровню трофности попадали в различные категории – от олиготрофных и мезотрофных до гипертрофных. В оз. Тунайча величины численности ЭвБ находились в пределах от нескольких десятков до нескольких тысяч кл./мл, а воды озера были отнесены к олиго-мезотрофному типу. Высокая численность ЭвБ отмечалась в различные годы на станциях, подверженных непосредственному влиянию сточных вод, содержащих большое количество ОВ. В сентябре 2003 г. были отмечены наиболее высокие значения численности ЭвБ – (4,8 – 800) тыс. кл./мл (Полтева, 2009) .

Влияние содержания ОВ в водоеме на численность ЭвБ было показано по результатам наблюдений на припойменных озерах низовья реки Амур. В водах оз. Удыль (вблизи г .

Амурск), находящегося в заповедной зоне, численность ЭвБ составила (500 – 820) кл./мл, а в водах оз. Омми, подверженного влиянию промышленно-городского комплекса амурского целлюлозно-картонного комбината, – (4,4 – 6,8) млн. кл./мл. Было отмечено, что вклад ЭвБ в суммарную деструкцию ОВ зависит не только от обеспеченности экосистемы доступным органическим углеродом, но и от типа биотопа. В литоральной зоне озера этот вклад обычно был ниже, а в глубоководных местообитаниях – выше (Дзюбан, 2002) .

В Каневском водохранилище динамика численности ЭвБ зависела, главным образом, от концентраций легкодоступных веществ автохтонного и аллохтонного происхождения .

Величины численности данной группы микроорганизмов варьировали в очень широких пределах – от 0,04 до 41,72 тыс. кл./мл (Головко и др., 2003). В мае и августе 1992 г .

численность ЭвБ и факультативно олиготрофных бактерий в речной части Горьковского водохранилища была высокой по всему руслу (Дзюбан и др., 2001) .

Долговременные исследования микробиологического состояния озер Северо-Двинской системы, проведенный за период 1958 – 1983 гг., показали взаимосвязь различных факторов, влияющих как на ОЧБ, так и на численность ЭвБ (Марголина, 1989). В осенний период 1958 г .

величины численности ЭвБ находились в пределах (90 – 390) кл./мл, максимальная из которых была определена в оз. Кишемском, а значения ОЧБ составили (0,60 – 2,55) млн. кл./мл. В июне 1962 г. значения численности ЭвБ в большинстве озер Северо-Двинской группы составляли (115 – 350) кл./мл, а в оз. Кишемском – возрастали до 1840 кл./мл. Величина отношения ОЧБ к численности ЭвБ в этом озере летом 1962 г. была равна 750, что характерно для слабозагрязненных вод, тогда как в других озерах значения этого показателя, как и в 1958 г., составляли более 1000, что свидетельствовало о чистоте вод этих озер. Наблюдения в 1976 г .

показали, что численность бактериопланктона заметно возросла: ОЧБ – до 3,6 млн. кл./мл, ЭвБ

– до 3600 кл./мл (оз. Покровское), а в оз. Вазеринском – даже до 10 тыс. кл./мл, для которого, кроме того, была отмечена и самая низкая величина отношения ОЧБ/ЭвБ (230). Результаты 1983 г. показали дальнейшее возрастание микробиологических показателей: величин ОЧБ до (3,8 – 5) млн. кл./мл и более (в оз. Вазеринском – до 8 млн. кл./мл), а численности ЭвБ – до 8600 и 9500 кл./мл (в озерах Кишемском и Вазеринском). Минимальное значение соотношения ОЧБ/ЭвБ в 1983 г. составило 370. Таким образом, значения ОЧБ в ряде озер (Вазеринском, Кишемском, Благовещенском) за 25 лет возросли в (1,5 – 3) раза, а численность ЭвБ – в несколько десятков раз. За этот же период в озерах Покровском, Зауломском и Кубенском численность ЭвБ увеличилась в (3 – 4) раза. В целом, изменения величин ОЧБ и ЭвБ в озерах Северо-Двинской группы были обусловлены рядом взаимосвязанных факторов. При усилении фотосинтетических процессов произошло возрастание численности бактериопланктона, что, в свою очередь, привело к повышению уровня трофности исследованных озер. Наиболее заметные изменения были отмечены для небольших и неглубоких водоемов. К ускорению темпов эвтрофирования привели, главным образом, хозяйственная деятельность на водосборе, развитие судоходства на трассе и дноуглубительные работы (Марголина, 1989) .

Пространственные изменения численности ЭвБ были отмечены для комплекса ЧудскоПсковских озер. В пелагиали оз. Чудского была обнаружена невысокая численность ЭвБ, которая составляла от десяти до нескольких сотен кл./мл, в озерах Псковском и Теплом – до 600 кл./мл, а в водах впадающих в озера рек – более 1000 кл./мл (Локк, 1986) .

Для олиготрофного оз. Байкал достаточно хорошо выражены были сезонные изменения численности ЭвБ. В зимний период значения этого показателя составляли менее 100 кл./мл, весной они возрастали в (1,5 – 2) раза, а летом – достигали (300 – 600) кл./мл (Гоман и др., 1986) .

В поверхностных водах Братского водохранилища максимумы величин ОЧБ и ЭвБ наблюдались в летний период. Численность ЭвБ возрастала с конца мая (850 кл./мл) до конца июня (1750 кл./мл), а затем снижалась до начала августа, когда составила не более 500 кл./мл .

Однако, с середины августа численность ЭвБ вновь резко увеличилась и достигла к середине сентября абсолютного максимума – 2950 кл./мл (Шимараева и др., 1986). Снижение численности ЭвБ к концу летнего сезона было отмечено и в Саратовском водохранилище (1978

– 1980 гг.). В этом водохранилище численность ЭвБ существенно колебалась в течение вегетационного периода, а в августе была 4,5 раза ниже, чем в апреле. В целом, за период наблюдений численность этих бактерий составила (120 – 9550) кл./мл (Саврасов, 1984) .

Таким образом, численность ЭвБ в пресных водоемах умеренных широт подвержена значительной пространственно-временной и сезонной изменчивости. Вследствие быстрой реакции этой группы организмов на изменение условий среды, в частности, на поступление лабильных ОВ в водоем, данные об их численности могут служить показателями трофического статуса водоема. При этом не стоит упускать из внимания, что иногда низкая численность ЭвБ не свидетельствует о чистоте вод .

1.3.1 Коэффициент Разумова Распределение гетеротрофных микроорганизмов в водных экосистемах является результатом взаимодействия биологических и абиотических факторов среды, и поэтому подвержено постоянным изменениям. Известно, что границы количественных изменений ОЧБ в водоеме обычно не превышают одного порядка величин, при этом они значительно уже, чем колебания численности ЭвБ, размах которых может составлять от двух до трех порядков. Таким образом, наиболее консервативным показателем является ОЧБ, а реактивным – численность ЭвБ и бактерий других физиологических групп .

Таким образом, одного отдельно взятого параметра для характеристики состояния микробного сообщества водоема зачастую недостаточно, и более информативными в этом случае часто являются коэффициенты, отражающие соотношение величин двух или более микробиологических показателей. Наиболее часто в качестве дополнительного параметра для характеристики трофности водной экосистемы и состояния обитающих в ней бактериоценозов используется соотношение между значениями ОЧБ и численностью ЭвБ – коэффициент Разумова (КРАЗ) (Кузнецов, 1952). Величина этого соотношения в водах, богатых лабильным ОВ, колеблется от 1:5 до 1:100, тогда как в чистых водоемах и водотоках она намного меньше и составляет от 1:100 до 1:10000 (Rheinheimer, 1992). Коэффициент КРАЗ может быть выражен как в абсолютных значениях, так и в процентах .

Кроме того, в некоторых случаях, в том числе при оценке загрязненности воды по шкале ГОСТ 17.1.2.04-77 (Раздел 1.5), вместо индекса КРАЗ используется обратное соотношение, т.е .

величины ОЧБ к численности ЭвБ (индекс К), что не меняет смысла, вкладываемого в этот показатель .

В оз. Севан вследствие понижения уровня вод численность ЭвБ возросла, в среднем, с 170 кл./мл в 1952 – 1953 гг. до 900 кл./мл в 1982 г. Одновременно возросли величины КРАЗ – от 0,05 до 0,14%, что свидетельствовало об ухудшении качества воды – от особо чистой до умеренно загрязненной. В некоторые периоды времени наблюдалось быстрое возрастание доли ЭвБ в составе бактериопланктона, что указывало на важность микробиологических процессов для самоочищения оз. Севан от ОВ белковой природы и продуктов их глубокого распада (Гамбарян, 1968, Тифенбах, 1983). В мезотрофном оз. Нарочь величины коэффициента КРАЗ на литоральных и пелагических станциях находились в пределах 0,001 – 0,009 в течение года, а качество воды изменялось от особо чистой в подледный период до чистой – в период открытой воды (Потаенко и др., 1982) .

В.В. Ильинским (2000) было предложено использовать для общей характеристики состояния микробного сообщества в морских и пресноводных акваториях разных широт индекс КИ. Он рассчитывается как отношение суммарной численности ЭвБ и факультативно олиготрофных бактерий по посевам к ОЧБ по прямому счету. Эта модификация коэффициента Разумова объяснялась В.В. Ильинским тем, что суммарная численность ЭвБ и олиготрофных бактерий более полно отражает численность той части гетеротрофного бактериопланктона, которая способна к росту на питательных средах, чем только численность ЭвБ. Причина заключается в том, что ЭвБ не везде являются доминирующей группой культивируемых бактерий, и в ряде случаев таковой могут быть олиготрофные микроорганизмы. На большом экспериментальном материале, полученном в пресноводных и морских акваториях разных широт, В.В. Ильинским было показано, что высокая величина индекса К И свидетельствует о высоких темпах размножения гетеротрофных бактерий, что имеет место при благоприятных условиях для их развития и, в первую очередь, обилии лабильного ОВ в водной среде. После его исчерпания бактерии переходят в состояние голодания–выживания, а темпы их размножения резко падают, чему соответствуют низкие значения КИ. Таким образом, величина индекса КИ тесно связана с условиями в среде обитания микроорганизмов .

В мезотрофном Можайском водохранилище величины индекса КИ варьировали от 2*10-4 до 4*10-2, тогда как в эвтрофных водах реки Москвы значения КИ в летний сезон были значительно выше – от 4*10-2 до 3*10-1. Соответственно, различалось и состояние гетеротрофного микробного сообщества в этих акваториях: в частности, его углеводородокисляющая активность в отдельные сроки наблюдений в реке оказалась существенно выше, чем в водохранилище (Ильинский, 2000). В дальнейшем индекс К И был успешно использован другими исследователями для оценки состояния морских микробных сообществ Кольского залива (Перетрухина и др., 2011; Литвинова, 2012), поскольку в морских водоемах сохраняются те же закономерности изменения показателя КИ, что и в пресных .

1.4 Культивируемые углеводородокисляющие микроорганизмы, как обычный компонент гетеротрофных бактериоценозов пресных водоемов умеренных широт В большинстве экосистем всегда присутствует фоновый уровень содержания углеводородов (УВ), так как их естественным источником является биосинтез, в результате которого в основном образуются алифатические УВ, а концентрации полициклических ароматических УВ, в среднем, в тысячу раз ниже (Ильинский, 2000). Нефтяные загрязнения в водоемах могут иметь как естественное (геологическое), так и антропогенное происхождение .

Нефтяные углеводороды (НУ) в случае их попадания в окружающую среду в большом количестве вызывают нарушение биологического равновесия, отрицательно воздействуя на биоту (Батораев и др., 2000; Кураков и др., 2006). Источниками антропогенного нефтяного загрязнения акваторий являются нефтеперерабатывающие и химические предприятия, тепловые электростанции, использующие в качестве топлива нефтепродукты. Таким образом, синтезируемые естественным путем УВ существенно отличаются по составу, скорости и локализации от НУ, поступление которых в водоем обычно имеет аварийный характер, НУ поступают в водоемы в больших количествах и в течение короткого промежутка времени (Кураков и др., 2006) .

Токсические свойства нефти, как и других загрязняющих веществ, довольно широко изучаются на гидробионтах, в том числе, на бактериопланктоне. Нефть, как вещество природного происхождения, с одной стороны, является источником углерода и энергии для некоторых физиологических групп микроорганизмов (углеводородокисляющих), а с другой – оказывает отрицательное влияние на развитие других бактерий, не способных к ее использованию и не адаптированных к присутствию этого поллютанта. Естественное очищение поверхностных вод от нефтяного загрязнения происходит благодаря комплексу факторов, в первую очередь, биологических, и физико-химических (Кураков и др., 2006) .

Большинство живых организмов в принципе способно к окислению УВ, что связано с наличием у них ферментов оксидаз. Так как многие УВ, в частности, алканы и простые ароматические соединения, синтезируются естественным путем, использующие их микроорганизмы широко распространены в природе, и среди них нет узкоспециализированных форм (Таусон, 1950; Шлегель, 1987). При этом основной вклад в процессы биохимического разрушения нефтяных УВ вносят микроорганизмы, способные внутриклеточно использовать их в качестве единственного источника углерода и энергии (Кураков и др., 2006). Они получили название углеводородокисляющих бактерий (УОБ) .

Способность УОБ использовать, кроме НУ, широкий спектр лабильных ОВ, обусловило практически повсеместное их распространение. Так, 73% культур гетеротрофных бактерий, выделенных из вод Балтийского моря, обладали способностью к разрушению нефти, а 79% – жидкого парафина. Несколько ниже были эти показатели в Беринговом море – 41% выделенных из него культур были способны к окислению нефти и 54% – жидкого парафина (Панов, 1990) .

В традиционной схеме микробиологических наблюдений группе УОБ обычно придается самостоятельное значение, и она исследуется зачастую обособленно от основных представителей гетеротрофного бактериопланктона – эвтрофных и олиготрофных микроорганизмов. При этом выделение УОБ в отдельную группу является чисто условным, так как к ним относятся представители как эвтрофных, так и олиготрофных бактерий, обладающие способностью к окислению УВ (Ильинский, 2000) .

При попадании в водоем нефти и нефтепродуктов происходит перестройка всего микробного ценоза: преимущество получают УОБ, так как только они способны поглощать и использовать эти субстраты в качестве единственного источника углерода и энергии (Коронелли, 1985). Численность этих бактерий возрастает до тех пор, пока другие факторы среды не становятся лимитирующими. По этой причине численность УОБ всегда выше в хронически загрязненных нефтяными УВ водах, чем в свободных от этих поллютантов водоемах (Кураков и др., 2006) .

1.4.1 Углеводородокисляющий бактериопланктон: распространение, численность и таксономический состав

Микроорганизмы, окисляющие УВ, освоили практически все возможные местообитания:

они встречаются во всех типах почв, в пресных и соленых водоемах (Квасников, Клюшникова, 1981), в донных осадках (Нестеренко, Квасников, Ногина, 1985), нефтяных месторождениях (Розанова,1967), минеральных и грунтовых водах. А.В. Цыбань (1980) указывает, что в водоемах, сильно загрязненных НУ, количество УОБ может даже превышать численность гетеротрофных бактерий других физиологических групп и достигать до 80% от численности всего бактериоценоза .

Динамика численности УОБ, как и гетеротрофных бактерий в целом, характеризуется широтно-географической и сезонной изменчивостью. Существенные колебания численности УОБ возможны даже в течение одного и того же месяца под влиянием локальных изменений условий среды. С.Я. Марцинкевич по результатам многолетних исследований, выполненных в южной части Рижского залива, отмечал резкое снижение численности УОБ в августе и возрастание в октябре. Сезонная динамика численности УОБ характеризовалась наличием постоянных колебаний в разные месяцы одного и того же года, даже при постоянно высоких или низких температурах воды (Марцинкевич, 1983) .

В.В. Ильинским (2000) на Можайском водохранилище в 1997 – 1998 гг. был выполнен круглогодичный цикл наблюдений, по результатам которых была показана значительная пространственно-временная изменчивость численности УОБ. В большинстве случаев численность УОБ была выше на прибрежной станции, чем на удаленных от берега станциях, однако различия между станциями по величине этого параметра не превышали одного порядка .

В течение года численность УОБ была невелика и варьировала от менее 10 кл./мл в октябре и январе до 4,5 тыс. кл./мл в апреле, вскоре после таяния основной части ледового покрова на водохранилище. В летне-осенний период численность УОБ в большинстве проб колебалась в пределах нескольких десятков клеток в мл, и лишь в июле достигала нескольких сотен клеток в мл. В январе наблюдался минимум численности УОБ, затем она возрастала до нескольких сотен клеток в мл, и только однажды, в апреле, был обнаружен максимум численности УОБ – 4,5 тыс .

кл./мл, но только на прибрежной станции, тогда как на удалении от берега, у кромки льда численность УОБ составила всего 37 кл./мл (Ильинский, 2000) .

В трех различных по солености и степени антропогенного воздействия районах Кольского залива динамика численности УОБ имела сходный характер с таковой на Можайском водохранилище. Численность этих бактерий составила (190 – 950) кл./мл в осенний период и снизилась до (25 – 42) кл./мл в январе, а к августу – снова возросла до (155 – 365) кл./мл .

Значимой корреляционной связи между численностью УОБ и концентрацией нефти в водах залива выявлено не было (Литвинова, 2012) .

Численность УОБ в заливах на о. Сахалин изменялась в широких пределах: в заливе Ныйский – от 120 до 18000 кл./мл, в заливе Чайво – от 100 до 40000 кл./мл, а в заливе Пильтун

– от 1700 до 14000 кл./мл. Согласно химическому анализу воды и донных отложений, содержание нефтяных УВ в заливах северо-востока о. Сахалин соответствовало уровню малозагрязненных акваторий. В водах залива Анива, который по уровню загрязнения нефтью и нефтепродуктами также относится к малозагрязненным акваториям, численность УОБ в поверхностном слое воды в мае составила (0,15 – 9,5) тыс. кл./мл, а в ноябре – (9,5 – 95) тыс .

кл./мл. В течение года численность УОБ возрастала до сентября. В осенний период были отмечены максимальные значения численности микроорганизмов, окисляющих мазут (в среднем 34 тыс. кл./мл) и дизельное топливо (620 тыс. кл./мл). (Полтева, 2009) .

В водной толще оз. Байкал в зонах разгрузки нефти численность УОБ оказалась на (1 – 2) порядка выше по сравнению с фоновыми районами. В ходе проведенных исследований А.В .

Ломакиной (2010) было показано снижение численности УОБ в известном районе нефтепроявлений у устья реки Большая Зеленовская, и возрастание их численности для нового нефтепроявления у мыса Горевой Утес. В результате, в последнем численность микроорганизмов, окисляющих нефть и н-алканы, увеличилась с 500 кл./мл в 2005 г. до 4230 кл./мл в 2007 г. К 2008 г. численность УОБ осталась на уровне 2007 г., что может быть следствием стабилизации ситуации у мыса Горевой Утес (Ломакина, 2010) .

Кроме непосредственного определения численности УОБ, для оценки состояния водоема используют различные индексы, такие, как соотношение численности УОБ и величины ОЧБ (индекс Ку), а также соотношение численности УОБ и численности бактерий других физиологических групп, в частности – эвтрофных бактерий (индекс Ку1). Для удобства расчетов значения этих индексов обычно выражают в процентах (Ильинский, 2000). По данным П.А .

Кожевина (1989), соотношение ОЧБ и численности гетеротрофных бактерий, способных к росту на питательных средах, может характеризовать состояние почвенных бактериоценозов при описании сукцессионных событий в них. Для «молодых» экосистем характерны высокие темпы размножения микроорганизмов и, как следствие, высокая величина этого соотношения, а для «зрелых», напротив, характерны низкие темпы размножения и состояние микроорганизмов, близкое к поддержанию в условиях голодания, и, соответственно, низкие величины соотношения ОЧБ и численности культивируемых гетеротрофных бактерий (Кожевин, 1989) .

Для оценки состояния гетеротрофного бактериопланктона в водах Камского водохранилища был использован индекс Ку (Бердичевская, Штина, 1990). Для незагрязненной НУ станции отмечалось значение индекса Ку=1,55, которое характеризовало исследованный водоем как экосистему с высоким темпом размножения. На загрязненной станции коэффициент Ку составил 49,85, а на контрольной станции – 195,45. Из этих результатов следует, что сильное загрязнение нефтью существенно снизило темпы размножения бактериопланктона. В комплексе с другими показателями индекс Ку был рекомендован для биоиндикации водоемов, загрязненных нефтью (Бердичевская, Штина, 1990) .

Что касается таксономического состава культивируемых УОБ, то стоит отметить, что он весьма разнообразен и содержит представителей самых разных таксономических групп. В обзоре Барты и Атласа (Bartha, Atlas, 1977) упоминаются представители 22-х родов бактерий и 14-ти родов дрожжей и грибов. В настоящее время известно уже свыше ста родов бактерий, дрожжей и мицелиальных грибов, обладающих способностью усваивать УВ. (Розанова, Кузнецов, 1974; Квасников, Клюшникова, 1981; Патин, 1997 и др.).

Культивируемые УОБ водных экосистем в основном представлены следующими группами: это сапротрофные микобактерии и родственные формы, имеющие в клеточной стенке миколовые кислоты, рр.:

Rhodococcus, Corynebacterium, Nocardia; морфологически с ними сходные бактерии рр.:

Acinetobacter, Arthrobacter, Micrococcus; виды родов Achromobacter, Brevibacter, Pseudomonas;

дрожжи рр.: Candida, Rhodotorula, Torulopsis, Trichospora; мицелиальные грибы рр.:

Gunninghamella, Penicillum, Aspergillus, Cladosporium. Реже встречаются представители других родов микроорганизмов, способные к окислению НУ: Bacillus, Alcaligenes, Moraxella, Flavobacterium. Сравнительно недавно р. Olephilus был выделен в новое семейство Oleiphilaceae (Golyshin et al., 2002), открыты рр. Alcanivorax, Fundibacter, Мarinobacter, Lutibacterium с типовыми видами Alcanivorax borkumensis (Yakimov et al., 1998), Fundibacter jadensis (Bruns, Berthe-Corti, 1999), Мarinobacter hydrocarbonoclasticus (Gauthier et al., 1992), Lutibacterium anuloederans (Chung, King, 2001), виды Planococcus alcanoclasticus (Engelhardt et al., 2001), Cycloclasticus spirillensus (Chung, King, 2001), Microbacterium oleivorans sp. nov. и Microbacterium hydrocarbonoxydans sp. nov. (Schippers et al., 2005), Olivibacter oleidegradans sp .

nov (Szab1 et al., 2011) .

УВ-окисляющие грибы и дрожжи наиболее многочисленны в прибрежных водах и донных отложениях. Грибы, выделенные из прибрежных загрязненных нефтью вод и грунтов в большей степени, чем дрожжи, способны к окислению УВ. Предполагается, что грибы могут конкурировать с бактериями в процессах окисления нефтяных УВ при отклонении условий среды от нормальных (низкие величины рН, недостаток питательных веществ и другие) (Fedorak et al., 1984) .

У представителей УОБ из разных таксономических групп встречаются все три основных возможных механизма переноса УВ через клеточную мембрану: пассивная диффузия, пассивная облегченная диффузия и энергетически зависимый активный транспорт (Коронелли, 1983; Hua, Wang, 2014). Пассивная диффузия встречается у микобактерий, которых довольно часто выделяют из проб воды, и, по мнению некоторых исследователей, им принадлежит ведущая роль в окислении УВ в водных акваториях (Коронелли, 1985). В клетках микобактерий содержится большое количество липидов, при этом до 30% из них локализовано в клеточной стенке, что обеспечивает высокую ее липофильность. Неизменной частью этих липидов являются миколовые кислоты, подавление синтеза которых приводит к потере способности микроорганизмов к окислению УВ. В процессе окисления клеточная стенка сначала пассивно пропитывается УВ вплоть до участков мембраны, где локализованы УВ-окисляющие ферменты (Коронелли, 1983) .

