Руководство по методам гидробиологического анализа поверхностных вод

При оценке качества воды, кроме интегральной оценки, в результате которой устанавливается класс качества воды, а также гидробиологической оценки методами биоиндикации, в результа­те которой устанавливается класс чистоты, иногда встречается также так называемая комплексная оценка, основу которой со­ставляют методы биотестирования. Последние относятся также к гидробиологическим методам, но отличаются тем, что позволяют определить реакцию водной биоты на загрязнения по различным тестовым организмам – как простейшим (инфузориям, дафниям), так и высшим – рыбам (гуппиям). Такая реакция иногда является наиболее показательной, особенно применительно к оценке каче­ства загрязненных вод (природных и сточных), и позволяет опреде­лять даже количественно концентрации отдельных соединений.

Гидробиологические показатели.О качестве воды в пресноводном водоеме, а также о его экологическом состоянии, можно судить не только с помощью приборов, но и с помощью обитающих в водоеме живых организмов – гидробионтов. Соответствующие методы оценки называют гидробиологическими.

Планктон – совокупность живых обитателей водоема, не способных активно передвигаться или медленно передвигающихся, но не противостоящих токам воды.

Фитопланктон – совокупность растительных организмов водоема, не способных активно передвигаться, – важнейший компонент водных систем, активно участвует в формировании качества воды и является чутким показателем состояния водных экосистем и водоема в целом.

При гидробиологической оценке состояния водоемов и качества воды показателями, в общем случае, могут быть видовой состав, количество и биомасса гидробионтов, а также трофность и сапробность водоема.

Объектами гидробиологической оценки могут быть фито- и зоопланктон, бентос, макрофиты, рыбы и др. Получены научные данные о том, что повышенное содержание в воде различных токсикантов приводит к массовым нарушениям эмбрионального и личиночного развития, появлению многочисленных уродств. У молоди рыб нередко развиваются токсикозы, выражающиеся в появлении опухолей и нарушении отдельных органов (печень, мозг, жаберный аппарат и др.). Кроме того, в одном и том же водоеме могут быть акватории с неблагоприятными условиями для гидробионтов.

Таким образом, многие водные организмы имеют особенности, позволяющие рассматривать их как индикаторные виды – т.е. виды, чувствительные к загрязнению воды, причем разные организмы обладают разной чувствительностью к загрязнению воды. Например, при обработке проб зоопланктона специалисты особое внимание обращают на следующие показатели:

1) видовой состав и распределение зоопланктона, соотношение
в нем отдельных групп (простейших коловраток, ветвистоусых рачков
и др.);

2) наличие видов – индикаторов загрязнения в составе комплекса доминирующих видов;

3) значение индекса видового разнообразия Шеннона по зоопланктону, его пространственная и многолетняя динамика;

4) относительное количество в пробах мертвых и поврежденных планктонных животных;

5) наличие уродливых форм и опухолей у рачков;

6) роль сообщества гидробионтов в самоочищении водоемов и др.

Большинство гидробиологических методов, которые могут применять студенты, относятся к методам биоиндикации. Существуют методы биоиндикации, позволяющие получить достаточно точные заключения о качестве воды, хорошо согласующиеся с данными гидрохимических исследований. Однако работать такими методами могут лишь специалисты, знающие водных обитателей «в лицо» и имеющие опыт работы.

В практической работе студенты используют преимущественно лишь два метода, которые сочетают в себе простоту в работе и точность оценки. К ним относятся методы определения биотических индексов Вудивисса и Майера. Имеется в виду несколько упрощенные варианты методик определения биотических индексов Вудивисса и Майера [15, 21, 42]. Полученные с помощью данных методов результаты могут считаться лишь предварительной оценки. Кроме того, успешное применение данных методов требует известных навыков, а также микроскопа (желательно – бинокуляра) и соответствующих определителей или иллюстрированных таблиц.