Артробактерии и дрожжи, способные к окислению УВ, не образуют миколовых кислот .

Предполагается, что поступление УВ в их клетки с помощью пассивной облегченной диффузии обеспечено выделением внеклеточных эмульгаторов, что было показано, например, для культуры Acinetobacter calcoaceticus, таксономически близкой к артробактериям (Rosenberg, 1981) .

Энергетически зависимый транспорт УВ в клетки встречается у микроорганизмов, развивающихся на ароматических УВ, к которым относится большинство представителей р .

Pseudomonas. Клетки этих УОБ не имеют толстой гидрофобной клеточной стенки, они окружены внешней мембраной, богатой фосфолипидами, и расположенной под ней клеточной стенкой с небольшим содержанием липидов (липофильность клеточной стенки у псевдомонад вдвое ниже, чем у микобактерий). За счет образования внеклеточного эмульгатора, по составу представляющего собой пептидогликолипид, бактерии р. Pseudomonas во внешней среде осуществляют снижение гидрофобности УВ, чем облегчают их транспорт в клетки (Коронелли, 1983). У некоторых представителей псевдомонад, в частности, у Pseudomonas fluorescens Uperбыл обнаружен активный транспорт УВ (нафталина) в клетки (Whitman et al., 1998) .

Имеются данные, что в водоемах умеренных широт таксономический состав культивируемых УОБ подвержен заметной временной (сезонной) и пространственной изменчивости (Ильинский, 2000). На незагрязненном участке Можайского водохранилища в 1995 г. наибольшее разнообразие таксономического состава культивируемых УОБ было обнаружено в начале июня – в этот период среди них присутствовали представители рр .

Acinetobacter, Arthrobacter, Micrococcus и Pseudomonas. При этом, в прибрежной и открытой частях Можайского водохранилища доминировали представители только двух родов – рр .

Acinetobacter и Arthrobacter. Такое таксономическое разнообразие естественного сообщества УОБ могло быть связано со значительным влиянием в этот период берегового стока, с которым привносятся, в частности, почвенные бактерии, в том числе и УВ-окисляющие. Во второй половине июня в прибрежье были обнаружены только бактерии р. Pseudomonas, тогда как в открытой части водохранилища наряду с ними присутствовал Rhodococcus erythropolis. В июле в прибрежной зоне Можайского водохранилища обнаруженные УОБ принадлежали только к р .

Rhodococcus. В центральной части водоема в начале июля в пробах воды присутствовали только рр. Acinetobacter и Arthrobacter, а во второй половине этого месяца – только бактерии р .

Pseudomonas. В августе родовой состав УОБ в прибрежных и открытых водах был полностью одинаков: в них были обнаружены только рр. Acinetobacter и Arthrobacter. Вероятно, к середине лета влияние берегового стока на прибрежье Можайского водохранилища сокращается и, как следствие, снижается таксономическое разнообразие микроорганизмов, в том числе и УВокисляющих (Ильинский, 2000) .

Видовое и количественное разнообразие УОБ было подробно рассмотрено на двух пойменных озерах реки Урал. Штаммы УОБ, выделенные из мезотрофного слабо загрязненного оз. Рудничное, были способны к росту на среде с нефтепродуктами только в присутствии дополнительного источника углерода. На протяжении года в целом в сообществе УОБ оз .

Рудничное доминировали бактерии р. Pseudomonas. Весной по численности доминировал вид P. aeruginosa (600 КОЕ/мл), а летом – P. putida (600 КОЕ/мл). В осенний период было выделено наибольшее количество УОБ, среди которых доминировали Enterobacter sp. (900 КОЕ/мл) и P .

aeruginosa (800 КОЕ/мл). Морфологически все виды были представлены палочками с положительными результатами оксидазного и каталазного тестов. Доля грамположительных бактерий среди выделенных штаммов из воды оз. Рудничное составляла 5%. Из испытывающего антропогенную нагрузку эвтрофного оз. Беленовское было выделено 30% грамположительных штаммов УОБ, а по численности доминировали бактерии рр. Pseudomonas, Bacillus, Acinetobacter, а также нокардиоморфные актиномицеты. Грамотрицательные штаммы УОБ морфологически были представлены подвижными палочками с положительной реакцией на каталазу. Среди штаммов бактерий, выделенных из оз. Беленовское, к потреблению дизельного топлива в качестве единственного источника углерода и энергии были способны Pseudomonas fluorescens, P. putida и Acinetobacter sp., а также один штамм из группы нокардиоморфных актиномицет, а остальные культуры УОБ нуждались в присутствии в среде дополнительного источника углерода. В летний период было отмечено наибольшее видовое и количественное разнообразие УОБ, среди которых доминировал P. fluorescens (600 КОЕ/мл), а осенью вместе с ним начали преобладать и нокардиоформные актиномицеты (600 КОЕ/мл) .

Зимой и весной в оз. Беленовское видовое разнообразие УОБ было невелико при довольно высокой численности, и все они были представлены грамотрицательными штаммами. Так, в зимний период величина численности P. putida составила 1100 КОЕ/мл, а весной численности Pseudomonas sp. и Acinetobacter sp. составили 800 КОЕ/мл и 1000 КОЕ/мл соответственно (Немцева, Гоголева, 2014) 1.4.2 Углеводородокисляющая активность бактериопланктона В хронически загрязненных нефтью водоемах численность УОБ обычно бывает выше (Раздел 1.2.1), чем в незагрязненных, однако эта связь носит чисто качественный характер. По этой причине численность УОБ может выступать индикатором нефтяного загрязнения только на качественном уровне, и не во всех случаях. Исследования, выполненные в различных водоемах, показали, что для оценки в них роли УОБ определения одной только их численности, даже наряду с определением численности бактерий других групп и ОЧБ, совершенно недостаточно. Проблема заключается в том, что из результатов по численности бактерий нельзя сделать никаких выводов об их активности, что, в свою очередь, не позволяет оценить вклад УОБ в процессы естественного очищения среды от нефтяных УВ (Ильинский, 2000). Для определения УВ-окисляющей активности используют различные методы, которые можно условно разделить на прямые и косвенные. Наиболее часто в качестве косвенных показателей УВ-окисляющей активности микроорганизмов используют оценку их потенциальной окислительной способности (ПОС) по потреблению кислорода (Марголина, 1989; Бердичевская и др., 1991а) или образованию углекислого газа (Atlas, Bartha, 1972) в процессах дыхания микроорганизмов, потребляющих УВ .

М.В. Бердичевской с соавторами (1991б) на примере Камского водохранилища было проиллюстрировано отсутствие связи между численностью и активностью УОБ. В этом водоеме максимальная численность УОБ составила 130 тыс. кл./мл при этом они обладали низкой удельной оксигеназной активностью – 0,56 мл О2*час-1*мг биомассы-1. В то же время, при низкой численности УОБ, их оксигеназная активность была значительно выше и достигала 80 мл О2*час-1*мг биомассы-1. По мнению авторов, это связано с особенностями морфологического цикла развития бактерий, относящихся к доминирующему в Камском водохранилище р. Rhodococcus. Цикл их развития инициируется при попадании УВ в водоем, покоящиеся кокковидные клетки превращаются в длинные, у некоторых видов ветвящиеся, палочки, которые при старении вновь превращаются в кокки, вследствие чего происходит увеличение оксигеназной активности бактерий р. Rhodococcus за счет образования палочковидных клеток при сравнительно небольшом росте их численности. При старении популяции численность бактерий этого рода увеличивается за счет фрагментации их клеток, а их метаболическая и, в частности, оксигеназная активность снижается (Бердичевская и др., 1991б). Возможно и другое объяснение этому явлению, которое связано с тем, что численность культивируемых УОБ в этом водоеме не отражала общей численности бактерий этой группы, которая могла быть представлена в основном некультивируемыми формами УОБ .

Эксперименты по определению ПОС бактерий могут проводиться в специальных ферментерах, или респирометрах, или в герметично закрытых склянках для определения БПК, в которые заливают пробы воды и вносят нефть или отдельные нефтяные УВ. В первом случае измерения потребления кислорода бактериями можно осуществлять многократно в ходе эксперимента в одном экспозиционном сосуде, а во втором – только в конце инкубации, которая продолжается несколько суток. При расчетах исходят из положения, что для окисления 1 мг нефти требуется (3 – 4) мг кислорода. Главным недостатком этих методов является неизбежно возникающий «скляночный эффект», вследствие чего полученные результаты пригодны только для сравнительного анализа активности микроорганизмов из разных местообитаний и неприменимы для экстраполяции на реальные водные экосистемы. Для получения значимых результатов, выраженных в количестве потребленного микроорганизмами кислорода, проба воды должна инкубироваться с внесенными в нее УВ в течение нескольких суток. За это время состав и численность УВ-окисляющих бактерий в изолированной пробе воды заметно изменяются. Второй недостаток этого метода заключается в том, что в пробу воды необходимо вносить значительно большие количества УВ, чем обычно встречающиеся в природных водоемах, если, конечно, это не связано с разливом в них нефтепродуктов .

Избежать перечисленных выше недостатков позволяет использование для измерения УВокисляющей активности бактериопланктона радиоуглеродного метода, основанного на применении для анализа меченых С-УВ. Чувствительность этого метода многократно превышает таковую метода измерения ПОС, в котором используются немеченые УВ. Это позволяет сократить время инкубации пробы воды с УВ с нескольких суток до нескольких часов, что позволяет нивелировать «скляночный эффект». Кроме того, при использовании радиоуглеродного метода непосредственно в пробы воды вносят минимальные количества меченых по углероду УВ, которые обычно составляют 1 – 2 ПДК. В результате, величины УВокисляющей активности бактериопланктона, полученные при использовании этого метода, обычно значительно ниже таковых, полученных с немечеными УВ. При использовании радиоуглеродного метода учитывается как количество минерализованного УВ (полностью окисленного до СО2 и Н2О), так и количество этого субстрата, включенное в клетки УВокисляющих микроорганизмов. Первая величина была названа показателем естественной минерализации (ПЕМокт), а вторая – неполной биодеградации (ПНБокт). Общая скорость биодеградации внесенного УВ-субстрата рассчитывается как сумма значений этих двух параметров, она получила название потенциала естественной биодеградации (ПЕБокт) .

Преимуществом радиоуглеродного метода является возможность в полевых условиях достаточно быстро оценить скорость микробной деградации различных УВ в любой экосистеме, а недостатком – то, что полученные результаты относятся только к скорости биодеградации отдельных меченых по углероду нефтяных УВ при том, что набор имеющихся в продаже таких УВ довольно ограничен (Ильинский, 2000) .

Круглогодичные исследования УВ-окисляющей активности гетеротрофного бактериопланктона с помощью радиоуглеродного метода были выполнены Ильинским В.В .

(2000) на Можайском водохранилище в 1997 – 1988 гг. Пробы воды отбирали на двух станциях

– прибрежной и удаленной от берега, а в качестве субстрата для выявления УВ-окисляющей активности бактериопланктона был использован С-октадекан. Полученные результаты показали, что УВ-окисляющая активность бактериопланктона на прибрежной и удаленной от берега станции в течение года практически не различались. Этот показатель (в данном случае – ПЕБокт) в период гидрологической зимы составил (68 – 98) нг*л-1*ч-1. Водохранилище в этот период было покрыто льдом, а температура подледной воды составляла минус 0,2 0С. В начале июня, при температуре воды 150 С, значения этого показателя существенно увеличивались и достигали (340 – 356) нг*л-1*ч-1. Наиболее высокие величины ПЕБокт в Можайском водохранилище были зарегистрированы в июле (464 – 468) нг*л-1*ч-1 при температуре воды 22 С. В дальнейшем значения ПЕБокт медленно снижались, однако даже в октябре они еще составляли (387 – 297) нг*л-1*ч-1. Резкое уменьшение величины этого показателя до (96 – 98) нг*л-1*ч-1 происходило в период с октября по январь, причем в январе водохранилище уже было покрыто льдом. По данным корреляционного анализа изменения УВ-окисляющей активности бактериопланктона в течение года были тесно связаны с годовым ходом температуры воды (R = 0,91; р0,001) (Ильинский, 2000) .

При залповом нефтяном загрязнении водоема, УВ-окисляющая активность бактериопланктона может заметно увеличиваться. Это показали исследования, проведенные В.В. Ильинским (2000) непосредственно в Можайском водохранилище с помощью специальной установки, размещенной в прибрежной зоне. Установка состояла из четырех пластиковых трубок, соединенных между собой и поддерживаемых на плаву пенопластовыми поплавками. В трубки периодически вносили дизельное топливо, чтобы содержание УВ в трубках на протяжении всего эксперимента оставалось высоким и не лимитировало роста УОБ. Таким образом, в водоеме имитировали условия залпового разлива НУ. С помощью аналогичной установки Ильинским В.В. в натурных экспериментах, выполненных в Можайском водохранилище, было показано, что при залповом нефтяном загрязнении, наряду с возрастанием УВ-окисляющей активности бактериопланктона, происходит и смена его доминирующих родов. При этом состав доминирующих родов зависел от используемого в опытах нефтепродукта – сырой нефти или дизельного топлива (Ильинский, 2000; Кураков и др., 2006) .

1.5 Оценка качества воды по гидрохимическим и микробиологическим параметрам

Одной из основных задач экологического нормирования является комплексная оценка качества воды по всем информативным показателям. Критериями оценки качества воды могут являться физико-химические и биологические показатели, в том числе, микробиологические .

Данные измерений одних только физических или гидрохимических параметров являются количественными, и их явно недостаточно для оценки воздействия на водоем. В настоящее время существуют различные методики комбинированных оценок качества воды с использованием гидрохимических и гидробиологических параметров. В большинстве из них вводится термин «класс вод» – ранговая оценка состояния качества вод, определяемая комплексом нормативных величин показателей, связанных с функционированием водных экосистем и требованиями водопользователей (Жукинский, 1978 цит. по Шитиков и др., 2003) .

В отличие от понятия трофности, характеризующей скорость образования ОВ, сапробность определяет, напротив, их распад. Так как в природе оба эти процесса состоят в неразрывной связи, то можно говорить о сопоставлении ступеней сапробности и трофности (Таблица 1.5) .

Классификация водоемов по сапробности основана на соотношении двух конкурирующих абиотических факторов: концентрации ОВ естественного (в основном, детритного) характера и концентрации растворенного кислорода. Р. Кольквитц и М. Марссон первыми предложили выделять четыре зоны сапробности – олигосапробную, -мезосапробную, -мезосапробную и полисапробную (Kolkwitz, Marsson, 1902 цит. по Шитиков, 2003), которые впоследствии были расширены (Таблица 1.5). Все системы сапробности фактически учитывают только нетоксичные органические загрязнения, влияющие на организм главным образом через изменение кислородного режима. Для учета влияния токсических веществ разработаны и совершенствуются шкалы токсобности (Шитиков и др., 2003) .

Т а б л и ц а 1.5 – Соответствие классов чистоты воды, зон сапробности и шкалы трофности (согласно ГОСТ 17 .

1.2.04-77, Руководству …, 1992) .

–  –  –

Первая комплексная классификация качества воды была разработана А.А. Былинкиной и С.М. Драчевым (Былинкина и др., 1962, Драчев, 1964, цит. по Шитиков и др., 2003). В этой системе было выделено 6 классов качества вод – от очень чистых до очень грязных. Оценку санитарного состояния водоемов предлагалось производить с использованием химических, бактериологических и гидробиологических, физических и органолептических показателей. В качестве основных из них авторы рекомендовали следующие: титр кишечной палочки, запах, БПК5, концентрацию аммонийного азота и внешний вид водоема в месте пробоотбора, а также содержание токсических (в том числе, радиоактивных) веществ. На основе этой системы были созданы и другие классификационные шкалы, в том числе применяемый в настоящее время ГОСТ 17.1.2.04-77 – «Оценка состояния и правила таксации рыбохозяйственных водных объектов». Это основной документ, стандартизующий систему подробной оценки водных объектов по таким показателям, как: качество воды и донных отложений, гидрологический режим, содержание биогенных элементов и загрязняющих веществ, биологические показатели, с выделением групп промысловых организмов. Четких указаний на счет совокупной обработки этих показателей документ не содержит, рекомендуя при оценке загрязненности водоема учитывать данные по флоре и фауне и наихудшие значения химических показателей. ГОСТ 17.1.2.04-77 регламентирует классификацию по ионному составу (зоны галобности), жесткости и рН. В стандарте также приведено соответствие классов сапробности уровням трофности водоемов (Таблица 1.5). Для оценки зон сапробности рекомендовано использовать в совокупности с другими показателями такие микробиологические параметры, как ОЧБ, численность ЭвБ и их соотношение – индекс К (Таблица 1.6) .

Т а б л и ц а 1.6 – Оценка загрязненности воды по микробиологическим показателям:

общей численности бактерий (ОЧБ), численности эвтрофных бактерий (Числ. ЭвБ) и величине соотношения между ними (индексу К), согласно ГОСТ 17.1.2.04-77 (по Руководству …, 1992) .

–  –  –

Существует еще один стандарт, касающийся определения качества воды, ГОСТ 17.1.3.07Правила контроля качества воды водосливов и водотоков». В нем выделены те же шесть классов качества воды, от очень чистых до очень грязных, в качестве показателей выбраны сапробные и биотические индексы, а также значения микробиологических параметров, с такими же интервалами значений, что и в стандарте ГОСТ 17.1.2.04-77 .

В Таблице 1.7 приведена градация классов сапробности воды согласно ГОСТ 17.1.2.04-77 по гидрохимическим показателям. Выбраны показатели, использованные нами в настоящей работе для определения качества воды Косинских озер .

Т а б л и ц а 1.7 – Классификация водоемов по гидрохимическим показателям (согласно ГОСТ 17 .

1.2.04-77, Руководству …, 1992) .

–  –  –

Пресные водоемы умеренных широт по своим физико-химическим свойствам чрезвычайно разнообразны, и практически невозможно найти двух таких акваторий, где бы распределение и таксономический состав гетеротрофных микроорганизмов были полностью одинаковыми. Состав и численность их, как и развитие других групп гидробионтов, зависит от различных физических и химических показателей, и распределение гетеротрофных бактерий в водных экосистемах всегда является результатом взаимодействия биотических и абиотических факторов среды и может быть подвержено значительной изменчивости. При этом главную роль может играть только один фактор или небольшая группа факторов, которые выступают в роли лимитирующих развитие бактерий. Выделить такие факторы в каждом конкретном случае достаточно сложно, однако именно это является одной из важнейших задач экологии микроорганизмов (Ильинский, 2000) .

Рассмотрение литературных источников по теме настоящего исследования показало наличие многочисленных данных по отдельным микробиологическим показателям, таким, как ОЧБ, численность ЭвБ и УОБ, однако наблюдения за динамикой этих показателей, как правило, ограничиваются вегетационным периодом. Данных о круглогодичной динамике этих параметров было получено гораздо меньше. О таких важных показателях, как количество метаболически активных бактерий и активность УОБ, данных в отечественной литературе очень мало. Кроме того, микробиологические исследования на водоемах часто не сопровождаются анализом важных для развития микроорганизмов гидрохимических параметров, так же, как и показателей, характеризующих состояние фитопланктонного сообщества, что не позволяет дать полную оценку состояния водоема. Все эти недостатки мы учитывали при подготовке и выполнении настоящей работы .

Глава 2 Объекты и методы исследований

2.1 Физико-географическая, гидрохимическая характеристики Косинских озер и оценка антропогенной нагрузки на них Косинские озера расположены к юго-востоку от центра г. Москвы в Восточном административном округе, на территории района Косино-Ухтомский, который находится непосредственно за Московской кольцевой автодорогой (МКАД). Район, в котором расположены Косинские озера, представляет собой водораздельное пространство, локализованное на Мещерской низменности между двумя реками – Москвой и Пехоркой .

Гидрологические условия района Косино определяются приуроченностью его к центральной части Московского артезианского бассейна. Естественными дренами являются маленькие речки и ручьи: Рудневка и впадающая в нее речка Банная канавка, а также речка Никольская канава .

Площадь их водосбора невелика и ограничивается МКАД и невыраженным водоразделом с Банной канавкой (Разработка концепции благоустройства озера Святое и его санитарнозащитной зоны на Косинской заповедной территории, 1997). Исследования ископаемой фауны Косинских озер, проведенные И.И. Месяцевым (1924) позволили ему сделать вывод о том, что истинно ледниковым, т.е. непрерывно существующим в течение всего послеледникового времени, среди трех озер является только оз. Белое. Озера Черное и Святое, вероятно, существовали в ближайшее к ледниковому периоду время, но в течение послеледникового периода пересыхали, и озерные отложения предыдущего периода выветривались и уничтожались. При этом оз. Черное пересыхало по крайней мере один раз, а оз. Святое – не менее трех раз (Месяцев, 1924) .

Впервые упоминание о Косино встречается в 1410 г. в завещании князя Владимира Андреевича Серпуховского: «А из московских сел дал есмь княгине своей… Косино с тремя озеры». Эти озера в настоящее время именуются Святым, Белым и Черным. Согласно материалам Ю.А. Насимовича (2010), озера Черное и Белое расположены в бассейне речки Нищенки, а оз. Святое – в бассейне р. Пехорки. Сток из оз. Святого осуществляется на северовосток – в р. Рудневку и далее в р. Пехорку, а сток из озер Черного и Белого – через Косинский ручей, далее через р. Пономарку и р. Нищенку. В 1950-х – 1960-х годах озера Белое и Черное были соединены каналом длиной около 40 метров. В северной, наиболее мелководной части оз .

Черного находятся залитые водой торфоразработки (Насимович, 2010), на которых добывали торф во время Великой Отечественной войны .

Оз. Святое находится на расстоянии около 500 метров к востоку от оз. Белого (Рисунок 2.1). В тридцатых годах прошлого века уровень оз. Святого был искусственным путем сильно понижен. На окружающем озеро кольце торфяников, после последовавшего за этим их осушения, проводились торфоразработки .

Рисунок 2.1 – Расположение Косинских озер, стрелками показаны места отбора проб .

С целью изучения гидробиологического режима Косинских озер в 1908 г. на оз. Белом профессором зоологии и директором зоологического музея Московского Университета Г.А .

Кожевниковым была основана Косинская биологическая станция. Это место для научной станции было выбрано в связи с существенными различиями оз. Белого и двух соседствующих с ним озер по трофности, видовому разнообразию флоры и фауны, составу донных отложений .

Усилиями Г.А. Кожевникова в 1923 г. Косино становится территорией Косинского Государственного заповедника, который стал упоминаться в одном ряду с пятью первыми заповедниками нашей страны: Астраханским, Кавказским, Крымским, Пензенским, Ильменским .

В 1924 г. Косинскую биологическую станцию возглавил известный отечественный географ-гидролог, доктор географических наук, профессор, основатель советской лимнологической школы, Леонид Леонидович Россолимо. Он расширил исследования, проводимые сотрудниками станции на озерах, включил в них гидрологические и гидрохимические наблюдения. В 1924 г. была организована кафедра гидробиологии в Московском Университете, а Косинская гидробиологическая станция стала базой для летней практики студентов. Также, в 1924 г. был выпущен первый том «Трудов Косинской биологической станции Московского общества испытателей природы». В 1931 г. станция перешла в ведомство Гидрометеорологического комитета СССР, и стала носить название Косинская лимнологическая станция .

В 1932 – 1933 гг. по совместительству, а с 1935 г. по 1939 г. – на постоянной основе, на Косинской лимнологической станции работал Георгий Георгиевич Винберг, впоследствии – член-корреспондент АН СССР, президент Всесоюзного гидробиологического общества АН СССР, заслуженный деятель науки РСФСР, профессор, заведующий лабораторией пресноводной и экспериментальной гидробиологии Зоологического института АН СССР. С его именем связано несколько важных научных разработок в области биологии и, в частности, гидробиологии. Г.Г. Винберг внес огромный вклад в становление и развитие балансовоэнергетического продукционного подхода в гидробиологии (Шадрин, 2010). Именно на оз .

Белом 25 мая 1932 г. им был впервые опробован метод светлых и темных склянок, ставший впоследствии классическим методом определения баланса органических веществ в водоемах .

Также, Г.Г. Винберг на оз. Белом с помощью кислородного метода исследовал вклад в деструкционные процессы различных групп гидробионтов, в том числе и бактериопланктона (Винберг, 1953) .

В 1931 – 1941 гг. на лимнологической станции в Косино лабораторией заведовал Сергей Иванович Кузнецов, будущий член-корреспондент АН СССР (1960), лауреат Государственной премии СССР (1985), лауреат медали Науманна Международного Лимнологического Общества (1971). Он внес огромный вклад в изучение роли микроорганизмов в круговороте веществ в озерах, в том числе и на примере оз. Белого в Косино (Кузнецов, 1952, 1970, Кузнецов, Саралов, Назина, 1985) .

До Великой Отечественной войны Косинские озера мало подвергались влиянию человека .

Только в оз. Белое, на берегу которого было расположено село Косино, могли попадать бытовые стоки. Озера Черное и Святое находились в лесу и не испытывали антропогенного влияния. Вода оз. Святого считалась целебной и даже святой, благодаря которой озеро и получило свое название. В 1942 г. заповедник прекратил свое существование, а на оз. Черном был открыт карьер по добыче торфа. В 1986 г. подмосковный район Косино был включен в состав г. Москвы, в связи с чем антропогенное воздействие на Косинские озера значительно возросло .

–  –  –

Антропогенная нагрузка на оз. Святое стала возрастать с середины прошлого века и выражалась в вырубке леса вокруг озера, постройках бытового назначения непосредственно на водосборе и резко увеличившейся рекреационной нагрузке, обусловленной присоединением района Косино к г. Москве и массовой застройке его многоквартирными жилыми домами. Это воздействие вполне могло привести к ускоренному антропогенному эвтрофированию вод озера .

По сравнению с 1908 г., к настоящему времени в водах оз. Святого, в целом, возросли концентрации биогенных элементов, что привело к естественному повышению уровня его трофности. В связи с этим увеличились и значения рН вод озера. Если в 1929 г. вода имела слабокислую реакцию (6,1 – 6,4), то к 2010 г. показатель рН возрос до 7,1 (Таблица 2.1) .

Для оз. Святого весьма немногочисленны данные определения микробиологических показателей, обнаруженные в исследованиях 1930-х гг., которые отражали бы состояние гетеротрофных бактериоценозов этого водоема. В пробах воды из оз. Святого в 1940-х гг., согласно результатам исследований С.И. Кузнецова, численность ЭвБ составила 800 кл./мл, что выше, чем в озерах Белом и Черном, в которых численность этих бактерий составила 154 и 124 кл./мл соответственно (Кузнецов, 1952). В годы существования Косинской лимнологической станции, исследования, проводимые на этом озере, касались, в основном, состава донных отложений, их бактерио- и фитобентоса. После ликвидации станции в 1942 г. на оз. Святом не проводилось систематических определений микробиологических показателей, и в этой связи более современных данных по ним обнаружить не удалось .

2.1.2 Озеро Белое Оз. Белое является наиболее крупным из комплекса Косинских озер и имеет грушевидную форму (Рисунок 2.1). На современном этапе развития акватория озера почти лишена прибрежной растительности, берега пологие и сухие (Вагнер, Дмитриева, 2004). Площадь водоема составляет 0,2 км2, а максимальная глубина – 13,5 м, что сходно с результатами более ранних измерений этих параметров (Россолимо, 1925). Дно оз. Белого сложено илистопесчаное, местами илистое, мощность озерных отложений составляет более 10 м, что было отмечено еще в исследованиях 1925 г. (Россолимо, 1925). В настоящее время на восточном берегу оз. Белого находится Косинский церковный комплекс, Косинская фабрика и клуб юных моряков, на западном – здание МЧС, а также частные строения .

В 1923 г. общая минерализация оз. Белого составляла 130 мг/л, что почти вдвое выше минерализации оз. Святого на тот же период времени, а концентрация калия в оз. Белом составила 14,3 мг/л (Дексбах, 1925). Согласно более поздним данным за 1968 и 1972 гг., воды оз. Белого были отнесены к среднеминерализованным, гидрокарбонатно-кальциевым (Шилькрот, 1979). Концентрация иона НСО3- изменялась в широких пределах – от 40 мг/л (летом 1968 г.) до 272 мг/л в придонном слое (в конце зимы 1972 г). Содержание кальция в воде изменялось в пределах от 20 до 61 мг/л; магния – (6 – 14) мг/л; сульфатов – (0 – 19) мг/л; хлора

– (25 – 37) мг/л. Полученная расчетным способом концентрация суммы ионов натрия и калия варьировала в пределах (17 – 42) мг/л (Шилькрот, 1979) .

Средняя температура воды в мае в 1928 г. составляла 12,2 0С, в мае 1929 г. – 15,4 0С, а в мае 1933 г. – 12,4 0С. Содержание растворенного кислорода весной 1929 г. перед вскрытием озера ото льда составляло от 4,12 до 10,7 мг/л, или от 41,8 до 100% насыщения. После вскрытия озера от ледяного покрова произошло быстрое обогащение верхних слоев кислородом, до 148% насыщения, а к началу июня насыщение достигло 100,4%. (Россолимо, 1930). В 1933 г. в сентябре содержание органического азота (определенного по методу Кьельдаля) в водах оз .

Белого составляло (0,27 – 0,30) мг/л (среднее – 0,30 мг/л). Концентрация общего фосфора составляла 0,26 мг/л (Щербаков, 1934) .

По данным С.И. Кузнецова, в августе 1925 г. в придонном слое было обнаружено 0,7 мг/л H2S. В августе 1933 г. концентрация сероводорода на глубине 6 м составила 1 мг/л, а с глубиной возрастала до 4,8 мг/л. В августе 1937 г. сероводород был отмечен на глубинах от 6 м до дна, а его концентрация достигала в придонном слое (4,5 – 4,8) мг/л. Содержание сульфатов в озере до 1940 г. не превышало 3 мг/л, поэтому накопление сероводорода к концу стагнации, несмотря на довольно высокий уровень трофии озера, было незначительным (Кузнецов, 1970) .

За период 1924 – 1940 гг. перманганатная окисляемость (ПО) в пробах воды из оз. Белого изменялись от 6 до 20 мг О2/л. В 1967 г. величина этого показателя достигала в конце лета 10 мг О2/л, а в зимний период не превышала (4 – 5) мг О2/л. Колебания концентраций нитратов и нитритов в этот период находились в пределах от 0 до 0,4 мг/л и от 0 до 0,01 мг/л соответственно. В зимний период 1967 г. в поверхностном слое воды оз. Белого присутствовали нитриты и нитраты (0,5 мг/л), однако летом они отсутствовали. Концентрация аммонийного азота до 1929 г. не превышала 1 мг/л, а позднее увеличилась до (2 – 3) мг/л и более. В 1967 г .

зимой в поверхностном слое воды концентрация аммоний-ионов составила 5 мг/л .

Максимальная концентрация фосфатов была отмечена в придонном слое воды в период летней стагнации 1932 г. и составила 0,08 мг/л, а в период полного перемешивания водной массы фосфаты не были обнаружены. Летом 1967 г. в поверхностном слое воды фосфаты присутствовали в небольшом количестве, но с глубины 4 м их концентрация повышалась, и у дна составляла 0,13 мг/л. Зимой содержание фосфатов во всем водном столбе изменялось в пределах (0,05 – 0,07) мг/л. Содержание общего фосфора в поверхностных водах зимой и летом составляло (0,05 – 0,08) мг/л, а в глубинных слоях оно возрастало вдвое. Концентрация сульфатов в водах оз. Белого в период с 1923 по 1927 гг. составляла (2 – 3) мг/л, в 1967 г. этот показатель уже достигал (12 – 13) мг/л (Шилькрот, 1968, 1979) .

При сравнении результатов гидрохимических исследований 1967 г. с данными, полученными в сходные гидрологические сезоны 1996, 1997 и 2010 гг. (Таблица 2.2), обращают на себя внимание сильно возросшие концентрации нитратов – с 0,4 мг/л в 1967 г. до 5 мг/л в 2010 г., а также возросшие концентрации нитритов (с 0,01 мг/л до 0,06 мг/л). Концентрации аммонийного азота за рассматриваемый период снизились, с 5 мг/л в 1967 г. до 0,4 мг/л в 2010 г. Что касается сульфатов, то их концентрации не претерпели существенного изменения. Они составили 19 мг/л в 1997 г. и снизились до 14 мг/л в 2010 г. Стоит отметить загрязнение оз .

Белого ртутью, обнаруженное в 2010 г., однако более ранних результатов для оценки динамики содержания этого поллютанта в озере обнаружить не удалось .

В Таблице 2.2 для оз. Белого приведены данные гидрохимических наблюдений за период 1996, 1997 и 2010 гг. В колонке 2 приведены данные за 1996 г. по документу «Заключение об экологической обстановке…», 1996; в колонках 3 и 4 приведены результаты за 1996 и 1997 гг .

по документу «Разработка концепции благоустройства …», 1997; в колонке 5 представлены данные по документу «Результат исследования по экспертизе …», 2010 .

–  –  –

Анализ работ, выполненных на оз. Белом, показывает, что этот водоем уже в 1930-х гг .

имел эвтрофный статус, поэтому изменения в его трофическом режиме менее заметны, чем в режиме оз. Святого. Кроме того, оз. Белое имеет сравнительно большой объем и потому медленнее реагирует на антропогенные воздействия. Тем не менее, возрастание величин некоторых гидрохимических показателей может свидетельствовать о наличии антропогенного воздействия на этот водоем. Наиболее сильные изменения произошли в концентрации сульфатов. Их содержание в водах озера возросло с (2 – 3) мг/л, отмеченных в исследованиях Косинской лимнологической станции, до (14 – 19) мг/л (Таблица 2.2). Увеличение концентрации сульфатов могло способствовать образованию сероводорода в глубинных слоях в периоды стагнаций. Стоит отметить, что в донных осадках оз. Белого уже давно имеют место процессы анаэробной деструкции органического вещества. Наличие сероводорода в придонных слоях озера было отмечено еще в августе 1925 года (Кузнецов, 1970) .

Стоит отметить, что концентрация иона аммония в водах оз. Белого возросла от менее 0,05 мг/л в 1930-х гг. до 0,4 мг/л в 2010 г. Это можно объяснить возросшим поступлением легкодоступных ОВ в озеро в результате нарастающего антропогенного пресса, в частности – активного рекреационного использования озера жителями густонаселенных жилищных массивов – Ново-Косино, Жулебино и других .

Что касается микробиологических показателей, то согласно результатам исследований Косинской лимнологической станции на оз. Белом, значение ОЧБ в поверхностном слое воды в период летней стагнации в 1931 г. составляло 2,23 млн. кл./мл (Карзинкин, Кузнецов, 1931) .

Максимальное значение ОЧБ в поверхностном слое воды озера в 1931 г. отмечалось в июле – 2,67 млн. кл./мл, а минимальное в феврале составило 0,38 млн. кл./мл. Промежуточный максимум величин ОЧБ был отмечен в ноябре 1932 г. и составил 1,495 млн. кл./мл (Кузнецов, 1952). Таким образом, в оз. Белом годовые максимумы ОЧБ в 1930-х гг. были отмечены в летний и осенний периоды, а минимумы – в подледный сезон .

Содержание ЭвБ в водах оз. Белого в 1930-х гг. составляло 154 кл./мл. Кроме того, в нем были обнаружены бактерии, окисляющие метан, гексан и нафталин, и не было обнаружено бактерий, окисляющих фталевую кислоту (Кузнецов, 1952) .

–  –  –

По данным С.И. Кузнецова (1952) в 1937 г. в водах оз. Черного величина ОЧБ в марте составила 2,3 млн. кл./мл, а к апрелю снизилась до минимального за период наблюдений значения (0,3 млн. кл./мл). В августе наблюдался максимум величин ОЧБ, который составил более 4,5 млн. кл./мл, а затем до января численность бактерий в поверхностном слое воды постепенно снижалась, но не опускалась ниже 1,0 млн. кл./мл. С января до февраля величины ОЧБ несколько возросли (Кузнецов, 1952) .

Численность ЭвБ в водах оз. Черного в 1937 – 1938 гг. составляла от 0,1 до 25 тыс. кл./мл и постоянно колебалась на протяжении всего периода исследований (Кузнецов, 1952). Наиболее низкая численность ЭвБ была определена в зимний период, и составляла от 0,1 до 5 тыс. кл./мл .

В апреле 1937 г. содержание ЭвБ в поверхностном слое воды оз. Черного было очень низким, а в апреле 1938 г., напротив, была отмечена максимальная величина численности ЭвБ – более 25 тыс. кл./мл. В августе 1937 г. численность ЭвБ составила более 5 тыс. кл./мл, а в июле 1938 г. – 9 тыс. кл./мл (Кузнецов, 1952) .

Что касается других групп гетеротрофного бактериопланктона, то было отмечено, что в водах оз. Черного присутствовали бактерии, окисляющие метан (Кузнецов, 1952) .

2.2 Методы исследований

2.2.1 Отбор проб воды Исследования трех Косинских озер были проведены в период с декабря 2009 г. по декабрь 2012 г. Отбор проб воды на микробиологический анализ и для определения содержания пигментов фитопланктона проводили, в основном, ежемесячно, а на гидрохимический анализ пробы воды отбирали несколько раз в разные гидрологические сезоны. Все пробы отбирали на расстоянии (5 – 10) м от берега водоема, с глубины около 0,5 м, в местах, где общая глубина составляла не менее 1,5 м. В период ледостава пробы воды отбирали из лунки диаметром около 20 см, сделанной во льду с помощью пешни или шнекового бура. На микробиологический анализ отбор проб воды проводили с помощью батометра-бутылки со стерильной склянкой объемом 250 мл. Для определения в воде концентрации Хл а пробы отбирали с помощью батометра-бутылки с нестерильной склянкой объемом 1 л. Отобранные для анализа пробы доставляли в микробиологическую лабораторию кафедры гидробиологии биологического факультета МГУ им. М.В. Ломоносова. Обработку проб начинали не позднее четырех часов после отбора .

2.2.2 Гидрохимический анализ Пробы воды для гидрохимического анализа были отобраны из Косинских озер несколько раз в разные сезоны года: в 2011 г. – в феврале, мае и ноябре, и в 2012 г. – в апреле, мае и октябре. Пробы воды отбирали в стеклянные бутылки объемом (0,3 – 1,0) л и доставляли в ЗАО «Роса» в день их отбора. Гидрохимический анализ проб воды был выполнен по нашему заказу в

ЗАО «Роса» согласно следующим методикам измерений:

1. Содержание органического азота определяли методом титриметрии и фотометрии после минерализации, согласно ПНД Ф 14.1:2:4.277-2013 «Методика измерений массовых концентраций азота органического методом Кьельдаля в питьевых, природных и сточных водах» .

2. Концентрацию аммоний- иона определяли методом фотометрии с реактивом Несслера, согласно ПНД Ф 14.2:4.209-05 «МВИ аммоний-ионов в питьевых и природных водах» .

3. Концентрацию нитритов определяли методом фотометрии с реактивом Грисса, согласно НДП 10.1:2:3.91-06 «МВИ нитрит-ионов в питьевых, природных и сточных водах» .

4. Концентрацию нитратов определяли методом ионной хроматографии, согласно ПНД Ф 14.2:4.176-2000 «Методика определения содержания анионов (хлорид-, сульфат-, нитрат-, бромид- и йодид-ионов) в природных и питьевых водах методом ионной хроматографии» .

5. Концентрацию фосфатов определяли методом фотометрии (адаптер под круглые кюветы), согласно ПНД Ф 14.1:2:4.248-07 «Методика измерений массовых концентраций ортофосфатов, полифосфатов и фосфора общего в пробах питьевых, природных и сточных вод фотометрическим методом» .

6. Содержание растворенного кислорода определяли йодометрическим методом, согласно РД 52.24.419-2005 «Массовая концентрация растворенного кислорода в водах. Методика выполнения измерений иодометрическим методом» .

7. Биологическое потребление кислорода (БПК5) измеряли методом амперометрии, согласно НДП 10.1:2:3.131-2016 «Методика определения биохимического потребления кислорода после 5 дней инкубации (БПК5) в пробах питьевых, природных и сточных вод амперометрическим методом» .

8. Перманганатную окисляемость (ПО) определяли методом титриметрии в кислой среде, согласно ПНД Ф 14.1:2:4.154-99 «МВИ перманганатной окисляемости в питьевых, природных и сточных водах» .

9. Содержание сероводорода и сульфидов определяли методом жидкостной экстракции и фотометрии с диметилпарафенилендиамином, согласно ПНД Ф 14.1:2:4.178-02 «МВИ сероводорода, сульфидов и гидросульфидов в питьевых, природных и сточных водах» .

10. Содержание взвешенных и прокаленных органических веществ определяли методом гравиметрии, согласно ПНД Ф 14.1:2:4.254-09 «МВИ взвешенных веществ и прокаленных взвешенных веществ в питьевых, природных, сточных водах» .

11. Концентрации нефтепродуктов определяли методом жидкостной экстракции, ВЭЖХ, флуоресцентный детектор, УФ-детектор, согласно ПНД Ф 14.1:2:4.70-96 «МВИ полициклических ароматических углеводородов в питьевых, природных и сточных водах» .

12. Содержание органического углерода определяли на анализаторе углерода, согласно ПНД Ф 14.1:2:3:4.279-14 «Методика определения органического углерода и общего азота в питьевых, природных и сточных водах методом высокотемпературного окисления с использованием анализаторов углерода и азота» .

13. Содержание формальдегида определяли методом фотометрии с ацетилацетоном, согласно ПНД Ф 14.1:2:4.84-96 «МВИ формальдегида в питьевых, природных и сточных водах» .

14. Химическое потребление кислорода (ХПК) определяли методом фотометрии после минерализации, согласно ПНД Ф 14.1:2:4.210-2005 «МВИ химического потребления кислорода (ХПК) в пробах питьевых, природных и сточных вод» .

15. Фенольный индекс определяли методом жидкостной экстракции, газовой хроматографии, согласно ПНД Ф 14.1:2:4.225-2006 «МВИ фенола и фенолопроизводных в питьевых, природных и сточных водах» .

2.2.3 Определение концентраций пигментов фитопланктона Концентрации хлорофилла а (Хл а) и феофитина а в воде определяли в соответствии с стандартным флуорометрическим методом (Arar, Collins, 1997, UNESCO, 1994). Пробы воды объемом (200 – 500) мл были отфильтрованы через стекловолокнистые фильтры GF/F (Whatman) с помощью вакуумного насоса при отрицательном давлении 0,2 атм. Для экстракции Хл а фильтры после фильтрации подсушивали и помещали в 90% р-р ацетона на 24 часа при температуре +4°С, в темноте .

Измерения концентраций пигментов фитопланктона в полученных образцах выполнял с.н.с. ИОРАН, к.б.н. Мошаров Сергей Александрович. Экстракты помещали в измерительную кювету флуорометра МЕГА-25 и определяли интенсивность флуоресценции. Флуорометр МЕГА-25 был произведен на кафедре биофизики МГУ им. М.В. Ломоносова и откалиброван с использованием аутентичного хлорофилльного стандарта фирмы Sigma Chemical Co. (USA) .

Для определения концентрации Хл а с учетом феофитина экстракт подкисляли 1N HCl, после чего определяли интенсивность флуоресценции .

Расчет концентраций Хл а и феофитина по показателям флуоресценции проводили по формулам 1 и 2 (Arar, Collins, 1997). Величину доверительного интервала принимали равной 10% от концентрации Хл а .

, (1), (2) где Chl–a – концентрация хлорофилла а;

Phaeo–a – концентрация феофитина;

–  –  –

, где Fb и Fa – флуоресценция опытного раствора Хл а до и после подкисления соответственно, Vsolvent – объем ацетонового экстракта, Vwater – объем пробы воды, Cstand, Fbstand и Fastand – значения концентрации и флуоресценции стандартного раствора Хл а, определенные до и после подкисления соответственно .

2.2.4 Определение общей численности бактерий методом люминесцентной микроскопии Общую численность бактерий определяли методом прямого счета под эпифлуоресцентным микроскопом (Практическая гидробиология, 2006). Для окраски клеток бактерий использовали водный раствор флуорохрома акридинового оранжевого (АО) .

Аликвоту пробы воды (2 мл), предварительно фиксированную 37% раствором формальдегида (0,2 мл), помещали в чисто вымытые, обезжиренные и прокипяченные пробирки, предварительно промытые дистиллированной водой, профильтрованной через мембранный фильтр с диаметром пор 0,2 мкм. Непосредственно перед окраской АО фильтровали через мембранный фильтр с диаметром пор 0,2 мкм. В пробы воды флуорохром добавляли в количестве 0,2 мл на 2 мл пробы и проводили окрашивание в течение 5 мин. Фильтровальную воронку предварительно ополаскивали безбактериальной водой .

Millipore (USA) Концентрирование бактерий проводили под вакуумом на черных нефлуоресцирующих мембранных фильтрах Osmonics (USA) с диаметром пор 0,22 мкм. Между черным фильтром и фильтродержателем помещали целлюлозный мембранный фильтр Millipore с диаметром пор 0,45 мкм в качестве подложки для более равномерного распределения бактериальных клеток по поверхности фильтра. После фильтрации пробы воды фильтры промывали 5 мл безбактериальной воды, затем фильтр подсушивали на воздухе. Далее на поверхность предметного стекла наносили каплю нефлуоресцирующего иммерсионного масла Olympus (Japan) и помещали на нее мембранный фильтр. Сверху на фильтр также наносили каплю иммерсионного масла и накрывали его покровным стеклом .

С декабря 2009 г. по январь 2011 г. включительно, прямой счет проводили с использованием люминесцентного микроскопа ЛЮМАМ-И3 со светоделительной пластиной «Зеленая», возбуждающим светофильтром ФС-1-2, барьерным светофильтром ЖС-3+БС-8 .

Использовали иммерсионный объектив 90х и окуляры 5х, увеличение бинокулярной насадки составляло 1,1х. С февраля 2011 г. и по декабрь 2012 г. прямой счет проводили под эпифлуоресцентным микроскопом Nikon Eclipse Е 200F с кубом фильтров (куб) С-FL для эпифлуоресценции N B-2A в составе: фильтр возбуждения EX450-490, дихроичное зеркало DM505 и барьерный фильтр BA520. Использовали иммерсионный объектив CFI План Ахромат 100х и окуляры 10х .

На препарате просматривали по 40 полей зрения, равномерно распределяя их по всей рабочей поверхности фильтра в виде буквы Z. Численность бактерий в 1 мл воды рассчитывали по формуле 3 .