Биотический индекс Вудивисса рассчитывается только при исследованиях рек (т.е. проточных водоемов) умеренного пояса и дает оценку их состояния по 15-балльной шкале. Он непригоден для оценки состояния озер и прудов. При оценке состояния водоема по методу Вудивисса определяют, какие индикаторные группы имеются в исследуемом водоеме, и далее оценивают общее состояние бентосных организмов, т.е. обитающих в придонном слое воды. Характерно, что методика Вудивисса не требует определения всех пойманных животных с точностью до вида. Достаточно выполнить определение лишь обнаруженных в пробах групп бентосных организмов. При этом за группу принимается любой вид плоских червей, моллюсков, пиявок, ракообразных, водяных клещей, веснянок, сетчатокрылых, жуков, а также любой вид личинок других насекомых (за некоторыми исключениями). Далее по специальным таблицам находят значение индекса Вудивисса, характеризующее исследуемый водоем, и соответствующий класс качества воды. Например, значение индекса Вудивисса для данного водоема от 0 до 2 баллов считается показателем очень сильного загрязнения (соответствующее значение класса качества воды – 5-7). В таких условиях водное сообщество находится в сильно угнетенном состоянии. Значение индекса 3-5 баллов – значительное загрязнение водоема (4-5 класс качества); 6-7 баллов – незначительное загрязнение (3 класс качества). Для чистых рек (имеющих 1-2 класс качества воды) обычно характерны оценки 8-10 баллов, а иногда и выше.

Более простым в применении является метод, основанный на определении биотического индекса Майера. В основе метода лежит приуроченность различных групп водных беспозвоночных к водоемам с определенным уровнем загрязненности и применим для водоемов любых типов. Преимущество при определении индекса Майера состоит также в том, что не нужно определять беспозвоночных с точностью до вида. Организмы-индикаторы по методу Майера относят к одной из трех индикаторных групп, приведенных в табл. 22 [15, 21].

Состав водных организмов в индикаторных группах по методу Майера[2, 7]

Обработка результатов, полученных по методу Майера, также сравнительно несложна. При этом нужно отметить, какие из приведенных в таблице индикаторных групп обнаружены в пробах. Количество обнаруженных групп из первого раздела таблицы необходимо умножить на 3, количество групп из второго раздела – на 2, а из третьего – на 1. Получившиеся цифры складывают, и значение суммы характеризует степень загрязненности водоема. Если сумма более 22 – водоем имеет 1 класс качества, значения суммы от 17 до 21 говорят о втором классе качества, от 11 до 16 баллов – 3 класс качества. Все значения меньше 11 характеризуют водоем как грязный (4-7 класс качества).

Большой интерес при оценке качества воды представляют также методы биотестирования, которые позволяют непосредственно определить реакцию водной биоты на загрязнение. Методы биотестирования относятся также к гидробиологическим методам. Они отличаются от методов биоиндикации тем, что позволяют определить реакцию водной биоты на загрязнения по различным тестовым организмам – как простейшим (инфузориям, дафниям), так и высшим – рыбам (гуппиям). Такая реакция иногда является наиболее показательной, особенно применительно к оценке качества загрязненных вод (природных и сточных) и даже позволяет количественно определять концентрации отдельных соединений. По этой причине методы биотестирования иногда называют методами комплексной оценки.

Обычно при биотестировании устанавливают количественные градуировочные зависимости показателей смертности тестовых организмов или каких-либо изменений в них, либо поведенческих реакций, от концентрации тяжелых металлов (СuSО₄). Токсические эффекты на организмы выражают в концентрациях, эквивалентных концентрациям тяжелых металлов. В качестве тестовых могут использоваться многие природные объекты. Промышленностью выпускается прибор «Биотестер», который позволяет неспецифично определять концентрацию токсиканта (сульфата меди) в воде по поведению инфузории-туфельки. Однако распространение метода биотестирования и соответствующих приборов сдерживается по нескольким причинам. Во-первых, сами приборы имеют относительно высокую стоимость. Во-вторых, необходимо воспроизводить – правильно подготавливать и выращивать – тест-культуру, время жизни особей которой непродолжительно (несколько дней и более). В-третьих, отсутствуют нормативы качества воды по реакциям тестовых организмов, а количественный анализ возможен только по какому-либо отдельному токсиканту при условии предварительной калибровки прибора по этому соединению.

Следует отме­тить, что исследования, выполняемые при комплексной оценке ка­чества воды, не ограничиваются только методами биотестирова­ния, они обязательно включают (особенно при анализе питьевой и природной вод) гидрохимические методы и методы биоиндикации.