, (3) где х – количество бактерий в 1 мл, e – общая площадь фильтра, мм2, а – просчитываемая площадь, мкм2, V – объем профильтрованной пробы воды, мл, n – число полей зрения, в которых считали клетки, d – сумма подсчитанных бактерий в n полях зрения, 106 – коэффициент для пересчета мм2 в мкм2 .

2.2.5 Учет численности бактерий с активной электронтранспортной системой Определение численности бактерий с активной ЭТС (ЦТХ+Б) проводили методом прямого счета с использованием флуорохрома 5-циано-2,3-дитолил тетразолиум хлорида (ЦТХ) фирмы Invitrogen (Methods in Stream Ecology, 2006). 2 мл пробы воды помещали в две стерильные мерные пробирки. В случаях низкой численности ЦТХ+Б для получения более репрезентативных результатов, мы использовали аликвоту пробы воды объемом 4 мл .

Флуорохром ЦТХ добавляли в условиях приглушенного света из расчета 0,1 мкл на 1 мл пробы воды. Для экспозиции пробы с ЦТХ пробирки заворачивали в фольгу, чтобы они не подвергались воздействию света, и ставили на экспозицию на шейкер на 4 ч при малых оборотах и при температуре, близкой in situ. По окончании экспозиции пробу воды фиксировали 37% раствором формальдегида в количестве 0,2 мл на 2 мл пробы воды .

Фильтрацию и учет количества ЦТХ+Б проводили тем же методом, что и в случае определения ОЧБ (Раздел 2.2.4). Отличие состояло в том, что фильтры с ЦТХ+Б после фильтрации сушили на фильтровальной бумаге в темноте, а подсчет бактерий проводили незамедлительно после подготовки препарата из-за невозможности его длительного хранения. При необходимости, допускалось хранение фильтра не более суток в морозильной камере .

2.2.6 Определение численности эвтрофных бактерий Учет численности ЭвБ проводили с помощью метода предельных разведений (Практическая гидробиология, 2006). Все разведения выполняли в трех повторностях. Для определения численности ЭвБ использовали модифицированную среду Зобелла 2216Е без NaCl (Aaronson, 1970). Эта среда имела следующий состав (в граммах):

–  –  –

рН среды доводили до (7,2 – 7,4) с помощью раствора 1N NaOH, затем среду фильтровали через фильтр «красная лента». Среду разливали в пробирки по 5 мл в каждую, и стерилизовали их в автоклаве в течение 30 мин при давлении 1 атм .

Посевы инкубировали при комнатной температуре в течение 1 – 2 недель. О росте бактерий судили визуально по помутнению среды. Наиболее вероятное количество бактерий в пробе воды определяли по таблице Мак-Креди (Руководство к практическим занятиям по микробиологии, 1995) .

2.2.7 Определение численности углеводородокисляющих бактерий Для учета численности УОБ использовали метод предельных разведений на среде ММС (Практическая гидробиология, 2006). Она имела следующий состав (в граммах):

MgSO4 х 7H2O – 1,0;

1 .

KCl – 0,7;

2 .

KH2PO4 х 3H2O – 1,0;

3 .

Na2HPO4 х 12H2O – 7,5;

4 .

NH4NO3 – 1,0;

5 .

H2O дистиллированная – 1 л .

6 .

Среду разливали в пробирки по 5 мл в каждую и стерилизовали 30 мин при давлении 1 атм. В качестве единственного источника углерода и энергии в пробирки со средой после посевов добавляли стерильное дизельное топливо летнее (ДТ) в количестве двух капель .

Посевы инкубировали при комнатной температуре в течение 1 месяца .

2.2.8 Расчет коэффициентов К, КУ, КУ1 Модифицированный коэффициент Разумова (К) рассчитывали, как соотношение между ОЧБ и количеством культивируемых ЭвБ (ГОСТ 17.1.2.04-77). Индекс КУ рассчитывали, как процентное соотношение численности культивируемых УОБ и ОЧБ. Индекс КУ1 определяли, как отношение численности УОБ к таковой ЭвБ, выраженное в процентах (Ильинский, 2000) .

2.2.9 Определение потенциальной углеводородокисляющей активности микроорганизмов Оценку потенциальной УВ-окисляющей активности гетеротрофных бактерий проводили радиоуглеродным методом с использованием в качестве меченого углеводорода 14С-октадекана (Ильинский, Семененко, 1994). Метод основан на пассивном поглощении раствором щелочи меченого СО2, образующегося в ходе минерализации бактериями С-углеводорода. Все эксперименты проводили при температуре близкой in situ в стерильных стеклянных склянках объемом 100 мл, закрытых резиновыми пробками с закрепленными на них пластмассовыми чашечками (Рисунок 2.2). Инкубационные склянки предварительно закрывали колпачками из фольги и стерилизовали в сушильном шкафу при в течение 3 ч. В пластмассовые чашечки помещали складчато-сложенную фильтровальную бумагу размером 5х2 см так, чтобы верхний край бумаги выступал из чашечки примерно на 0,5 см. Затем на этот край бумаги наносили с помощью пипетки 0,3 мл 0,1N раствора NaOH .

–  –  –

Рисунок 2.2 – Склянка для инкубации проб воды с 14С-углеводородом и сбора 14СО2 .

На каждую пробу воды использовали 3 опытных и 2 контрольные склянки. В контрольные склянки добавляли по 0,5 мл 5N раствора H2SO4. Аликвоту пробы воды (25 мл) помещали в заранее подготовленную склянку. С помощью автоматического дозатора во все склянки добавляли 20 мкл спиртового раствора С-октадекана. В этом количестве раствора содержалось 2,40 мкг 14С-октадекана с активностью (197478 – 210000) расп/мин. Склянки затем плотно закрывали резиновыми пробками и выдерживали 4 ч в темноте и при температуре, близкой in situ .

После инкубации, для остановки процесса минерализации углеводорода микроорганизмами, в опытные склянки через резиновые пробки с помощью шприца с тонкой иглой вводили 0,5 мл 5N раствора H2SO4. Склянки оставляли на 24 – 48 ч. для пассивного поглощения образовавшегося СО2 раствором щелочи. По истечении этого времени пробки с чашечками извлекали из склянки, вынимали из чашечек бумагу, пропитанную раствором NaOH, и помещали ее в сцинтилляционные флаконы .

Измерение активности извлеченной из склянок после инкубации фильтровальной бумаги и фильтров с помощью сцинтилляционного счетчика MARK-3 (Holland) было выполнено с.н.с .

кафедры радиохимии химического факультета МГУ, к.х.н. Семененко Михаилом Николаевичем. В результате получали показатель естественной минерализации (ПЕМ окт), который соответствовал количеству углеводорода, полностью окисленного микроорганизмами до углекислого газа и воды .

Расчет величины ПЕМокт осуществляли по формуле (4):

, (4) где ПЕМокт – скорость естественной минерализации 14С-углеводорода, мкг*л-1*ч-1;

AОП – активность опытного образца, расп/мин;

AК – активность контрольного образца, расп/мин;

AВ – внесенная в склянку активность, расп/мин;

t – время инкубации, ч;

В – количество внесенного 14С- углеводорода, мкг 40 – пересчетный коэффициент с объема 25 мл на 1 л .

Для измерения количества углеводорода, включенного в микробные клетки (т.н .

потенциала неполной биодеградации, или ПНБокт), образцы воды из склянок фильтровали через мембранные фильтры Сынпор с диаметром пор (0,2 – 0,3) мкм. Для удаления бактерий со стенок инкубационных склянок их ополаскивали 10 мл дистиллированной воды и пропускали эту воду через тот же фильтр, что и пробу воды. Фильтр промывали пятикратно 55% водным раствором этилового спирта порциями по 2 мл для удаления меченого углеводорода. Затем фильтр помещали в сцинтилляционный флакон, и его активность измеряли на сцинтилляционном счетчике. Расчет ПНБокт проводили по формуле (4) .

Для определения показателя естественной биодеградации октадекана (ПЕБокт), представляющего собой оценку общего количества углеводорода, окисленного микроорганизмами, суммировали значения ПЕМокт и ПНБокт. Этот суммарный показатель отражал потенциальную УВ-окисляющую активность бактериопланктона в пробах воды .

2.2.10 Выделение чистых культур углеводородокисляющих бактерий, их описание и таксономический анализ Выделение чистых культур УОБ включало в себя три этапа: получение накопительной культуры, выделение чистой культуры и определение чистоты выделенной культуры (Руководство к практическим занятиям по микробиологии, 1995). Выделение чистых культур УОБ проводили методом накопительной культуры из первого и последнего разведений проб воды, внесенных в жидкую синтетическую среду ММС с дизельным топливом, в которых визуально наблюдался заметный рост УОБ. Высев из пробирок проводили на чашки Петри с агаризованной средой ММС (20 г/л агара) с последующим инкубированием посевов при комнатной температуре .

В 2011 г. мы проводили высев на агаризованную среду ММС с дизельным топливом параллельно как из разведений, в которых был обнаружен рост УОБ, так и непосредственно из пробы воды. Посевы на чашки, выполненные непосредственно из проб воды показали лучшие результаты, поэтому в дальнейшем мы проводили выделение культур преимущественно этим методом .

Выделение чистых культур УОБ проводили из их отдельных колоний, образовавшихся на агаризованной среде ММС с дизельным топливом. Посевной материал из колоний с помощью микробиологической петли переносили в пробирки с закошенной агаризованной средой ММС с дизельным топливом. Хранили выделенные культуры бактерий в холодильнике при температуре (4 – 6) 0С .

Для определения чистоты выделенных культур УОБ микробиологической петлей переносили колонии бактерий из пробирок с закошенной агаризованной средой ММС на плотную среду Мюллера следующего состава, (г/л):

пептон – 10;

1 .

NaCl – 10;

2 .

дрожжевой экстракт – 5;

3 .

агар – 20;

4 .

H2O дистиллированная. – 1 л .

5 .

Посевной материал на среду Мюллера наносили штрихом. На этой среде колонии микроорганизмов вырастали за 1 – 2 дня при комнатной температуре. Чистоту культур проверяли визуально по однородности штриха на поверхности агара и методом микроскопии с помощью препарата «раздавленная капля». О чистоте культуры свидетельствовала морфологическая однородность клеток бактерий .

Морфологические признаки изучали у 1, 3, 7, 16 и 30-ти суточных культур, выращенных на среде Мюллера. Определяли следующие культуральные свойства: форму колонии, размер колонии в мм, особенности поверхности колонии, профиль колонии, ее блеск и прозрачность, цвет колонии (белые колонии относили к бесцветным), форму края колонии, ее структуру и консистенцию. Край и структуру колонии определяли с помощью лупы либо под бинокуляром .

Физиолого-биохимические свойства культур определяли в соответствии с рекомендациями Руководства к практическим занятиям по микробиологии (1995) .

Для изучения реакции штаммов бактерий на каталазу, их колонии, выращенные на плотной питательной среде в чашках Петри, покрывали тонким слоем раствора перекиси водорода (1 – 2 мл). Появление пузырьков газа в слое нанесенной жидкости свидетельствовало об образовании кислорода в результате расщепления перекиси водорода под действием каталазы, что свидетельствовало о наличии у микроорганизмов этого фермента и положительном результате теста на каталазу .

Для проведения оксидазного теста на индикаторную бумагу в чашке Петри микробиологической петлей наносили суспензию клеток выделенных культур микроорганизмов. Если в клетках бактерий присутствовал фермент цитохромоксидаза, то через 1 – 2 минуты на бумаге появлялось сине-фиолетовое окрашивание. В случае отрицательного результата оксидазного теста окрашивание бумаги отсутствовало .

Определение подвижности микробных клеток проводили визуально путем просмотра препарата «раздавленная капля». Просматривали препараты с использованием фазового контраста на микроскопе Nikon Eclipse E 200 с объективом 100х и окуляром 10х .

Идентификацию выделенных из Косинских озер культур УОБ проводили по определителю Берги (Bergey, Holt, 1989), использовали также монографию Нестеренко с соавторами (Нестеренко, Квасников, Ногина, 1985). В качестве эталонных штаммов использовали типовые штаммы бактерий, хранящиеся в коллекции кафедры гидробиологии Биологического факультета МГУ .

Определение таксономического положения двух представителей 2.2.11 углеводородокисляющих бактерий Для уточнения таксономического положения двух чистых культур УОБ, относящихся к наиболее распространенным в Косинских озерах штаммам, предварительно идентифицированных нами как Pseudomonas sp. и Rhodococcus sp., мы использовали методы молекулярно-генетического анализа. Эта часть работы была выполнена в сотрудничестве с в.н.с. НИИ Физико-химической биологии им. А.Н. Белозерского МГУ, д.б.н. Ольгой Алексеевной Кокшаровой и асс. Биологического факультета МГУ, к.б.н. Татьяной Робертовной Кравцовой .

Выделение ДНК из клеток бактерий проводили согласно методике О.А. Кокшаровой с фенолом (Koksharova et al., 1998). Для выделения ДНК использовали бактериальные культуры в экспоненциальной фазе роста. Хромосомную ДНК бактерий использовали в качестве матрицы для синтеза ПЦР-фрагментов .

Для получения ПЦР-фрагментов, содержащих нуклеотидные последовательности, соответствующие фрагменту гена 16SpPHK, для штамма Pseudomonas sp. 2012А использовали универсальные праймеры Ps-F (5’-GGTCTGAGAGGATGATCAGT-3’) и Ps-R (5’TTAGCTCCACCTCGCGGC-3’) (Widmer et al., 1998), для штамма Rhodococcus sp. 2012B использовали праймеры Rod-F и Rod-R (5’CAGCAGCTCAACTGCTGGCT-3’) CATGCTCCGCCGCTTGTG-3’) (Fredriksson et al., 2013) .

Амплификацию гена 16SрРНК проводили в амплификаторе ТЕРЦИК (НФП «ДНКТехнология», Россия) с использованием следующего температурно-временного профиля:

1. 94 0С – 10 мин – цикл плавления;

2. 94 0С – 45 сек, 54 0С – 45 сек, 68 0С – 2 мин (25 циклов);

3. 68 0С – 7 мин – цикл полной элонгации .

Амплификацию фрагментов нуклеотидных последовательностей alk гена, определяющих утилизацию алифатических углеводородов, проводили с помощью праймеров ALK-FI (5'CATAATAAAGGGCATCACCG-3') и ALK-RI (5'-GATTTCATTCTCGAAACTCC-3'); ALK-RIII (5'-TCGA GCACATCCG CGGCC-3') и ALK-RIII (5'-GTAGTGCTCGACGTAGTTCG-3') (Kоhno

et al., 2002) в следующем режиме (Чернявская, 2012):

1. 94 0С – 5 мин;

2. 94 0С – 30 сек, 40 0С – 30 сек, 72 0С – 20 сек (30 циклов);

3. 72 0С – 10 мин .

Разделение продуктов амплификации проводили в 1,5% агарозном геле. В качестве стандарта размеров фрагментов использовали маркер молекулярной массы ДНК 1Кb (Fermentas, EU). Клонирование ПЦР-продукта проводили с помощью набора для клонирования CloneJet PCRтм Cloning Kit # K1231 фирмы Fermentas (EU). В качестве векторной системы использовали плазмиду pJET 1.2/blunt .

Секвенирование плазмидной ДНК проводили на автоматическом секвенаторе ДНК ABI PRISM 3100-Avant в Межинститутском центре коллективного пользования «ГЕНОМ» ИМБ РАН. Сиквенс проводился с использованием плазмидных праймеров к вектору pJET 1.2/blunt (набор для клонирования CloneJet PCRтм Cloning Kit # K1231) .

Анализ полученных секвенированных нуклеотидных последовательностей и их филогенетический анализ осуществлялся с помощью программы BioEdit и программы Blast (http://www.mbio.ncsu.edu/BioEdit/bioedit.html) (https://blast.ncbi.nlm.nih.gov/Blast.cgi?PROGRAM=blastn&PAGE_TYPE =BlastSearch&LINK_LOC=blasthome) с использованием баз данных, содержащих информацию о нуклеотидных последовательностях секвенированных геномов и отдельных генов микроорганизмов с отбором их по наибольшей степени сходства. Филогенетический анализ нуклеотидных последовательностей проводили с помощью программы MEGA Нуклеотидные последовательности изучаемых изолятов (http://www.megasoftware.net/) .

сравнивали с последовательностями, представленными в генном банке (GenBank) с помощью программы BLAST с отбором их по наибольшей степени сходства (Maximum Identity) .

Последовательности отобранных видов выравнивали посредством программы MEGA 5.1 .

Филогенетическую реконструкцию последовательностей проводили методом ближайшего соседа (Neighbor-Joining) с помощью программы Blast Tree View (Fast minimum evolution – tree method) .

2.2.12 Статистическая обработка результатов Первичную обработку полученных результатов проводили в программном пакете Microsoft Office Excel 2010. Статистический анализ проводили в сотрудничестве с д.б.н.. проф .

каф. гидробиологии МГУ Андреем Игоревичем Азовским в пакетах программ PRIMER 6 и PAST (ver. 3.04) .

Расчет доверительных интервалов (ДИ) для исследованных микробиологических показателей проводили в программном пакете Microsoft Office Excel 2010 Доверительные интервалы также были рассчитаны для всех использованных в работе средних величин этих показателей: среднесезонных, среднегодовых и средних за весь период наблюдений .

Глава 3 Результаты и обсуждение

3.1 Температура воздуха, воды и ледовый режим Косинских озер

Температура воды в Косинских озерах за период наблюдений колебалась от 0,1 до 28 0С .

Различия в температурах воды и воздуха в одни и те же сроки наблюдений между озерами составляли не более (1 – 3) 0С, также не наблюдалось и существенных различий по ледовому режиму озер (Таблица П.1). Становление льда на озерах начиналось в конце ноября или в начале декабря, и он сохранялся до конца апреля – начала мая. Толщина льда, в зависимости от зимних температур воздуха, составляла от 30 до 80 см, максимальная из которых (80 см) наблюдалась в конце января 2010 г. на оз. Белом. Максимальные значения температуры воды в озерах были приурочены к концу июля – началу августа, и составляли (26 – 28) 0С. Межгодовые колебания летних температур воды в сходные сроки наблюдений могли быть достаточно большими. Например, 28 июня 2011 г. температуры воды на озерах Святом, Белом и Черном составили 27 0С, 28 0С и 28 0С соответственно, а 28 июня 2012 г. – только 21 0С, 21 0С и 22 0С .

3.2 Гидрохимические показатели Косинских озер в 2011 – 2012 гг .

Содержание биогенных элементов и другие гидрохимические показатели водоемов в большинстве случаев являются факторами, определяющими развитие бактериопланктона в водных экосистемах. В настоящей работе мы провели сравнительный анализ динамики величин этих параметров в трех Косинских озерах, чтобы оценить, насколько абиотические условия, сложившиеся в каждом из этих озер в период проведения микробиологических наблюдений, были благоприятны для развития гетеротрофного бактериопланктона. Пробы воды на гидрохимический анализ были взяты в феврале, мае и ноябре 2011 г., апреле, мае и октябре 2012 г., т.е. этими наблюдениями были охвачены зимний, весенний и осенний сезоны, как наиболее важные в развитии гетеротрофного бактериопланктона. В мае 2012 г. был проведен расширенный анализ с определением большего числа гидрохимических параметров, в том числе концентраций загрязняющих веществ (Таблица 3.7) .

3.2.1 Озеро Святое Значения рН воды оз. Святого колебались от 6,84 до 8,16, в среднем составив 7,45 (Таблица 3.1). В большинстве случаев рН был близок к нейтральному либо слабощелочным, что сходно с результатами гидрохимических исследований оз. Святого в 1996, 1997 и 2010 г .

(Таблица 2.1). По результатам более ранних исследований (Дексбах, 1925) вода оз. Святого имела слабокислую реакцию – значения рН составляли (6,1 – 6,4). Таким образом, значения рН возросли за прошедший с 1924 г. более чем 90-летний период времени .

Концентрации органического азота в водах оз. Святого колебались от 0,3 мг/л в апреле 2012 г. до 2,3 мг/л в феврале 2011 г., составив в среднем 0,97 мг/л (Таблица 3.1). В 1924 г .

отмечалось наличие органического азота в оз. Святом в концентрациях менее 1 мг/л, что согласуется с его средним содержанием в водах озера по нашим данным. Можно полагать, что содержание органического азота в оз. Святом за прошедшее время значительно не изменилось .

Дефицит кислорода, как следует из многочисленных данных литературы (Горленко и др., 1977; Драбкова, Прыткова, 1988; Миловская, 2004; и др.), чаще всего имеет место в водных объектах, испытывающих высокие нагрузки по лабильным ОВ. Он обычно наблюдается в эвтрофированных водоемах, содержащих большое количество соединений азота и фосфора, а также ОВ природного и антропогенного происхождения. Значения концентрации растворенного кислорода в водах оз. Святого колебались в широких пределах – от 1,9 до 11,4 мг/л (среднее – 8,22 мг/л). Минимальная из этих величин оказалась ниже установленного норматива (4 мг/л), и была определена в апреле 2012 г., при максимальной толщине льда. В те же сроки наблюдений в поверхностных слоях воды было отмечено наличие сероводорода, а также минимальные значения БПК5 (Таблица 3.1). Это может свидетельствовать о периодическом наступлении в водах оз. Святого заморных условий, что характерно для конечной фазы зимнего гидрологического периода, когда основная часть запаса кислорода в воде уже была израсходована на аэробные микробиологические процессы деструкции ОВ. В остальные сроки пробоотбора концентрации растворенного кислорода изменялись в небольших пределах, и его содержание в воде не могло лимитировать развитие гидробионтов. Согласно ГОСТ 17.1.2.04-77, по содержанию кислорода воды оз. Святого в разные сроки наблюдений попадали в разные категории качества воды – от олигосапробных до полисапробных (Таблица 3.2) .

Сероводород в водной толще оз. Святого большую часть года обычно либо вообще отсутствовал, либо присутствовал в незначительных количествах, причем только в придонных слоях. Как уже отмечалось выше, он мог появляться в воде в основном в зимний гидрологический период, когда озеро покрыто льдом. В это время воздухообмен между водоемом и атмосферой затруднен, а ветровое перемешивание водных масс отсутствует .

Наличие сероводорода в водоеме чаще всего служит показателем его сильного загрязнения ОВ .

Содержание сероводорода и сульфидов в водах оз. Святого в пяти пробах из шести было ниже чувствительности метода их определения. Повышенное их содержание в воде, как отмечалось выше, было обнаружено только в апреле 2012 г. (Таблица 3.1) .

Т а б л и ц а 3.1 – Результаты химических анализов вод озера Святого, проведенных в 2011 и 2012 гг .

–  –  –

* Выделены значения, отклоняющиеся в худшую сторону от нормативных для водоемов рекреационного использования (согласно СанПиН № 4630-88 «ПДК и ОДУ вредных веществ в воде водных объектов хозяйственно-питьевого и культурно-бытового водопользования») .

Т а б л и ц а 3.2 – Классификация вод озера Святого по ГОСТ 17 .

1.2.04-77 с учетом «худших» и «лучших» за время наблюдений значений гидрохимических показателей .

–  –  –

3.2.2 Озеро Белое Значения рН в поверхностном слое воды оз. Белого колебались в пределах (7,22 – 9,11), при среднем за период наблюдений значении 7,96 (Таблица 3.3). Вода озера имела щелочную реакцию в мае 2011 г. и в мае 2012 г., причем значения рН в эти периоды времени даже превышали нормативные. В остальные сроки наблюдений вода в оз. Белом имела слабощелочную реакцию, близкую к нейтральной. В 1997 г. значения рН в оз. Белом в период с февраля по июнь постепенно возрастали от 7,2 до 8,0 (Таблица 2.2). По всей видимости, во всех отмеченных случаях это было связано с развитием фитопланктонного сообщества. Известно, что интенсивное поглощение углекислого газа фитопланктоном в процессе фотосинтеза приводит к смещению карбонатного равновесия, что сопровождается увеличением рН. Прямая связь между фотосинтезом фитопланктона и рН воды наблюдалась, к примеру, в Куйбышевском и Саратовском водохранилищах в летние сезоны 2009 – 2011 гг. (Номоконова, Паутова, 2013) .

Концентрация органического азота в водах оз. Белого изменялась от 0,76 мг/л в мае 2012 г. до 2,3 мг/л в апреле 2012 г., при среднем значении 1,53 мг/л (Таблица 3.3), что в полтора раза превышало среднее за тот же период времени значение этого показателя в оз. Святом (Таблица 3.1) .

Т а б л и ц а 3.3 – Результаты химических анализов вод озера Белого, проведенных в 2011 и 2012 гг .

–  –  –

* Выделены значения, отклоняющиеся в худшую сторону от нормативных для водоемов рекреационного использования (согласно СанПиН № 4630-88) .

Т а б л и ц а 3.4 – Классификация вод озера Белого по ГОСТ 17 .

1.2.04-77 с учетом «худших» и «лучших» за время наблюдений значений гидрохимических показателей .

–  –  –

3.2.3 Озеро Черное Значения рН воды оз. Черного колебались от 7,19 до 8,18, в среднем составив 7,75 (Таблица 3.5). Согласно более ранним данным (Дексбах, 1925), величины рН, определенные колориметрическим методом на поверхности и у дна оз. Черного, составляли, 7,6 и 7,0 соответственно. Таким образом, рН воды озера за прошедшие годы изменился незначительно .

Концентрации органического азота в оз. Черном варьировали от 0,55 до 2,70 мг/л, и в среднем составили 1,26 мг/л (Таблица 3.5). Наибольшее количество этого биогена в воде было обнаружено в апреле 2012 г., в подледный период при низкой концентрации растворенного в воде кислорода. По среднему содержанию органического азота оз. Черное заняло промежуточное положение между озерами Святым и Белым .

Концентрации растворенного в воде кислорода колебались в оз. Черном от 0,1 до 11,5 мг/л, и в среднем составили 6,5 мг/л (Таблица 3.5). Очень низкие концентрации кислорода (0,1 мг/л), которые оказались намного ниже установленного норматива (4,0 мг/л), были отмечены в подледный период, в феврале 2011 г. и в начале апреля 2012 г. В этот период в оз. Черном были обнаружены очень высокие концентрации сероводорода и сульфидов (более 2 мг/л), а также наиболее высокие значения БПК5 (более 6 мг/л) и ПО (более 7 мг/л). В двух других Косинских озерах концентрации растворенного в воде кислорода даже в подледный период были более чем на порядок выше, чем в оз. Черном. Согласно ГОСТ 17.1.2.04-77, по величинам процентного насыщения кислородом воды оз. Черного в разные сроки наблюдений попадали в категории от олигосапробных до полисапробных (Таблица 3.6) .

Присутствие нитратов в воде оз. Черного не удалось обнаружить дважды – в мае и октябре 2011 г., так же, как и в оз. Святом. В эти же сроки наблюдений в воде не было обнаружено аммонийного азота (Таблица 3.5), что было связано, скорее всего, с практически полным потреблением к этому времени данных источников азота фитопланктоном и микроорганизмами. В остальные сроки наблюдений содержание нитратов в воде оз. Черного изменялось от 0,22 до 0,70 мг/л, составив в среднем за весь срок наблюдений 0,24 мг/л. Это значение практически в два раза ниже среднего содержания нитратов в водах оз. Святого и в восемь раз ниже такового в оз. Белом. Невысокие концентрации нитратов в 1930-х гг. в летний период были отмечены С.И. Кузнецовым – они составили от 0 до 0,22 мг/л на поверхности и у дна соответственно (Кузнецов, 1952) .

Как и воды озер Святого и Белого, на основании концентрации нитратов, согласно ГОСТ 17.1.2.04-77, воды оз. Черного попадали в категорию ксеносапробных (Таблица 3.6) .

Нитриты в водах оз. Черного присутствовали во все сроки наблюдений, кроме ноября 2011 г., а их концентрации колебались от менее 0,017 до 0,062 мг/л, составив в среднем за весь период наблюдений 0,027 мг/л (Таблица 3.5). Сходное содержание нитритов в водах оз .

Черного (0,02– 0,09) мг/л было обнаружено также и в 1996 – 2010 гг. (Таблица 2.3). В оз. Белом среднее содержание нитритов в воде было в два раза выше, а в оз. Святом – почти в два раза ниже, чем в оз. Черном. По ГОСТ 17.1.2.04-77 в большинстве случаев, кроме февраля 2011 г., воды оз. Черного были отнесены в категорию олигосапробных (Таблица 3.6) .

Т а б л и ц а 3.5 – Результаты химических анализов вод озера Черного, проведенных в 2011 и 2012 гг .

–  –  –

Выделены значения, отклоняющиеся в худшую сторону от нормативных для водоемов рекреационного использования (согласно СанПиН № * 4630-88) .

Т а б л и ц а 3.6 – Классификация вод озера Черного по ГОСТ 17 .

1.2.04-77.с учетом «худших» и «лучших» для водоема значений гидрохимических показателей .

–  –  –

0,002 – 0,040 0,09 – 1,50 Нитриты, мг/л 0,000 – 0,001 0,05 – 0,08 1,6 – 3,0 Более 3 Лучшее Худшее 0,006 – 0,030 0,11 – 0,30 Более 0,6 Фосфаты, мг/л До 0,005 0,04 – 0,10 0,31 – 0,60 Лучшее Худшее Более 0,1 0,0 Сероводород, мг/л До 0,1 0,0 0,0 0,0 Лучшее Худшее Фосфатов в водах оз. Черного не удалось обнаружить только в конце мая 2011 г., тогда же, когда в них отсутствовали и нитраты, что было, вероятно, связано с их потреблением фитопланктоном в период его массового развития. В остальные сроки наблюдений концентрации фосфатов в воде варьировали от менее 0,042 до 0,880 мг/л, составив в среднем 0,226 мг/л (Таблица 3.5). Средние за период наблюдений концентрации фосфатов в оз. Черном были в 4 раза выше, чем в оз. Святом, и в 1,6 раза выше, чем в оз. Белом. В 1996 и 1997 гг. эти значения составили 0,80 и 0,26 мг/л соответственно (Таблица 2.3), что укладывается в диапазон обнаруженных нами значений. По величинам концентраций фосфатов воды оз. Черного, согласно ГОСТ 17.1.2.04-77, варьировали от олигосапробных до -мезосапробных (Таблица 3.6) .

Значения БПК5 в водах оз. Черного за период наблюдений колебались от 1,7 до 6,6 мг/л, в среднем составив 3,63 мг/л (Таблица 3.5). За время наблюдений значения этого показателя дважды превысили нормативные значения для водоемов рекреационного использования (6.0 мг/л), чего не наблюдалось в озерах Святом и Белом. Среднее за весь срок наблюдений значение БПК5 оказалось близко к таковым в озерах Белого и Святого. Даже по минимальному («лучшему») обнаруженному нами значению БПК5 (1,7 мг/л О2) воды оз. Черного согласно ГОСТ 17.1.2.04-77 могли быть отнесены только к категории загрязненных (-мезосапробных) вод, тогда как по максимальному («худшему») значению показателя они попали в категорию полисапробных (Таблица 3.6) .

Величины ПО в оз. Черном варьировали от 3,9 до 12,7 мг/л, в среднем составив 7,5 мг/л (Таблица 3.5). Это среднее значение более чем в два раза превысило таковые в озерах Белом и Святом. На основании величин ПО, согласно ГОСТ 17.1.2.04-77, воды оз. Черного в разные сроки наблюдений попадали в разные классы сапробности – от ксеносапробных до мезосапробных (Таблица 3.6) .

Значения соотношения БПК5/ПО в воде оз. Черного варьировали от 19 до 90%, при средней величине 50% (Таблица 3.5). Максимальная величина этого соотношения была обнаружена в феврале 2011 г., что свидетельствовало о том, что в этот период основную часть ОВ (90%) в водах оз. Черного составляли лабильные соединения. Только в октябре 2012 г .

значение соотношения БПК5/ПО снижалось до 19% – в этот период основную часть ОВ составляли более устойчивые к биодеградации соединения, вероятно, природного происхождения .

Концентрации сероводорода и сульфидов в воде оз. Черного в вегетационный период трижды находились за пределами чувствительности метода определения, и лишь однажды присутствовали в очень малых количествах (0,002 мг/л). Однако, в периоды гидрологической зимы они многократно превышали установленный норматив (до 0,1 мг/л), и составляли 2,43 мг/л в феврале 2011 г. и 3,32 мг/л в апреле 2012 г. (Таблица 3.5). По нашим наблюдениям, в эти периоды времени от подледной воды оз. Черного исходил резкий запах сероводорода. Таким образом, только в этом озере зимой даже в поверхностном слое воды создавались ярко выраженные заморные условия. На это указывают и данные литературы, согласно которым зимой в оз. Черном постоянно наблюдались заморы (Дексбах, 1925). В 1932 г. в подледный период в этом озере также были отмечены низкие концентрации растворенного кислорода и наблюдались интенсивные процессы газоотделения со всей поверхности дна (Россолимо, Кузнецова, 1934). Очевидно, что в грунтах оз. Черного в зимний период интенсивно протекают анаэробные микробиологические процессы разложения ОВ, в ходе которых образуются сероводород и аммиак, что подтверждают и полученные нами гидрохимические данные по содержанию этих соединений в воде. Небольшая глубина этого озера способствует проникновению значительных количеств сероводорода даже в поверхностные слои воды .

В целом, по гидрохимическим показателям воды оз. Черного, так же, как и двух других озер, в зависимости от сроков наблюдений попадали в разные классы сапробности и степени загрязнения – от ксеносапробных, очень чистых вод, до гиперсапробных или очень грязных (Таблица 3.6). В категорию гиперсапробных воды оз. Черного попали сразу по двум из восьми показателей (концентрациям фосфатов и сероводорода), тогда как воды двух других озер по качеству не опускались ниже полисапробных ни по одному показателю. Еще по трем показателям (концентрациям кислорода, иона аммония и БПК5) при учете только их «худших»

значений воды оз. Черного попали в категорию полисапробных. По «худшим» значениям этих же показателей в категорию полисапробных попали и воды оз. Белого, а по концентрациям кислорода и иона аммония – и оз. Святое .

Если брать за основу только «лучшие» значения гидрохимических показателей, то воды этого оз. Черного только по одному показателю были отнесены в категорию загрязненных (БПК5), а по всем остальным показателям она попали в категорию чистых вод. Такие же результаты были получены для оз. Святого, несмотря на существенные различия в гидрохимическом режиме этих озер. Более четкую картину дает классификация вод оз. Черного по «худшим» значениям гидрохимических показателей, но и ее нельзя назвать надежной – сработали только очень высокие значения сероводорода и фосфатов, по которым воды этого озера были отнесены в категорию гиперэвтрофных .

3.2.4 Результаты расширенного гидрохимического анализа вод Косинских озер Расширенный гидрохимический анализ проб воды из Косинских озер был проведен нами в начале мая 2012 г. Согласно полученным данным, загрязняющие вещества, такие как фенолы, формальдегид и нефтепродукты, в водах озер или отсутствовали, или находились в количествах, ниже чувствительности использованного для их анализа метода. Концентрации нефтепродуктов составили менее 0,05 мг/л, формальдегида – менее 0,02 мг/л, а фенольный индекс составил менее 0,002 мг/л (Таблица 3.7). К этому можно добавить, что по данным литературы, в 2009 – 2011 гг. в водах озер Святого и Белого было отмечено повышенное содержание лития (4,5 и 6,1 мкг/л в озерах Святом и Белом, соответственно) и титана (9,3 и 60,0 мкг/л), а также невысокие концентрации цинка (0,83 и 0,61 мкг/л) и всех токсичных металлов (Шилькрот, 2011). Таким образом, последние не могли оказывать на численность гетеротрофных бактерий заметного влияния .

Содержание общего органического углерода и его растворенной формы, по нашим данным, в мае 2012 г. оказалось выше в водах оз. Святого, оз. Белое занимало промежуточное положение, а в оз. Черном значения этих показателей оказались самыми низкими (Таблица 3.7) .

При этом практически весь органический углерод (более 97%) в Косинских озерах присутствовал в растворенном виде. Судя по результатам более ранних исследований (Кузнецов, 1952), озера по концентрациям в их водах органического углерода распределялись иначе: наибольшие его количества (28,5 мг/л) были обнаружены в оз. Черном, в оз. Белом они составили 15,6 мг/л, а в оз. Святом – 13,4 мг/л .

Стоит отметить высокие значения ХПК в водах всех трех Косинских озер, которые в озерах Святом и Черном в мае 2012 г. оказались заметно выше норматива, установленного для водоемов рекреационного использования (30 мг/л). Наибольшее значение ХПК (55 мг/л) было обнаружено в оз. Святом, а наименьшее (29 мг/л) – в оз. Белом (Таблица 3.7). Возможно, высокие величины этого показателя были связаны с тем, что пробы воды отбирали вскоре после освобождения озер от ледового покрова. Известно, что в процессе таяния льда и снега в озера обычно поступает большое количество органических субстратов, накопленных в зимний сезон в снежном и ледовом покровах самого озера, а также на его водосборной площади. Судя по величинам соотношения БПК5/ХПК, во всех трех озерах в составе этих субстратов в мае 2012 г .

преобладали труднодоступные для микроорганизмов соединения, тогда как лабильные ОВ к этому времени уже были, вероятно, в значительной степени потреблены микроорганизмами .

Т а б л и ц а 3.7 – Результаты расширенного химического анализа вод трех Косинских озер, проведенного в мае, 04 .

05.2012. Выделены концентрации веществ, превышающие нормативные показатели для водоемов рекреационного использования (согласно СанПиН № 4630-88) .

–  –  –

*Выделены значения, отклоняющиеся в худшую сторону от нормативных для водоемов рекреационного использования (согласно СанПиН № 4630-88) .

3.2.5 Сравнение Косинских озер по гидрохимическим показателям Из представленных данных следует, что Косинские озера заметно различались по содержанию биогенных элементов. Наибольшим их запасом по данным за весь трехлетний период наших наблюдений обладали воды оз. Белого – в нем постоянно присутствовали в значимых для анализа количествах биогенные элементы, включая все формы азота – аммиачный азот, нитраты и нитриты, а также фосфаты. В оз. Святом нитратов в периоды открытой воды дважды (в мае и ноябре 2011 г.) обнаружить не удалось. При этом среднее содержание аммиачного азота в оз. Белом было выше, чем в оз. Святом в 3 раза, нитратов – в 3,5 раза, нитритов – в 4 раза, фосфатов – в 2,5 раза. Это указывает на более высокую в целом степень трофии оз. Белого по сравнению с оз. Святым. Различались эти озера и по значениям ПО – в оз. Святом средние значения этого показателя были почти в два раза выше, чем в оз .

Белом. При этом, как показывает величина соотношения БПК5/ПО, если в оз. Белом в составе ОВ больше легкодоступных для микроорганизмов соединений, то в оз. Святом – трудноразлагаемых. В более глубоком оз. Белом сероводород в поверхностных слоях воды не присутствовал даже в зимний период, тогда как в сравнительно мелководном оз. Святом он в следовых количествах однажды был обнаружен зимой в подледном слое воды. Эти результаты свидетельствуют о положительном влиянии принудительной аэрации вод оз. Белого, которая периодически проводится с 70-х гг. прошлого века (Шилькрот, 2011). До проведения этих мероприятий, к концу 60-х гг. было отмечено критическое состояние оз. Белого из-за почти полной аноксии его водной массы в застойные периоды, и появления в ней высоких концентраций сероводорода (Россолимо, Шилькрот, 1971 цит. по Шилькрот, 2011) .

Оз. Черное стоит особняком от двух других Косинских озер – оно самое мелководное, и здесь в зимний период в поверхностных слоях воды по сравнению с двумя другими озерами содержание сероводорода достигает самых высоких концентраций, а кислорода – самых низких. Как уже отмечалось выше, это озеро, единственное из всех трех Косинских озер, по «худшим» значениям сразу двух показателей – концентрациям сероводорода и фосфатов, попало в категорию гиперсапробных, т.е. наиболее грязных водоемов. Кроме того, величины БПК5 в оз. Черном дважды за время наблюдений превысили нормативное значение, чего не наблюдалось в двух других озерах. Это свидетельствует о высоком содержании в оз. Черном лабильного ОВ. Кроме того, средние значения ПО в оз. Черном оказались более чем в 2 раза выше, чем в двух других озерах. Известно также, что оз. Черное имеет большую водосборную площадь, и вода в нем всегда выделялась наибольшей минерализацией среди других Косинских озер, как в начале века (Киреева, 1927 цит. по Шилькрот, 2011), так и в настоящее время .

Наименее минерализованная вода отмечена в оз. Святом (120 мг/л) (Шилькрот, 2011) .

Исходя из полученных результатов, основанных на неоднократных гидрохимических анализах воды в течение 2011 и 2012 гг., качество воды в Косинских озерах по большинству «худших» значений гидрохимических показателей чаще соответствовало загрязненным и грязным водам, чем чистым. Что касается запаса биогенных элементов, то здесь лидировало оз .

Белое, где они присутствовали постоянно. В озерах Святом и Черном дважды наблюдался дефицит нитратов – в мае и ноябре 2011 года. Кроме того, в мае 2011 г. в оз. Черном был отмечен дефицит фосфатов. В целом, воды Косинских озер по качеству варьировали от олигодо полисапробных, в зависимости от времени отбора пробы и определяемого показателя. К олигосапробным воды озер были отнесены по концентрациям нитратов, что свидетельствует о малой информативности этого показателя для классификации качества воды. Полученные нами результаты химических анализов вод Косинских озер показывают наличие существенной временной изменчивости величин гидрохимических показателей. Поэтому при оценке по ним качества вод Косинских озер стоит принимать во внимание как сезонную, так и межгодовую вариабельность значений показателей .

3.3 Содержание фотосинтетических пигментов в водах Косинских озер в 2010 – 2012 гг .

Уровни содержания Хл а в водоеме имеют большое информационное значение для оценки степени развития фитопланктонного сообщества, определения качества воды и биопродуктивности водоема. Экссудаты фитопланктона служат важным пищевым субстратом для развития гетеротрофных бактерий. В настоящем исследовании измерение величин концентраций Хл а проводилось как для классифицирования озер по трофическому статусу, так и с целью выявления возможных взаимосвязей между сообществами фито- и бактериопланктона .

Для анализа временных изменений содержания Хл а, а также и величин всех микробиологических показателей мы использовали не календарные, а гидрологические годы, что было обусловлено большей важностью для развития гетеротрофных бактерий гидрологических условий, не всегда совпадающих с календарными периодами времени. Начало гидрологического года определяли по времени установления на озерах ледового покрова, что обычно имело место в конце ноября или в начале декабря. Гидрологические годы были нами разделены на три гидрологических сезона: зимний (ЗГС), весенне-летний (ВЛС) и осенний (ОС). Конец зимнего гидрологического периода определяли по времени освобождения водоемов от льда, что наблюдалось в марте – начале апреля. Последующие месяцы, по август включительно, были отнесены к весенне-летнему периоду, а с сентября начинался осенний сезон, длившийся до начала становления ледового покрова на озерах. В течение гидрологического года для каждого анализируемого показателя были выделены годовые максимумы и минимумы, а также, при их наличии, меньшие по величине, но тоже четко выраженные сезонные максимумы и минимумы .

3.3.1 Озеро Святое Содержание Хл а в оз. Святом за весь период наблюдений колебалось в пределах от 0,4 мкг/л (в феврале, в ЗГС 2011 г.) до 44,1 мкг/л (в декабре, в ЗГС 2012 г.). Средняя за весь трехлетний период наблюдений величина этого показателя составила (10,4±1,6) мкг/л (Таблица П.2). Пределы колебаний концентраций Хл а в выделенные нами периоды времени трижды составили более одного порядка, причем такие большие -колебания этого показателя в 2010 – 2012 гг. наблюдались только в подледный период .

Анализ динамики изменений концентраций Хл а за все три года наблюдений (Рисунок 3.1) показал, что минимальное содержание этого пигмента в воде, независимо от года наблюдений, было отмечено в период с февраля по март, т.е. в период ЗГС. Что касается годовых максимумов концентраций Хл а, ежегодно наблюдавшихся в водах оз. Святого, то они за трехлетний период наблюдений не всегда совпадали по времени своего наступления. В 2010 г .

годовой максимум концентраций Хл а (24,9 мкг/л) был отмечен в январе (ЗГС 2010 г.), а второй, уже сезонный пик этого показателя (16,9 мкг/л), в 2010 г. был отмечен в сентябре, в период ОС 2010 г. После этого последовало длительное снижение концентрации Хл а, которое продолжилось до февраля 2011 г., когда содержание этого пигмента в озере достигло минимума (0,4 мкг/л). Далее последовало возрастание значений этого показателя, в результате которого в конце апреля был достигнут сезонный максимум (10,6 мкг/л), а годовой максимум (17,1 мкг/л) был отмечен в конце августа (ВЛС 2011 г.). Следующий годовой максимум содержания Хл а в водах оз. Святого (44,1 мкг/л) наблюдался в конце декабря, уже в период ЗГС 2012 г .

Значительно меньший по величине сезонный пик концентраций Хл а (9,5 мкг/л) в 2012 г. был отмечен в начале мая, и, наконец, третий сезонный пик этого показателя (28,6 мкг/л) имел место в начале сентября 2012 г. (Рисунок 3.1) .

–  –  –

Таким образом, за три года наблюдений годовые максимумы содержания Хл а в водах оз .

Святого по времени появления совпали дважды, и оба раза они приходились на зимний период, в январе (ЗГС 2010 г.) и декабре (ЗГС 2012 г.). Это довольно необычное явление для озер умеренных широт, поскольку в декабре и январе световой день короток и солнечная активность низка. Годовой максимум в 2011 г. имел место летом, в самом конце августа. Отсутствие аналогичного по времени максимума в период ЗГС 2011 г. могло быть связано с аномально жарким летом 2010 г. и последующей холодной зимой, нарушившими нормальное функционирование фитопланктонного сообщества. В результате, годовой максимум в 2011 г .

переместился на конец августа. Кроме годовых максимумов, ежегодно, в период с конца августа по первую декаду сентября, в 2010 – 2012 гг., в летне-осенний период, повторялись меньшие по величине, сезонные максимумы концентраций Хл а, поэтому их можно считать наиболее устойчивыми. Весенние же максимумы концентраций этого пигмента, обычные для озер умеренных широт, в оз. Святом были выражены гораздо слабее летне-осенних и наблюдались в апреле 2011 г. и мае 2012 г .

Сравнение среднесезонных концентраций Хл а в оз. Святом за 2010 – 2012 гг. (Рисунок 3.2) также свидетельствует о том, что аномально жаркое лето 2010 г. и последующая холодная зима оказали негативное влияние на развитие фитопланктонного сообщества в период ЗГС 2011 г.: средняя за этот период концентрация Хл а составила всего (1,7±0,8) мкг/л по сравнению с (11,5±6,8) и (13,2±8,0) мкг/л в периоды ЗГС 2010 и 2012 гг. соответственно. Среднесезонная концентрация Хл а за период ЗГС 2011 г. достоверно отличалась по величине от среднесезонных значений этого параметра не только за периоды ЗГС 2010 и 2011 гг., но и от шести остальных среднесезонных значений Хл а за все три года наблюдений .

Рисунок 3.2 – Средние концентрации хлорофилла а (Хл а), рассчитанные за каждый гидрологический сезон, за каждый гидрологический год и за все три года наблюдений по данным для озера Святого за период 2010 – 2012 гг .

Что касается достоверности различий между остальными среднесезонными значениями Хл а за один и тот же год, то можно отметить, что величина этого показателя за период ВЛС 2012 г. ((10,1±4,3) мкг/л) оказалась достоверно ниже таковой за период ОС 2012 г. ((15,5±6,4) мкг/л), а в остальных случаях достоверных различий между сезонами при анализе каждого из трех лет наблюдений не было обнаружено. Если сравнивать достоверность различий между одними и теми же сезонами за разные годы, то здесь можно отметить только, что среднесезонное значение концентрации Хл а за период ВЛС 2012 г. оказалось достоверно ниже такового за период ВЛС 2011 г. ((11,4±2,5) мкг/л). Таким образом, если сравнивать выделенные нами сезонные периоды времени, исходя из средних концентраций Хл а за каждый из них, можно отметить, что в большинстве случаев достоверные отличия между этими сезонными периодами отсутствуют. Причина заключается в большом размахе колебаний значений этого показателя на протяжении большинства из выделенных сезонных периодов. Это, в свою очередь, приводит к большим величинам доверительных интервалов (ДИ), рассчитанным для каждого среднесезонного, а часто – и среднегодовых значений. В результате ДИ для большинства среднесезонных значений частично, а иногда – и полностью, перекрывают друг друга. Это же касается и ДИ, рассчитанных для среднегодовых значений. Достоверных межгодовых различий, как показывает сравнение среднегодовых концентраций Хл а, в оз .

Святом за период 2010 – 2012 гг., не было обнаружено .

Соотношение показателей феофитин/хлорофилл позволяет судить о состоянии пигментов в клетках водорослей, в том числе и об их физиологической активности. Наиболее информативным для оценки развития фитопланктонного сообщества является процентное выражение этого соотношения, обозначенное нами как Фео% (Раздел 1.1.4). Значения Фео%, находящиеся в пределах (0 – 30)%, позволяют определить фитопланктонное сообщество как развивающееся и активно функционирующие. При значениях (30 – 60)% не наблюдается активного роста и развития фитоцена, а величины Фео% более 60% характеризуют уже отмирающее сообщество .

За три года наблюдений в целом значения Фео% в оз. Святом колебались в пределах от 0,002 до 61,2%, составив в среднем (19,3±3,1)% (Таблица П.3). Наиболее высокое среднесезонное значение Фео% – (42,9±7,8)% (при колебаниях от 22,5 до 61,2%) – было обнаружено в период ЗГС 2011 г., что свидетельствовало о замедлении процессов роста и развития фитоцена оз. Святого в этот период, а в феврале ЗГС 2011 г., судя по величине Фео% в этот срок наблюдений (61,2%) – даже о процессах его отмирания. Это хорошо согласуется с наблюдавшимися нами в период ЗГС 2011 г. очень низкими концентрациями Хл а в воде. Столь же высокие значения Фео% были отмечены в феврале и марте 2012 г., указывающие, что в эти месяцы происходило отмирание части фитоцена оз. Святого (Таблица П.3). Сравнение внутригодовых среднесезонных значений Фео% показало, что достоверные различия по этому показателю между всеми тремя выделенными нами сезонами были отмечены только в 2011 г .

(Рисунок 3.3). В то же время достоверные различия между среднесезонными значениями Фео% за разные годы наших наблюдений имели место: так, этот показатель за период ВЛС 2011 г .

составил (25,2±3,3)% и был достоверно выше, чем в периоды ВЛС 2010 и 2012 гг. ((11,3±4,0)% и (14,5±1,9)%, соответственно), что позволяет утверждать, что последствия жаркого лета 2010 г .

могли неблагоприятно сказаться на состоянии фитопланктонного сообщества не только в период ЗГС 2011 г., но и в период ВЛС 2011 г .

Рисунок 3.3 – Средние значения соотношения концентраций хлорофилла а и феофитина (Фео%), рассчитанные за каждый гидрологический сезон, за каждый гидрологический год и за все три года наблюдений по данным для озера Святого за период 2010 – 2012 гг .

Сравнение среднегодовых значений Фео% свидетельствует о том, что состояние фитопланктонного сообщества оз. Святого в 2011 г. достоверно было хуже (величина Фео% составила (28,0±5,1)%), чем в 2010 г. ((11,5±3,9)%), однако, достоверных различий между 2011 г. и 2012 г. ((18,9±6,1)%), а также между 2010 г. и 2012 г. по этому показателю уже не наблюдалось (Рисунок 3.3). Все это укладывается в общую картину неблагоприятных последствий для фитопланктонного сообщества температурной аномалии 2010 г. Среднее за три года значение Фео% составило (19,3±3,1)%, оно достоверно отличалось только от среднегодового значения этого показателя за 2010 г .

Для оценки уровня трофности Косинских озер нами были выбраны значения концентраций Хл а, усредненные за каждый год наблюдений в отдельности, а также среднее значение этого показателя за все три года вместе, всего – 4 показателя. С учетом ДИ, эти значения могли соответствовать как более высоким градациям трофности, так и более низким .

Выбор для оценки среднегодовых значений и среднего за три года значения концентрации Хл а вместо сезонных был обусловлен тем, что величины этих показателей не имели привязки к определенному сезону года и потому более объективно отражали картину состояния водоема .

Для определения трофности водоема, исходя из средних значений концентраций в нем Хл а, использовали три наиболее распространенные классификации – Г.Г. Винберга (1960), Н.П .

Китаева (1984) и OECD (1982). Последняя классификация существует в двух вариантах – максимальном и среднем, существенно различающихся между собой по градациям Хл а для разных уровней трофности. Нами был выбран средний вариант (OECD сред.) Полученные нами данные свидетельствуют, что оз. Святое только по одной классификации OECD сред. может быть уверенно отнесено к категории эвтрофных, исходя из попавших в эту категорию средних значений Хл а с учетом ДИ, рассчитанных за каждый год наблюдений в отдельности и за три года вместе. При использовании двух других классификаций (Винберга и Китаева) оз. Святое может быть практически в равной степени, в зависимости от величины ДИ или знака перед ДИ, принадлежать как к категории эвтрофных (три случая из восьми) водоемов, так и к категории мезотрофных (пять случаев из восьми рассмотренных), с очень небольшим перевесом в сторону водоемов мезотрофных, если за основу брать классификации Винберга (1960) и Китаева (1984). Классификация OECD сред .

дала более четкий результат – по семи средним значениям Хл а из восьми рассмотренных оз .

Святое попало в категорию эвтрофных водоемов (Таблица 3.8) .

Т а б л и ц а 3.8 – Трофический статус озера вод Святого, установленный согласно классификациям Винберга (1960), OECD (1982) и Китаева (1984), на основании данных о концентрациях в нем хлорофилла а (Хл а), усредненных за каждый гидрологический год и за три года наблюдений в 2010 – 2012 гг .

–  –  –

* Полужирным шрифтом выделены максимальные значения, курсивом – минимальные, обычным – не меняющие градацию .

Таким образом, даже использование для определения трофности оз. Святого таких не привязанных к конкретному сезону показателей не дает четкого ответа на вопрос, какой трофический статус имеет это озеро – эвтрофный или мезотрофный. Основная причина этого заключается в большой вариабельности значений концентраций Хл а в водах озера в течение года. Свою роль играет также и использование для оценки трофности озер трех классификаций

– OECD сред., Винберга и Китаева, существенно различающихся между собой предельными значениями концентраций Хл а, соответствующими каждой категории трофности .

3.3.2 Озеро Белое Концентрации Хл а в целом за весь период наших наблюдений в оз. Белом колебались в пределах от 0,3 мкг/л в феврале 2011 г. до 99,4 мкг/л в августе 2010 г. В среднем за три года эти значения составили (18,8±4,4) мкг/л, что близко по величине к аналогичному показателю для оз. Святого (Таблица П.2) .

Анализ динамики изменений концентраций Хл а за все три года наблюдений (Рисунок 3.4) показал, что близкое к минимальному содержание этого пигмента в воде наблюдалось не только в период ЗГС, в феврале-марте, как в оз. Святом, но и в безледный период года, в частности – в конце июня 2011 и 2012 гг., когда концентрации Хл а в воде составили всего (1,4

– 4,0) мкг/л. Годовые максимумы концентраций этого пигмента в оз. Белом были четко выражены, однако отмечались в разные периоды времени. Так, в 2010 г. резкое пиковое увеличение концентрации Хл а в воде до максимального за три года наблюдений значения (99,4 мкг/л) было отмечено в самом начале августа. В дальнейшем, до начала апреля 2011 г .

концентрации Хл а оставались на низком уровне. После этого, в самом конце апреля 2011 г .

был отмечен годовой максимум концентраций Хл а (95,4 мкг/л), близкий по величине к таковому, наблюдавшемуся в августе 2010 г. Далее последовало быстрое снижение содержания Хл а в воде, а следующий заметный подъем этого показателя до уровня годового максимума, когда его концентрация в воде оз. Белого достигла 55,5 мкг/л, был обнаружен только в конце ноября 2011 г., уже в период ЗГС 2012 г. Кроме этого пика, в 2012 г. было отмечено еще два, но уже менее существенных по величине, сезонных максимума концентраций Хл а – первый сезонный пик его концентраций был отмечен в начале мая (19,9 мкг/л) и второй, более высокий (28,6 мкг/л) сезонный максимум – в самом конце октября 2012 г. Таким образом, в 2012-м гидрологическом году, в отличие от двух предшествующих лет, имели место сразу три пиковых подъема концентраций Хл а – один, годовой, в конце ноября (ЗГС 2012 г.), и два сезонных – в период ВЛС, или, согласно календарному времени, – в начале мая и в конце октября .

Рисунок 3.4 – Динамика содержания хлорофилла а (Хл а) в воде озера Белого за период 2010 – 2012 гг .

Условные обозначения: см. Рисунок 3.1 .

Таким образом, годовые максимумы содержания Хл а в оз. Белом ежегодно имели место в разные календарные сезоны: в 2010 г. – в августе, в 2011 г. – в апреле, и в 2012-м гидрологическом году – в конце ноября. Кроме того, в 2012 г. имели место два заметных сезонных максимума – в начале мая и в конце октября, чего не наблюдалось в 2010 и 2011 гг., когда были отмечены только годовые максимумы, летние и весенние, соответственно, а более низкие по величине, сезонные максимумы, отсутствовали .

Обращает на себя внимание, что в период четырех из девяти исследованных гидрологических сезонов для вод оз. Белого были характерны очень большие колебания концентраций Хл а, составившие значительно более одного порядка. Также, как и для оз .

Святого, они трижды были отмечены в период ЗГС, однако, в 2011 г. они были отмечены также и в период ВЛС. Вследствие такой высокой вариабельности содержания Хл а, для среднесезонных значений за эти периоды были рассчитаны и довольно высокие значения ДИ .

Среднесезонные значения концентраций Хл а, рассчитанные за периоды ЗГС и ВЛС 2010 г. составили (10,7±7,6) и (63,4±35,3) мкг/л соответственно, и достоверно различались между собой. Причиной резкого подъема концентраций Хл а в период ВЛС 2010 г. могла стать аномально высокая температура воздуха и высокая солнечная активность. Кроме того, в летний период заметно увеличилась антропогенная нагрузка на озеро, что могло привести к росту содержания в воде биогенных элементов. В период ОС 2010 г. средняя концентрация Хл а в воде хотя и несколько снизилась, но осталась на довольно высоком уровне – (23,8±16,6) мкг/л, и достоверно не отличалась от других среднесезонных значений за 2010 г. При этом, в переходный период к 2011-му гидрологическому году, среднее содержание Хл а за сезон ОС 2010 г. достоверно, более чем на порядок, превысило зимнее значение 2011 г. (Рисунок 3.5) .

Рисунок 3.5 – Средние концентрации хлорофилла а (Хл а), рассчитанные за каждый гидрологический сезон, за каждый гидрологический год и за все три года наблюдений по данным для озера Белого за период 2010 – 2012 гг .

Среднесезонное содержание Хл а оз. Белом за период ЗГС 2011 г. находилось на довольно низком уровне – значение концентрации пигмента составило (3,3±1,9) мкг/л, и оно достоверно отличалось от такового за период ОС 2011 г. (13,9±1,2). В 2012-м гидрологическом году среднесезонное значение концентраций Хл а в водах оз. Белого в период ВЛС (11,3±4,5) мкг/л) было достоверно ниже, чем в период ОС (23,4±4,3) мкг/л), а величина этого показателя за период ЗГС 2012 г. составила (18,3±10,8) мкг/л, и достоверно не отличалась от двух других значений среднесезонных показателей за 2012 г. (Рисунок 3.5). Таким образом, большинство среднесезонных значений концентраций Хл а, рассчитанных для оз. Белого по данным за каждый год наблюдений, достоверно между собой не различались .

Что касается достоверности различий между одними и теми же сезонами, но за разные годы, то среднесезонная концентрация Хл а в водах оз. Белого, рассчитанная за период ЗГС 2011 г., оказалось ниже, чем таковая за период ЗГС 2012 г., а среднесезонная концентрация Хл а за период ОС 2011 г. оказалась достоверно ниже, чем таковая за период ОС 2012 г. Напротив, среднесезонное содержание Хл а за период ВЛС 2012 г. было достоверно ниже такового, рассчитанного за период ВЛС 2010 г. (Рисунок 3.5). Сопоставление среднегодовых величин концентраций Хл а для оз. Белого достоверных различий между ними не обнаружило .

Значения соотношения Фео% за три года наблюдений в целом, в оз. Белом колебались в пределах от 0,001 до 70,1%, составив в среднем (18,0±3,5)% (Таблица П.3). Наиболее высокое среднее значение Фео% – (36,6±12,7)% (при варьировании от 8,7 до 70,1%) – было обнаружено для ЗГС 2011 г. (Рисунок 3.6), что свидетельствовало о замедлении процессов роста и развития фитоцена оз. Белого в этот период и даже о процессах его деградации в этот сезон, а именно, в феврале, когда значение Фео% составило 70,1%. Аналогичное явление имело место также и для оз. Святого, и тоже в период ЗГС 2011 г., в феврале, когда величина этого соотношения достигла 61,2%. Судя по неусредненным величинам Фео%, процессы деградации фитоцена в оз .

Белом имели место также в ноябре 2010 г. (ОС 2010 г.) и в марте 2012 г. (ЗГС 2012 г.) .

В 2010-м гидрологическом году достоверных различий между всеми тремя среднесезонными значениями Фео% для оз. Белого обнаружено не было (Рисунок 3.6) .

Напротив, в 2011 г. все выделенные гидрологические сезоны достоверно различались между собой по среднесезонным значениям Фео%: эта величина за период ЗГС составила (36,6±12,7)% и достоверно превышала каждое из двух других среднесезонных значений Фео% за 2011 г. В свою очередь, рассчитанная за период ОС 2011 г., среднесезонная доля феофитина ((10,6±0,7)%) оказалась достоверно выше, чем таковая за период ВЛС 2011 г. ((14,3±6,9)%). В переходный период от ОС 2011 г. к ЗГС 2012 г. среднесезонные значения Фео% возросли в 3 раза, и, как следствие, среднесезонная величина Фео% в период ЗГС 2012 г. достоверно превысила значение за ОС 2011 г. В следующем, 2012 г., среднесезонная величина Фео%, рассчитанная за период ЗГС ((32,6±11,8)%), оказалась достоверно выше, чем таковая за период ОС ((9,9±5,1)%) .

Рисунок 3.6 – Средние значения соотношения концентраций хлорофилла а и феофитина (Фео%), рассчитанные за каждый гидрологический сезон, за каждый гидрологический год и за все три года наблюдений по данным для озера Черного за период 2010 – 2012 гг .

Достоверных различий между среднегодовыми значениями Фео% для оз. Белого, а также между ними и средней величиной за три года наблюдений обнаружено не было (Рисунок 3.6) .

Определение трофического статуса оз. Белого по усредненным за каждый год наблюдений и все три года вместе значениям концентрации Хл а, с использованием трех классификаций трофности (Таблица 3.9) показало, что это озеро, в отличие от оз. Святого, в подавляющем большинстве случаев попадало в категорию эвтрофных и только по минимальным (с учетом ДИ) усредненным данным за 2011 г. по всем трем классификациям оно попало в категорию мезотрофных. Кроме того, по классификации OECD сред., с учетом среднего значения за 2010 г. (максимального с учетом ДИ), оз. Белое попало даже в категорию гиперэвтрофного .

Возможной причиной этого является аномально высокая солнечная активность, наблюдавшаяся летом 2010 г., обеспечившая высокую фотосинтетическую активность фитопланктона в летний период .

Т а б л и ц а 3.9 – Трофический статус вод озера Белого, установленный согласно классификациям Винберга (1960), OECD (1982) и Китаева (1984), на основании данных о концентрациях в нем хлорофилла а (Хл а), усредненных за каждый гидрологический год и за три года наблюдений в 2010 – 2012 гг .

–  –  –

* Полужирным шрифтом выделены максимальные значения, курсивом – минимальные, обычным – не меняющие градацию .

3.3.3 Озеро Черное Концентрации Хл а в оз. Черном за весь трехлетний срок наблюдений колебались в пределах от 1,3 мкг/л (в феврале, ЗГС 2011 г.) до 73,2 мкг/л (в августе, ВЛС 2010 г). Средние за три года наблюдений значения для вод этого озера составили (10,0±2,5) мкг/л, оказались достоверно ниже таковых для оз. Белого, и были близки к значениям этого показателя для оз .

Святого (Таблица П.2) .

Анализ сезонной динамики концентраций Хл а за все три года наблюдений (Рисунок 3.7) показал, что за этот период имели место только два заметных максимума этого показателя, отнесенные к годовым, и оба они были отмечены в близкие по времени года сроки – весной, в середине апреля 2010 г. (40,4 мкг/л) и в конце гидрологической зимы, в марте 2012 г. (73,2 мкг/л). В 2011 г. годовой максимум концентраций Хл а оказался много ниже таковых в 2012 и в 2011 гг. – его значение составило всего 14,4 мкг/л, и наблюдался он в начале ноября. Столь низких годовых максимумов не было отмечено ни в оз. Святом, ни в оз. Белом. Кроме того, в оз. Черном, в отличие от двух других озер, практически отсутствовали или были очень слабо выражены сезонные максимумы Хл а. Возможной причиной этого могла быть уже упоминавшаяся аномально жаркая погода и высокая солнечная активность летом 2010 г., существенно сказавшаяся на последующем развитии фитоцена в 2011 г. Можно полагать, что фитоцен оз. Черного восстановился только к 2012-му году. Об этом свидетельствуют и остальные приведенные нами ниже данные .

Рисунок 3.7 – Динамика содержания хлорофилла а (Хл а) в воде озера Черного за период 2010 – 2012 гг .

Условные обозначения: см. Рисунок 3.1 .

В 2010 г. достоверных различий между сезонами по среднему за сезон содержанию Хл а в оз. Черном обнаружено не было. В 2011-м гидрологическом году, напротив, за период ОС было определено наибольшее среднее содержание Хл а ((10,8±3,6) мкг/л), и оно было достоверно выше, чем таковые, определенные за периоды ВЛС и ЗГС 2011 г., которые были сравнительно низкими и сходными по величине – ((4,3±1,8) – (4,4±1,3)) мкг/л. В 2012 г. среднесезонная концентрация Хл а, рассчитанная за период ЗГС составила (27,4±12,0) мкг/л и достоверно превысила сходные между собой средние значения, рассчитанные за каждый из двух других сезонов этого же года – ВЛС и ОС ((4,0 – 4,4) мкг/л). Кроме того, среднее значение концентрации Хл а за период ЗГС 2012 г. достоверно превысило среднесезонную концентрацию Хл а за период ОС 2011 г. (Рисунок 3.8). Столь высокой зимней среднесезонной концентрации Хл а нами не наблюдалось для двух других обследованных Косинских озер .

Одной из возможных причин этого могло быть слабое развитие фитопланктонного сообщества в 2011 г., в результате которого в воде осталось значительное количество недоиспользованных фитопланктоном биогенных элементов. Об этом свидетельствуют и данные гидрохимических анализов – в апреле 2012 г. нами были обнаружены максимальные за период наблюдений на оз .

Черном концентрации органического азота, аммония, фосфатов (Таблица 3.3) .

Рисунок 3.8 – Средние концентрации хлорофилла а (Хл а), рассчитанные за каждый гидрологический сезон, за каждый гидрологический год и за все три года наблюдений по данным для озера Черного за период 2010 – 2012 гг .

Что касается достоверности различий между средними величинами концентраций Хл а, рассчитанными для одного и того же гидрологического сезона, но за разные годы наблюдений, то значение Хл а за период ВЛС 2010 г. оказалось достоверно выше такового, рассчитанного за ВЛС 2012 г. Среднесезонное значение концентрации Хл а, рассчитанное за период ОС 2011 г., достоверно превысило таковые за периоды ОС 2010 г. и ОС 2012 г., а среднесезонное значение концентрации Хл а за период ЗГС 2012 г. оказалось выше значений этого показателя за аналогичные периоды 2010 и 2011 гг. (Рисунок 3.8) .

Сравнение достоверности различий среднегодовых концентраций Хл а в оз. Черном за весь срок наблюдений (2010 – 2012 гг.) показало, что наибольшая для этого озера среднегодовая концентрация Хл а – (14,7±6,3) мкг/л – была отмечена в 2012 г. Это значение достоверно превышало среднегодовую величину за 2011 г. ((5,5±1,2) мкг/л), но достоверно не отличалась от таковой за 2010 г., которая составила (10,2±4,6) мкг/л. Средняя за три года наблюдений величина составила (10,0±2,5) мкг/л и достоверно не отличалась от среднегодовых значений (Рисунок 3.8) .

Что касается различий между минимальными и максимальными значениями концентраций Хл а, наблюдавшихся в оз. Черном, то следует отметить, что ни в один из девяти выделенных гидрологических сезонов диапазон колебаний этого показателя не превысил одного порядка величин. Подобного не наблюдалось в остальных двух Косинских озерах, в которых размах колебаний величин концентрации Хл а в подледный период ежегодно превышал один порядок величин, а в оз. Белом подобное было отмечено даже в период ВЛС 2011 г .

В целом, за три года наблюдений, значения соотношения Фео% колебались от 0,001 до 43,5%, в среднем составив (11,0±2,0)% (Таблица П.3). Это среднее за три года значение оказалось наименьшим среди таковых, рассчитанных для всех трех Косинских озер. Наиболее высокое среднее значение Фео% – (26,5±7,4)% (при варьировании от 10,2 до 43,5%) – было обнаружено в ЗГС 2011 г., однако и оно составило менее 30%. Это означает, что замедление процессов роста и развития фитоцена оз. Черного, в отличие от двух других Косинских озер, не носило продолжительного характера и не указывало на деградацию этого фитоцена. В остальные сроки наблюдений значения Фео% лишь дважды достигали уровня 30%, свидетельствующего о замедлении развития фитоцена, – в августе 2011 г (31,6%) и в январе 2012 г (29,3%). Это позволяет утверждать, что из всех Косинских озер именно в оз. Черном наблюдалось наиболее стабильное развитие фитоцена, по крайней мере, в течение всех трех лет наших наблюдений .

Сравнение среднесезонных величин Фео%, рассчитанных для оз. Черного в 2010 и 2011 гг., показало, что в оба этих года имели место достоверные различия между периодами ОС и ЗГС, а также ОС и ВЛС, при этом среднесезонные величины Фео% за период ОС были достоверно ниже таковых за периоды ЗГС и ВЛС (Рисунок 3.9). Осенние среднесезонные величины Фео% в 2010 и 2011 гг. находились на очень низком уровне и составляли 0,01% и 0,2% соответственно, и, кроме того, достоверно отличались от зимних значений следующего гидрологического года – ЗГС 2011 г. и ЗГС 2012 г. соответственно. В 2012-м гидрологическом году среднесезонное значение Фео%, рассчитанное для периода ВЛС составило (16,1±2,0)% и достоверно превысило таковое для периода ЗГС ((7,5± 5,6)%) .

Что касается сравнительного анализа среднесезонных значений Фео% для одних и тех же сезонов, но за разные годы, то среднесезонное значение этого показателя для период ЗГС 2011 г. достоверно превысило величины, рассчитанные для периодов ЗГС 2010 г. и ЗГС 2012 г .

(Рисунок 3.9). Гидрологические периоды ВЛС 2011 г. и ВЛС 2012 г. были сходны по величинам среднесезонных значений Фео% для каждого из них, и достоверно превысили значение Фео%, рассчитанное для периода ВЛС 2010 г. Наименьшие среднесезонные величины Фео%, рассчитанные для периодов ОС 2010 г. и ОС 2011 г. были достоверно ниже среднего значения Фео% за период ОС 2012 г. (Рисунок 3.9). Низкие осенние значения Фео% в 2010 и 2011 гг .

характеризовали фитопланктонное сообщество оз. Черного в эти гидрологические периоды как наиболее активно развивающееся и функционирующее .

Рисунок 3.9 – Средние значения соотношения концентраций хлорофилла а и феофитина (Фео%), рассчитанные за каждый гидрологический сезон, за каждый гидрологический год и за все три года наблюдений по данным для озера Черного за период 2010 – 2012 гг .

Сравнение среднегодовых величин Фео% для оз. Черного показало, что среднее значение этого показателя за 2010 г. было достоверно ниже величин, рассчитанных за 2011 и 2012 гг .

Среднегодовая величина процентной доли феофитина, рассчитанная для 2011 г., оказалась высокой, и достоверно превысила такой показатель для 2010 г., но достоверно не отличалась от такового для 2012 г. В то же время, последнее значение оказалось достоверно выше средней за 2010 г. величины. Сопоставление среднегодовых величин Фео% и среднего значения этого показателя за 3 года наблюдений показало, что среднегодовое значение Фео% для 2010 г. было достоверно ниже средней его величины за три года наблюдений (Рисунок 3.9) .

По шкале оценки уровня трофности OECD сред. (1982) при учете только усредненных концентраций Хл а за каждый год наблюдений в отдельности и за три года вместе, воды оз .

Черного в равной степени попадали в категорию или мезотрофных (в четырех случаях из восьми), или эвтрофных (тоже в четырех случаях). Согласно двум другим классификациям – Винберга (1960) и Китаева (1984) – оз. Черное соответствовало мезотрофному статусу несколько чаще, в пяти случаях из восьми, а в категорию эвтрофных водоемов это озеро попало по трем средним значениям Хл а (Таблица 3.10) .

Т а б л и ц а 3.10 – Трофический статус вод озера Черного, установленный согласно классификациям Винберга (1960), OECD (1982) и Китаева (1984), на основании данных о концентрациях в нем хлорофилла а (Хл а), усредненных за каждый гидрологический год и за три года наблюдений в 2010 – 2012 гг .

–  –  –

* Полужирным шрифтом выделены максимальные значения, курсивом – минимальные, обычным – не меняющие градацию .

3.3.4 Сравнительный анализ фотосинтетических показателей трех Косинских озер Как упоминалось выше, в разделе 3.3, для характеристики сезонной изменчивости анализируемых в настоящей работе параметров нами было выделено два типа максимумов – годовой максимум и сезонный максимум. Годовой максимум отражал максимальное по величине пиковое значение, достигнутое анализируемым параметром за рассматриваемый год и потому он мог быть только один. Сезонные же максимумы в случае их наличия обозначали следующие по величине пиковые значения этого же параметра за этот же год. Годовые максимумы концентраций Хл а во всех трех Косинских озерах по времени совпали только однажды, в период ЗГС 2012 г. (в ноябре – декабре). В остальных случаях время наступления годовых максимумов этого показателя за период наших наблюдений было различным .

В оз. Святом в 2010 г. годовой максимум, так же, как и случившийся позже, в 2012 г., имел место в зимний период, а в 2011 г. годовой максимум был зарегистрирован летом, в конце августа. Заметные по величине сезонные максимумы концентраций Хл а, уступающие по величине годовым, ежегодно отмечались только для оз. Святого, в 2010 – 2012 гг. они имели место в летне-осенний период, поэтому их можно считать наиболее устойчивыми. Весенние же максимумы концентраций этого пигмента, обычные для озер умеренных широт, в оз. Святом, хотя и наблюдались в апреле и мае 2011 и 2012 гг., соответственно, но были выражены гораздо слабее летне-осенних. В оз. Белом годовые максимумы содержания Хл а ежегодно имели место в разные календарные сезоны: в 2010 г. – в августе, в 2011 г. – в апреле, и в 2012-м гидрологическом году – в зимний гидрологический сезон, в конце ноября. Вторые по величине после годовых, сезонные максимумы этого показателя наблюдались только в 2012 г, в начале мая и в конце октября. В оз. Черном хорошо выраженные годовые максимумы наблюдались только дважды, в середине апреля 2010 г. (40,4 мкг/л), и в зимний гидрологический сезон, в конце марта 2012 г. (73,2 мкг/л). В 2011 г. годовой максимум концентраций Хл а оказался много ниже таковых в 2012 и в 2011 гг. – его значение составило всего 14,4 мкг/л, и наблюдался он осенью, в начале ноября. Других максимумов концентраций Хл а в оз. Черном обнаружено не было .

Таким образом, сроки наступления максимумов концентраций Хл а в озерах в 2010 – 2012 гг. совпадали далеко не всегда, чаще всего максимальные значения приходились на зимний гидрологический сезон, реже – на весну и осень .

Сильные колебания величин концентраций Хл а в течение каждого из выделенных нами сезонов (ЗГС, ВЛС и ОС) были характерны только для двух озер – Святого и Белого, причем трижды наблюдались они в подледный период и только однажды (в оз. Белом) – в период ВЛС .

Таким образом, в оз. Черном содержание этого пигмента в воде в течение каждого из сезонов было более стабильно, чем в двух других озерах .

Что касается достоверности различий между озерами по среднесезонным величинам концентраций Хл а в период 2010 – 2012 гг., то достоверно установлено более низкое среднесезонное содержание Хл а в оз. Черном, чем в двух других Косинских озерах в периоды ОС 2010 г., ВЛС 2012 г. и ОС 2012 г. Только в период ЗГС 2011 г. значение концентрации Хл а в оз. Черном достоверно превысило таковое в оз. Святом. Также было обнаружено достоверное различие между озерами Святым и Белым в период ВЛС 2010 г. (Рисунок 3.10) .

Анализ динамики межсезонных колебаний среднесезонных концентраций Хл а за три года наблюдений показывает, что минимальный размах колебаний этих значений был характерен для оз. Черного, а максимальный – для оз. Белого. Оз. Святое в данном случае занимало промежуточное положение. Более высокую степень трофии оз. Белого по сравнению с остальными Косинскими озерами, которая не так очевидно выявляется при сопоставлении среднесезонных величин, нагляднее характеризуют среднегодовые показатели концентраций Хл а. В частности, среднее за 2010 гидрологический год значение концентрации Хл а, рассчитанное для этого озера, достоверно превысило каждую из среднегодовых величин этого показателя для двух других Косинских озер. В 2011-м гидрологическом году доминирование оз .

Белого по среднегодовой концентрации Хл а было уже не столь очевидно, поскольку имели место незначительные перекрытия значений ДИ для этого озера с таковыми для озер Святого и Черного (на 0,3 мкг/л и 0,9 мкг/л, соответственно). В 2012-м гидрологическом году достоверных отличий между озерами по среднегодовым величинам концентраций Хл а также обнаружено не было, причем степень перекрытия значений ДИ для этого озера с таковыми для озер Святого и Черного существенно возросла .

Рисунок 3.10 – Средние концентрации хлорофилла а (Хл а), рассчитанные за каждый гидрологический сезон, за каждый гидрологический год и за все три года наблюдений по данным для каждого из трех Косинских озер за период 2010 – 2012 гг .

Лидирующее положение оз. Белого среди Косинских озер по среднему содержанию Хл а в воде, а значит – и его более высокую трофность, подтверждает сопоставление средних величин концентраций этого пигмента для каждого из озер за три года наблюдений: для оз. Белого этот показатель достоверно превысил таковые для озер Святого и Черного. При этом два последних озера по усредненным за три года значениям Хл а достоверно не различались .

При оценке трофности Косинских озер согласно существующим классификациям (Винберг, 1960; Китаев, 1985; OECD, 1982) нами было отдано предпочтение среднегодовым и средним за три года значениям концентраций Хл а. Это было сделано ввиду сильных колебаний концентраций Хл а в Косинских озерах даже в пределах одного и того же сезона, из-за чего среднесезонные значения этого показателя имели очень большие доверительные интервалы. По этой причине они попадали в весьма разные градации трофности. При использовании для классификации только среднегодовых и средних за три года концентраций Хл а было установлено, что практически однозначно эвтрофным является только оз. Белое, тогда как озера Черное и Святое могут быть классифицированы как озера переходного типа, статус которых в 2010 – 2012 гг. варьировал от мезотрофного до эвтрофного, оставаясь на данном этапе все еще несколько ближе к мезотрофному .

Как и в начале ЗГС 2012 г. на Косинских озерах, в Забайкальском мезотрофном оз .

Арахлей содержание Хл а в начале подледного периода также было довольно высоким, а к концу зимы снижалось (до 1,5 мг/м3) (Корякина, 2009). В апреле в связи с прогревом воздуха, таянием снега на поверхности льда и начинающейся биологической весной активизировалась вегетация фитопланктона, что приводило к увеличению содержания Хл а в воде. Такое явление несколько раз наблюдалось нами на разных Косинских озерах: в ВЛС 2010 г. на Белом и Черном озерах, в 2011 г. – на озерах Белом и Святом. Сходным образом с периодом ЗГС 2011 г .

на Косинских озерах, в оз. Арахлей в более снежную зиму концентрация Хл а была минимальной за период его исследований. Однако в апреле снова подо льдом наблюдалась вспышка развития фитопланктона, и концентрация Хл а достигала максимального за год значения (Корякина, 2009) .

Наиболее низкая активность фитопланктонного сообщества на основании значений Фео% для всех трех озер была отмечена в период ЗГС 2011 г., а наиболее высокая – в периоды ОС 2011 г. Более сходными по динамике изменений среднесезонных величин соотношения Фео% оказались озера Святое и Белое – в них направленность изменений этого показателя в большинстве случаев совпадала. Более низкие среднегодовые значения Фео%, как и в случае показателя Хл а, были рассчитаны для оз. Черного – в 2010 и 2012 гг. это озеро достоверно отличалось более низкой процентной долей феофитина и от оз. Святого, и от оз. Белого, а в 2011 г. такие достоверные различия были обнаружены только с оз. Святым (Рисунок 3.11) .

Рисунок 3.11 – Средние значения соотношения концентраций хлорофилла а и феофитина (Фео%), рассчитанные за каждый гидрологический сезон, за каждый гидрологический год и за все три года наблюдений по данным для каждого из трех Косинских озер за период 2010 – 2012 гг .

Сравнение средних за весь трехлетний период наблюдений величин показало такой же результат – в оз. Черном средняя за три года величина Фео% была достоверно ниже, чем в каждом из двух других Косинских озер (Рисунок 3.11). Сравнение средних трехлетних величин соотношения Фео% показало, что в оз. Черном значения этого показателя были достоверно ниже, чем в озерах Белом и Святом, для которых средние значения этого показателя достоверно не различались .

Таким образом, из всех трех Косинских озер по состоянию фитоцена наиболее выделялось оз. Черное – как достоверно наиболее низкими среднесезонными, среднегодовыми величинами соотношения Фео% в 2010 и 2012 гг., так и наименьшим средним значением этого показателя за три года, что свидетельствует о наиболее стабильном развитии фитоцена в этом водоеме в период наших наблюдений. Сезонная изменчивость концентраций Хл а, если брать в расчет неусредненные за сезон значения этого показателя, была наиболее выражена в оз. Святом, в меньшей степени – в оз. Белом, и еще в меньшей – в оз. Черном. По времени наступления годовые максимумы значений этого показателя совпали для всех трех озер только однажды за три года наблюдений – в период гидрологической зимы 2012 г .

Достоверные межгодовые различия между среднегодовыми концентрациями Хл а в Косинских озерах в период 2010 – 2012 гг. отсутствовали, за исключением одного случая, когда достоверная разница между значениями этого показателя в 2011 и 2012 гг. была обнаружена, но только для оз. Черного. По среднегодовым концентрациям Хл а достоверно отличалось в большую сторону от двух других озер только оз. Белое, и только в 2010 г., оно же достоверно отличалось в большую сторону от двух других озер по средней концентрации Хл а в воде за три года наблюдений .

3.4 Анализ микробиологических показателей Косинских озер в 2010 – 2012 гг .

В состав микробиологических показателей, которые в течение трех лет регулярно определяли в каждом из Косинских озер, входили: общая численность бактерий (ОЧБ) и численность по прямому счету бактерий с активной электронтранспортной цепью (ЦТХ+Б), и их доля от ОЧБ, а также численность по посеву эвтрофных (ЭвБ) и углеводородокисляющих бактерий (УОБ). Определяли также потенциальную УВ-окисляющую активность бактериопланктона при температурах in situ .

3.4.1 Численность гетеротрофного бактериопланктона по прямому счету

3.4.1.1 Озеро Святое Величины ОЧБ в поверхностном слое вод оз. Святого за весь период исследований изменялись в пределах от (1,15±0,05) млн. кл./мл (в апреле, в период ВЛС 2011 г.) до (14,22±0,23) млн. кл./мл (в сентябре, в период ОС 2012 г.) (Таблица П.4). Среднее за три года значение этого показателя составило (4,31±0,39) млн. кл./мл .

В 2010-м гидрологическом году изменения значений ОЧБ в водах оз. Святого составили от (1,67±0,10) млн. кл./мл до (5,53±0,14) млн. кл./мл, при среднегодовом значении (3,52±0,39) млн. кл./мл (Таблица П.4). Минимальные величины ОЧБ были обнаружены в марте 2010 г. (1,67 млн. кл./мл), а сезонный максимум (4,54 млн. кл./мл) был отмечен весной, в середине апреля .

Этот пик, однако, несколько уступал по величине годовому максимуму 2010 г. (5,53 млн .

кл./мл), который был определен летом, в начале августа. В этот же срок наблюдений была отмечена и максимальная температура воды в оз. Святом. После достижения годового максимума, значения ОЧБ в озере непрерывно снижались вместе с уменьшением температуры воды вплоть до февраля (Рисунок 3.12). Таким образом, в 2010-м гидрологическом году было отмечено два максимума ОЧБ: меньший, сезонный – в апреле, и больший, годовой – в начале августа, а также один годовой минимум – в середине марта .

Рисунок 3.12 – Динамика общей численности бактериопланктона (ОЧБ) в водах озера Святого за период 2010 – 2012 гг .

Условные обозначения: см. Риcунок 3.1 .

В 2011 г. изменения значений ОЧБ в оз. Святом составили от (1,15±0,05) до (6,80±0,10) млн. кл./мл, при среднегодовом значении (3,46±0,49) млн. кл./мл (Таблица П.4). В конце апреля 2011 г. был определен годовой минимум величин ОЧБ (1,15 млн. кл./мл), а уже в следующий срок наблюдений, в конце мая 2011 г., был отмечен их годовой максимум – 6,80 млн. кл./мл .

Затем было отмечено снижение величин ОЧБ, которое продолжалось вплоть до конца июля с последующим подъемом, который, однако, завершился уже в следующем гидрологическом сезоне, относящемуся к новому гидрологическому году (Рисунок 3.12). Таким образом, в 2011 г. наблюдался только годовой максимум значений ОЧБ, который был достигнут в конце мая .

Отсутствие в безледный период (ВЛС 2011 г.) второго, летне-осеннего пика ОЧБ (или сдвиг его по времени с ВЛС 2011 г. на период ЗГС 2012 г.) мог быть следствием слабого развития фитоцена в период ЗГС 2010 г., когда среднесезонная концентрация Хл. а в водах оз. Святого оказалась минимальной за все время наблюдений ((1,7±0,8) мкг/л) .

Наибольший размах колебаний значений ОЧБ в оз. Святом был обнаружен в 2012 г. Они изменялись от (3,52±0,09) млн. кл./мл в начале мая до (14,22±0,23) млн. кл./мл в начале сентября при среднем значении (5,70±0,84) млн. кл./мл. Динамика величин ОЧБ в 2012 г .

существенно отличалась от таковой в два предшествующих года. Первый, сезонный максимум этого показателя (6,20 млн. кл./мл) был достигнут уже в самом начале ЗГС 2012 г., в ноябре .

Второй сезонный максимум ОЧБ был отмечен в мае (6,71 млн. кл./мл), он был лишь немногим выше первого. И, наконец, самый высокий, годовой максимум ОЧБ был зарегистрирован в период ОС, в начале сентября 2012 г. – 14,22 млн. кл./мл. Это значение ОЧБ оказалось также максимальным за все три года наблюдений на оз. Святом. После достижения этого пика последовало резкое снижение значений рассматриваемого показателя, и в дальнейшем до конца периода наблюдений в декабре 2012 г. его изменения носили колебательный характер, оставаясь при этом на среднем уровне – (3,42 – 5,42) млн. кл./мл (Рисунок 3.12). Таким образом, в 2012-м гидрологическом году на оз. Святом было отмечено три максимума величин ОЧБ – зимний, весенний и осенний (годовой) .

Подводя итоги временному распределению сезонных максимумов ОЧБ в оз. Святом за весь период наблюдений (2010 – 2012 гг.), можно отметить, что в 2010 г. было обнаружено два пика ОЧБ – сезонный (весной) и годовой (летний), в 2011 г. – только один – годовой (весенний) максимум, а в 2012 г – целых три максимума – два сезонных (зимой и весной) и годовой (осенью), который стал также и трехлетним максимумом значений ОЧБ. Таким образом, в сезонной динамике величин ОЧБ в оз. Святом за период наблюдений можно выделить только один стабильно повторяющийся максимум – весенний, который в 2010 и 2012 гг. был сезонным и только в 2011 г. по величине оказался годовым. Годовые минимумы наблюдались в оз .

Святом исключительно весной, но в разные месяцы – в середине марта (2010 г), в конце апреля (2011 г.) и в начале мая (2012 г), причем за ними всегда следовали весенние максимумы. Еще один минимум значений ОЧБ в конце ноября 2012 г., согласно принятому в настоящей работе делению на сезоны, относился уже к ЗГС следующего, 2013-го года .

Сравнение трех среднесезонных значений ОЧБ за 2010 г. (Рисунок 3.13) показало, что таковое за период ЗГС 2010 г. достоверно отличалось от двух последующих сезонных периодов (ВЛС и ОС), между которыми, в свою очередь, достоверных различий по средним значениям ОЧБ выявлено не было. Еще одно достоверное отличие было обнаружено для переходного периода между двумя гидрологическими годами – среднесезонное значение ОЧБ за период ОС 2010 г. достоверно превышало таковое за ЗГС 2011 г. В 2011 г. среднесезонное значение ОЧБ за период ЗГС – (2,70±0,31) млн кл./мл – достоверно отличалось от такового за период ОС (4,27±0,25) млн кл./мл (Рисунок 3.13). Другие среднесезонные значения за этот год достоверно между собой не отличались. В 2012-м гидрологическом году все три среднесезонных значения между собой достоверно не отличались .

Рисунок 3.13 – Средние значения общей численности бактерий (ОЧБ), рассчитанные за каждый гидрологический сезон, за каждый гидрологический год и за все три года наблюдений по данным для озера Святого за период 2010 – 2012 гг .

Сравнение величин ОЧБ, рассчитанных за один и тот же гидрологический сезон, но в разные годы наблюдений, показывает, что среднее значение ОЧБ за период ОС 2012 г .

достоверно отличалось от таковых за периоды ОС 2010 г. и ОС 2011 г. Периоды ЗГС 2010 г. и ЗГС 2011 г. по среднесезонным значениям ОЧБ достоверно не отличались, но каждое из этих значений оказалось достоверно ниже, чем таковое для периода ЗГС 2012 г. (Рисунок 3.13) .

Среднегодовое значение ОЧБ, рассчитанное по данным за 2012 гидрологический год составило (5,70±0,84) млн. кл./мл и достоверно отличалось от величин, рассчитанных за 2010 ((3,52±0,39) млн. кл./мл) и 2011 гг. ((3,46±0,49) млн. кл./мл) (Рисунок 3.13) .

В мезотрофном, но постепенно эвтрофируемом Рыбинском водохранилище была обнаружена сходная с оз. Святым сезонная динамика величин ОЧБ по срокам определения максимумов: их было выделено два – весенний и осенний, однако минимумы этого показателя в водохранилище наблюдались в зимний и летний периоды, чего не было отмечено в оз. Святом .

Первый максимум ОЧБ в Рыбинском водохранилище был обусловлен в основном абиотическими факторами, а второй был связан с поступлением легкодоступного ОВ в результате отмирания фито- и зоопланктона, а также осенними паводками и ветровым перемешиванием воды. В зимний период минимальные количества бактерий составляли (0,5 – 1,5) млн. кл./мл, а в летний в среднем 1,65 млн. кл./мл. Наблюдавшиеся нами в оз. Святом значения ОЧБ практически всегда превышали даже максимальные величины ОЧБ, отмеченные в Рыбинском водохранилище. По результатам многолетних наблюдений на этом водохранилище было обнаружено, что разница между средними величинами в содержании бактериопланктона весной и осенью по сравнению с зимой и летом составляла (2,5 – 3,5) раза (Романенко, 1985). В оз. Святом эти различия были больше – от 1,5 до 6 раз .

Возрастание численности бактериопланктона в весенний период, как и в оз. Святом, отмечалось в Волгоградском водохранилище. Величины ОЧБ в нем составили от (1,6 – 3,0) млн .

кл./мл до (3,1 – 10,4) млн. кл./мл в отчлененных заливах, и были обнаружены весной, при поступлении в водоем большого количества ОВ с паводковыми водами. Кроме того, обычно в этот период в водохранилище наблюдался первый максимум фотосинтеза за счет интенсивного развития диатомовых водорослей (Далечина, 1977) .

При оценке качества воды оз. Святого, согласно ГОСТ 17.1.2.04-77, в случае использования среднесезонных величин ОЧБ с учетом ДИ наблюдалось значительное варьирование конечных результатов. При этом в 8-ми случаях из 13-ти оз. Святое попадало в категорию загрязненных или –мезосапробных. Если для оценки трофического статуса оз .

Святого использовали только среднегодовые и средние за три года значения ОЧБ вместо среднесезонных, то результаты, как и в случае с их использованием для классификации трофности Хл а, получились более четкими: в этом случае оз. Святое в шести случаях из восьми попадало в категорию загрязненных, или -мезосапробных вод (Таблица 3.10). С учетом меньшей вариабельности среднегодовых и средних за три года значений ОЧБ по сравнению со среднесезонными и для упрощения анализа в дальнейшем при определении статуса озер по микробиологическим показателям предпочтение было отдано оценкам, основанным на среднегодовых и средних за три года значениях ОЧБ .

–  –  –

* Полужирным шрифтом выделены максимальные значения, курсивом – минимальные, обычным – не меняющие градацию .

По классификации трофности Тинемана и Наумана (Романенко, 1985), при использовании для оценки среднесезонных значений ОЧБ трофический статус оз. Святого по восьми среднесезонным величинам ОЧБ определялся как эвтрофный, и только по пяти – как мезотрофный. С учетом ДИ для среднесезонных и среднегодовых величин ОЧБ, более высокий трофический статус (эвтрофный вместо мезотрофного) мог быть определен также для периода ВЛС 2011 г. и для средних значений за 2010 и 2011 гидрологические годы, а более низкий (мезотрофный вместо эвтрофного) – для периодов ВЛС и ОС 2010 г. Использование для этой классификации вместо среднесезонных значений ОЧБ среднегодовых и средних за три года значений позволило, как и в случае классификации по ГОСТ 17.1.2.04-77, получить более определенные результаты (Таблица 3.12). Соответственно, трофический статус этого озера в шести случаях из восьми соответствовал эвтрофному, и только в двух случаях – мезотрофному типу .

Т а б л и ц а 3.12 – Трофический статус вод озера Святого, установленный согласно классификации Тинемана и Наумана (в модификации Романенко, 1985), на основании результатов определения в нем общей численности бактерий (ОЧБ), усредненных за каждый гидрологический год и за три года наблюдений в 2010 – 2012 гг .

–  –  –

* Полужирным шрифтом выделены максимальные значения, курсивом – минимальные, обычным – не меняющие градацию .

3.4.1.2 Озеро Белое Диапазон колебаний значений ОЧБ в водах оз. Белого в целом за три года наблюдений составил от (1,61±0,04) млн. кл./мл в сентябре 2010 г. до (13,58±0,26) млн. кл./мл в сентябре 2012 г., а в среднем – (4,77±0,47) млн. кл./мл (Таблица П.4) .

В 2010 г. изменения величин ОЧБ в водах оз. Белого находились в пределах от (1,61±0,04) млн. кл./мл в марте до (6,71±0,08) млн. кл./мл в апреле (при среднегодовом значении (3,09±0,55) млн. кл./мл) (Таблица П.4). В самый холодный месяц – январь – при максимальной толщине льда 80 см, в 2010 г. наблюдался зимний максимум значений ОЧБ. Он был относительно невелик – величины ОЧБ составили всего 4,76 млн. кл./мл. К середине марта они снизились практически в 3 раза – до 1,67 млн. кл./мл, а к апрелю снова возросли и достигли годового весеннего максимума – 6,71 млн. кл./мл (Рисунок 3.14). После достижения этого пика, значения ОЧБ снижались до годового минимума в сентябре (1,61 млн. кл./мл), после чего вновь возрастали уже до конца года. Таким образом, в 2010 г. наблюдалось два максимума значений ОЧБ – зимний и весенний (годовой) в апреле, а также два минимума – в марте и сентябре .

Рисунок 3.14 – Динамика общей численности бактериопланктона (ОЧБ) в водах озера Белого за период 2010 – 2012 гг .

Условные обозначения: см. Рисунок 3.1 .

В 2011 г. изменения значений ОЧБ в оз. Белом составили от (2,46±0,59) до (7,03±0,11) млн. кл./мл, при среднегодовом значении (4,24±0,43) млн. кл./мл (Таблица П.4). Возрастание величин ОЧБ, начавшееся еще в 2010 г., продолжалось и в 2011 г. до начала третьей декады февраля (ЗГС 2011 г.), когда эти значения достигли зимнего годового максимума – 7,03 млн .

кл./мл. В этот период в водах оз. Белого на довольно высоком уровне находились величины концентраций наиболее важных для развития микроорганизмов гидрохимических показателей – нитратов, нитритов, органического азота, аммония и фосфатов (Таблица 3.2). К началу апреля значения ОЧБ снизились до 3,67 млн. кл./мл и оставались на этом уровне до конца мая. К концу следующего месяца – июня – они снова возросли и достигли летнего максимального значения (6,29 млн. кл./мл), которое было лишь немногим меньше годового максимума. В следующие два месяца значения ОЧБ постепенно снижались, хотя и оставались на довольно высоком уровне .

Их минимальная за 2011 г. величина составила 2,46 млн. кл./мл в августе. В течение всего осеннего периода содержание бактериопланктона в оз. Белом увеличивалось, вплоть до ЗГС 2011 г. (Рисунок 3.14). Таким образом, в 2011 г. было обнаружено два максимума значений ОЧБ – зимний (годовой) в феврале и второй, меньший по величине, летний максимум, – в июне, а также один выраженный минимум – в конце августа. Весенний максимум в 2011 г. выявлен не был .

Так же, как и в оз. Святом, в водах оз. Белого наибольший размах колебаний значений ОЧБ был обнаружен в 2012 г. Он составил от (2,63±0,06) млн. кл./мл в марте до (13,58±0,26) млн. кл./мл в сентябре (среднегодовое значение – (6,53±1,03) млн. кл./мл). В период ЗГС 2012 г .

значения ОЧБ, достигнув зимнего максимума (11,52 млн. кл./мл) в декабре, резко снизились, и в конце марта был обнаружен их минимум за 2012 г. – 2,63 млн. кл./мл. К началу мая количество бактерий в водах оз. Белого вновь возросло, и был достигнут весенний максимум значений ОЧБ (11,49 млн. кл./мл), сходный по величине с зимним. Однако уже к концу месяца величины ОЧБ вновь заметно снизились (в 2,5 раза, до 4,47 млн. кл./мл) и оставались практически на этом же уровне в июне. К началу сентября значения рассматриваемого параметра вновь существенно возросли, достигнув осеннего (годового) максимума за 2012 г., а также и за весь трехлетний период наблюдений на оз. Белом – 13,58 млн. кл./мл. В октябре значения ОЧБ снизились до 4,09 млн. кл./мл и оставались на этом уровне до конца наблюдений в декабре 2012 г. (Рисунок 3.14). Таким образом, в 2012 г., в отличие от двух предшествующих годов, в водах оз. Белого было отмечено три максимума значений ОЧБ – зимний, весенний и осенний (годовой), и в этом отношении есть сходство с оз. Святым, где в 2012 г. также было определено три максимума величин ОЧБ в те же гидрологические сезоны, но два сезонных в другие календарные месяцы, а годовой максимум в сентябре совпал и по времени. Величины максимумов ОЧБ в оз. Белом были почти в 2 раза выше, чем во время максимумов 2010 и 2011 гг. Это отклонение могло являться следствием аномально жаркого лета 2010 г .

Таким образом, в оз. Белом при рассмотрении сезонной динамики величин ОЧБ в 2010 г .

было обнаружено два их максимума – зимой и весной (годовой), в 2011 г. – также два – зимой (годовой) и летом, а в 2012 г. – три максимума значений ОЧБ – зимой, весной и осенью (годовой). Отсюда следует, что на оз. Белом ежегодно в течение трех лет стабильно повторялись только зимние пики численности бактерий, тогда как в оз. Святом по частоте ежегодной встречаемости доминировали весенние максимумы значений ОЧБ, а не зимние .

Годовые минимумы величин ОЧБ в оз. Белом были отмечены в различные сезоны: в 2010 г. – осенью, в 2011 г – в конце лета, в августе, а в 2012 г. – весной, в конце марта. В оз. Святом, как было показано выше, годовые минимальные значения ОЧБ наблюдались только в весенний период .

В оз. Белом, очевидно вследствие наибольшего диапазона колебаний величин ОЧБ по сравнению с остальными Косинскими озерами, достоверных межсезонных различий в пределах одного гидрологического года по этому показателю выявлено не было (Рисунок 3.15). Только в переходный период от 2010 г. к 2011 г. среднесезонная величина ОЧБ, рассчитанная за период ОС 2010 г. ((2,31±0,35) млн. кл./мл), оказалась достоверно ниже значения за период ЗГС 2011 г., которое составило (4,37±0,88) млн. кл./мл. Сравнение значений ОЧБ за одни и те же гидрологические сезоны, но в разные годы наблюдений, показало, что наибольшие из средних величин были обнаружены в 2012 г. – период ЗГС 2010 г. достоверно отличался от периода ЗГС 2012 г., ВЛС 2011 г. – от ВЛС 2012 г., а для периода ОС 2010 г. было рассчитано наименьшее за три года среднесезонное значение ОЧБ, которое оказалось достоверно ниже таковых за периоды ОС 2011 и 2012 гг .

Рисунок 3.15 – Средние значения общей численности бактерий (ОЧБ), рассчитанные за каждый гидрологический сезон, за каждый гидрологический год и за все три года наблюдений по данным для озера Белого за период 2010 – 2012 гг .

В оз. Белом была хорошо выражена межгодовая изменчивость – все среднегодовые величины, рассчитанные для каждого гидрологического года из трех лет наблюдений, достоверно отличались друг от друга, и демонстрировали явную непрерывную тенденцию к возрастанию от 2010 г. к 2012 г. Среднегодовые величины за 2010 ((3,09±0,55) млн. кл./мл) и 2012 гг. ((6,53±1,03) млн. кл./мл) достоверно отличались от средней трехлетней величины ((4,77±0,47) млн. кл./мл) – первое из них было ниже этой величины, а второе – выше (Рисунок 3.15) .

Сравнивая сезонную динамику величин ОЧБ с таковой для концентраций Хл а в водах оз .

Белого можно заметить, что обычно сначала наблюдались высокие значения концентраций Хл а, а вслед за ними, но с задержкой в несколько месяцев – максимальные величины ОЧБ, и только в начале мая 2012 г. максимумы этих показателей совпали по времени. Интересно отметить, что в августе и сентябре 2010 г., при максимальных температурах воздуха и воды (Таблица П.1) и при наиболее высоких за этот год концентрациях в воде Хл а (Таблица П.2), значения ОЧБ оказались ниже, чем в зимний период. Возможно, ингибирующее влияние на развитие бактерий могли оказать токсические выделения цианобактерий при их массовом развитии .

Исходя из результатов наших исследований, в пробах воды из оз. Белого, начиная с ВЛС 2011 г., было выявлено непрерывное возрастание среднесезонных, а также и среднегодовых значений ОЧБ. Как было показано выше, среднесезонные величины в различные гидрологические сезоны 2012 г. достоверно отличались от одной или обоих величин ОЧБ, определенных в два предшествующих года в те же периоды времени. Возрастающий тренд величин ОЧБ в оз. Белом становится особенно заметен при сравнении достоверно различающихся среднегодовых значений – они составили (3,09±0,55); (4,24±0,43) и (6,53±1,03) млн. кл./мл в 2010, 2011 и 2012 гг., соответственно. Таким образом, даже за сравнительно короткий трехлетний период наблюдений, в водах оз. Белого определенно прослеживается тенденция к увеличению значений ОЧБ. Вполне вероятно, что это явление связано с ежегодно возрастающей антропогенной нагрузкой на озеро, вызванной, в частности, интенсивной застройкой района Косино-Ухтомский и большим количеством отдыхающих в летний и осенний сезоны. Для подтверждения устойчивости выявленного возрастающего тренда величин ОЧБ на оз. Белом необходимы дальнейшие комплексные микробиологические и гидрохимические наблюдения .

Согласно работам Косинской лимнологической станции, в период летней стагнации 1931 г .

максимальное значение ОЧБ в поверхностном слое воды оз. Белого составляло 2,23 млн. кл./мл (Карзинкин, Кузнецов, 1931), а в июле 1932 г. – 2,67 млн. кл./мл (Кузнецов, 1952). По результатам наших исследований, годовой максимум ОЧБ в 2010 г. составил 6,71 млн. кл./мл и наблюдался в апреле, в 2011 г – 7,03 млн. кл./мл (в феврале), а в 2012 г. – 13,58 млн. кл./мл (в сентябре). Из вышеизложенного следует заключение о том, что в оз. Белом современные годовые максимумы величин ОЧБ существенно превышают максимальные значения этого параметра в 30-е годы прошлого века. Кроме того, в 2010 – 2012 гг. эти максимумы наблюдались в разные сезоны, но ни разу – в летний период, как это имело место ранее, в 1931 – 1932 гг. Таким образом, можно предположить, что с 1931 по 2012 гг. максимальная численность бактериопланктона в оз. Белом возросла в 5 раз и при этом изменилась его временная (сезонная) динамика. При этом, конечно, проводя сравнение значений ОЧБ надо учитывать примененную нами современную, более точную методику учета количественного этого показателя .

Что касается минимальных значений ОЧБ, то в 30-е годы они были определены в зимний период (Кузнецов, 1947). По нашим данным, напротив, в этот гидрологический сезон на оз .

Белом стабильно наблюдалась повышенная численность бактериопланктона, а в 2011 г. зимний максимум ее величин даже оказался годовым, т.е. превзошел по величине летний сезонный максимум ОЧБ этого же года. Сходные особенности динамики численности бактериопланктона отмечались также и зарубежными исследователями, причем они имели место в загрязненных водоемах умеренных широт (Niewolak, 1974) .

Сезонная динамика величин ОЧБ в оз. Белом в 2012 г. обнаруживает ряд общих особенностей с таковой в малых озерах Самарского национального парка. Как и в оз. Белом, значения ОЧБ в этих озерах были подвержены сильным колебаниям. Всего в поверхностном слое воды всех террасных озер Самарского национального парка было отмечено два максимума величин ОЧБ – в мае-июне (в оз. Белом – в мае 2012 г.) и в августе-сентябре (в оз. Белом – в сентябре 2012 г.), и один минимум – в апреле (в Белом оз. – в марте 2010 и 2011 гг.). Как показал кластерный анализ, в озерах Самарского парка среднегодовая численность бактерий в значительной степени определялась особенностями химического состава воды, а также динамикой содержания легкоразлагаемого ОВ и уровнем развития фитоцена (Уманская, 2002) .

Вполне вероятно, что эти же факторы оказывают влияние на сезонную динамику и колебания величин ОЧБ также и в оз. Белом Согласно данным литературы, в Рыбинском водохранилище за 24 года наблюдений (с 1954 до 1978 г.) так же, как в озерах Святом и Белом, было обнаружено возрастание усредненных за пятилетний период величин ОЧБ, определенных методом подсчета на мембранных фильтрах с окраской эритрозином (Романенко, 1985). Авторы исследования связывают это с постепенным эвтрофированием водохранилища, темпы которого были не очень высоки вследствие крупных размеров этого водоема. При средней численности бактерий за весь срок наблюдений 1,5 млн. кл./мл, значения ОЧБ за указанный период изменялись от 0,62 до 2,79 млн. кл./мл, т.е. были значительно ниже, чем на Косинских озерах. Также была отмечена вариабельность величин ОЧБ, определенных в сходные сроки пробоотборов в разные годы .



Pages:   || 2 | 3 |



Похожие работы:

«2.3.2. ПИЩЕВЫЕ ПРОДУКТЫ И ПИЩЕВЫЕ ДОБАВКИ Определение безопасности и эффективности биологически активных добавок к пище Методические указания МУК 2.3.2.721—98 ББК 51.23 О60 О60 Определение безопасности и эффективности биолог...»

«УДК 60::004.3 А. А. Кухтичев Московский авиационный институт (национальный исследовательский университет) Волоколамское шоссе, 4, Москва, A-80, ГСП-3, 125993, Россия a.kukhtichev@mail.ru ЭЛЕКТРОННАЯ МЕДИЦ...»

«620102, Екатеринбург, Чкалова, 3 телефон: (343) 300-40-39 www.averon-smt.ru е-mail: ic@averon.ru ПРАЙС-ЛИСТ действителен с 03.09.2018 Цены включают НДС 18% ОБОРУДОВАНИЕ ДЛЯ SMT-МОНТАЖА Модель Основные характеристики Цена, руб. НОВИНКА-2018 Конвекционно-инфракрасная настольная камерная печь для малосерийных и о...»

«Генетические коды Доктор физико-математических наук М. Д. Франк-Каменецкий Химия и Жизнь №5, 1980 г., с. 34-41 ПРОБЛЕМА КОДА Какие бы захватывающие дух открытия ни были сделаны в будущие двадцать лет, выяснение механизма биосинтеза белка и расшифровка генетического кода останутся главными событиями в биологии XX века....»

«~щ AJ~~~~ /3 €-J+ И/,·s ~ 1J /11 O~I:J З ~ !L-РОССИЙСКАЯ АКАДЕМИЯ НАУК 1 ТРУДЫПАЛЕОНТОЛОГИЧЕСКОГОИНСТИТУТА 1932 г . Основаны в Том277 И.П.Морозова Мшанки Fenestellida отряда (морфология, система, историческое развитие) Огветственный редактор доктор биологических наук Л.А.Вискова Москва ГЕОС БЕК26.323 м79 УДК 564.7.551.73 Мороз...»

«34 NOISE Theory and Practice Оценка уровней акустического загрязнения на территории спортивнооздоровительной базы,Васильев А.П.1,Ли-Ко-Шин Ю.А.2,Синькова В.А.3 1, 2, 3 Студент, Балтийский государственный университет "ВОЕНМЕХ"...»

«УДК 620.179.16:677.31 ПОВЫШЕНИЕ ТОЧНОСТИ КОНТРОЛЯ ОБЪЕМНОЙ ПЛОТНОСТИ НЕУПОРЯДОЧЕННЫХ ВОЛОКОННЫХ СРЕД С ПОМОЩЬЮ УЛЬТРАЗВУКОВЫХ ДАТЧИКОВ А.А . Багаев, Ц.И. Калинин, Р.А. Куницын В статье проведен...»

«Том 9, №5 (сентябрь – октябрь 2017) Интернет-журнал "НАУКОВЕДЕНИЕ" publishing@naukovedenie.ru https://naukovedenie.ru Интернет-журнал "Науковедение" ISSN 2223-5167 https://naukovedenie.ru/ Том 9, №5 (2017) https://naukovedenie.ru/vol9-5.php URL статьи: https://naukovedenie.ru/PDF/21EVN517.pdf Статья опубликована 13.10.2017 Ссылка для цит...»

«УДК 66.074.5 DOI: 10.17277/vestnik.2016.01.pp.084-093 МОДЕЛИРОВАНИЕ ПРОЦЕССА БИОЛОГИЧЕСКОЙ ОЧИСТКИ ГАЗА А. К. Митин1, Н. Е. Николайкина1, Н. А. Загустина2 Кафедра "Процессы и аппараты химических технологий", ФГБОУ ВПО "Московский государственный машиностроительный университет" (1); Институт биохимии им. А. Н. Баха РАН (2), г. Москва; mitin.rus...»

«© КОЛЛЕКТИВ АВТОРОВ, 2012 УДк 615.281.8.03:616.98:578.825.1].076.9 В. Л. Андронова1, С. Л. Гроховский2, П. Г. Дерябин1, Г. В. Гурский2, Г. А. Галегов1, Д. К. Львов1 Противогерпетическая активность производных нет...»

«Ненашева Татьяна Анатольевна Физиологическая роль немышечных миозинов в подвижности клеток 03.00.13 физиология Автореферат диссертации на соискание ученой степени кандидата биологических наук Екатеринбург – 2008 Работа выполнена на кафедре физиологии человека Уральского государственного университета...»

«УДК [594.38:575.2](28)(477.41) Д. И. ГУДКОВ1, Е. В. ДЗЮБЕНКО1, Т. В. ПИНКИНА2, Л. С. ЧЕПИГА3, А. Б. НАЗАРОВ4 Институт гидробиологии НАН Украины пр-т Героев Сталинграда, 12, Киев, 04210, Украина Житомирский национальный агроэкологический университет Старый бульвар, 7, Житомир, 10008, Украина Национальный авиацион...»

«Муниципальное автономное общеобразовательное учреждение "Гимназия № 3" Центр экологического образования, краеведения, детско-юношеского туризма и отдыха Рассмотрена на педагогическом совете УТВЕРЖДАЮ Центра экологического образования, Директор МАОУ "Гимназия № 3" краеведения, детско-юношеского /А. В. Жмурко/ туризма и отдыха от 28...»

«Центр эколого-биологических исследований и природоохранной работы Муниципальное автономное общеобразовательное учреждение "Средняя общеобразовательная школа №132 с углубленным изучением предметов естественно-экологического профиля" г. Перми 614066, г. Пермь, ул. Ба...»

«Краткий конспект лекций для дисциплины "Проектирование промышленных зданий" Лекций 1 Общие требования по проектированию промзданий Классификация промзданий Промышленные (производственные) здания служат для созда...»

«ДОПОЛНЕНИЕ M ОТЧЕТ О ПРОМЫСЛЕ: DISSOSTICHUS ELEGINOIDES У О-ВОВ КЕРГЕЛЕН (УЧАСТОК 58.5.1) СОДЕРЖАНИЕ Стр.1. Информация о промысле 1.1 Зарегистрированный улов 1.2 ННН вылов 1.3 Размерный состав уловов 2. Запасы...»

«Юбилейная конференция, посвященная 75-летию ББС МГУ имени Н.А. Перцова "Морская биология, геология, океанология междисциплинарные исследования на морских стационарах" РАСПИСАНИЕ РАБОТЫ КОНФЕ...»

«ЧТЕНИЯ ПАМЯТИ ВЛАДИМИРА ЯКОВЛЕВИЧА ЛЕВАНИДОВА Vladimir Ya. Levanidov’s Biennial Memorial Meetings Вып. 5 ВИДОВОЙ СОСТАВ ИХТИОПЛАНКТОНА В ЭСТУАРИИ РЕКИ ПЕТРОВКА (ПРИМОРСКИЙ КРАЙ) Ю.В. Федорец...»

«ИНФОРМАЦИЯ за июнь 2010 г. по Блоку 1 проекта "ИУВР-Фергана"1. Союз водопользователей канала и Водный Комитет канала 03.06.10. Узбекистан, Кувинский район, с.Мингчинор . Проведено очередное заседание Правления СВЮФМК, в котором приняли участие все 5 членов Правл...»

«ТЕХНИЧЕСКАЯ СПЕЦИФИКАЦИЯ 03.02.2012 (Предыдущая дата 01.09.2009) 1 (4) Юки краска для цоколя Юки краска для цоколя YKI ТИП Щелочестойкая акрилатная краска. ОБЛАСТЬ Предназначена для окраски бетонных цоколей, а также ПРИМЕНЕНИЯ выровненных раствором с преобладанием цемента цоколей из бетона и газобетонных бло...»

«АЯ55 БЛОК ПИТАНИЯ АНТЕННОГО УСИЛИТЕЛЯ БПС-12-100АУ Руководство по эксплуатации Настоящее Руководство по эксплуатации (РЭ) распространяется на блок питания антенного усилителя БПС-12-100АУ (далее – блок питания) ПЮЯИ.430604.005 ТУ. РЭ содержит информацию, о правильной и безопасной эксплуатации блока питания, а так же о гаранти...»




 
2019 www.mash.dobrota.biz - «Бесплатная электронная библиотека - онлайн публикации»

Материалы этого сайта размещены для ознакомления, все права принадлежат их авторам.
Если Вы не согласны с тем, что Ваш материал размещён на этом сайте, пожалуйста, напишите нам, мы в течении 1-2 рабочих дней удалим его.