Показатели деградации водоема.К показателям деградации водоемов, в общем случае, могут быть отнесены:

– признаки эвтрофикации: массовое размножение сине-зеленых водорослей, повышенное содержание азота и фосфора в разных формах;

– разрушение береговой линии как следствие природных или антропогенных процессов;

– скопление или чрезмерное разрастание (более чем на 20 % от общей площади водоема) водной растительности – макрофитов;

– изменение видового стада рыб в направлении увеличения доли сорных видов;

– появление большого количества донных червей;

– появление рыб с патологиями и др.

Таким образом, оценка по показателям деградации водоема включает разнообразные методы исследований – методы визуального наблюдения и счета (со сбором или отловом гидробионтов), гидрохимические измерения содержания в воде соединений азота и фосфора в формах нитратов, нитритов, аммонийных органических и неорганических соединений, орто- и полифосфатов и др.

При оценке деградации водоема необходимо проводить сопоставление данных, полученных на протяжении ряда лет с выявлением тенденций в измерениях оцениваемых параметров.

Оценка состояния донных отложений.Донные отложения являются особой средой в водоеме, имеющей большое значение для жизнедеятельности бентосных организмов, макрофитов, рыб и др. В донных отложениях концентрируются и накапливаются как биогенные элементы (запасы органического и неорганического азота и фосфора), так и токсиканты (в первую очередь, тяжелые металлы), а также нефтепродукты и др. Поэтому донные отложения также следует изучать при оценке экологического состояния водного объекта, используя для этой цели методики исследования воды (придонные слои и фильтраты) и почвы (определение элементного состава и концентрации химических загрязнителей), а также методики биоиндикации по бентосным сообществам [27].

При сбросе в водоем токсических веществ, содержащихся в промышленных сточных водах, происходит угнетение и обеднение фитопланктона. При обогащении водоемов биогенными веществами, содержащимися, например, в бытовых стоках, значительно повышается продуктивность фитопланктона. При перегрузке водоемов биогенами возникает бурное развитие планктонных водорослей, окрашивающих воду в зеленый, сине-зеленый, золотистый, бурый или красный цвета («цветение» воды). «Цветение» воды наступает при наличии благоприятных внешних условий для развития одного, редко двух-трех видов. При разложении избыточной биомассы выделяется сероводород или другие токсичные вещества. Это может приводить к гибели зооценозов водоема и делает воду непригодной для питья. Многие планктонные водоросли в процессе жизнедеятельности нередко выделяют токсичные вещества. Увеличение в водоемах содержания биогенных веществ в результате хозяйственной деятельности человека, сопровождаемое чрезмерным развитием фитопланктона, называют антропогенным эвтрофированием водоемов.

Каждая группа организмов в качестве биологического индикатора имеет свои преимущества и недостатки, которые определяют границы ее использования при решении задач биоиндикации.

Водорослям принадлежит ведущая роль в индикации изменения качества воды в результате эвтрофирования (заболачивания) водоема.

Зоопланктон также достаточно показателен как индикатор эвтрофирования и загрязнения (в частности органического и нитратного) вод. Кроме этого, среди зоопланктона встречаются и представители патогенной фауны, ограничивающей использование водного объекта в целях водоснабжения.

Простейшие являются высокочувствительными индикаторами сапробного состояния водоемов.

Зообентос – совокупность животных, обитающих на дне и в придонных слоях воды, служит хорошим индикатором загрязнения донных отложений и придонного слоя воды. Наиболее достоверными индикаторами среди них служат легочные моллюски, особенно катушки и речные чашечки. Положительные результаты дает также оценка качества воды по личинкам насекомых. Свободно живущие личинки ручейников, а также поденок являются наиболее чувствительными организмами.

Значение макрофитов (высшая водная растительность) наиболее существенно при предварительном гидробиологическом осмотре водных объектов. При загрязнении водоемов изменяются видовой состав, биомасса и продукция макрофитов, возникают морфологические аномалии, происходит смена доминантных видов, обусловливающих особенности ценоза. Данные по ихтиофауне важны при оценке состояния водного объекта в целом и особенно при определении допустимых уровней загрязнения водных объектов, имеющих рыбохозяйственное значение.

Проведение биологических исследований имеет свои особенности в стоячих и текущих водоемах.

Для изучения рек и ручьев большое значение имеют перифитонные организмы (т.е. обрастатели), те, которые дают картину общего состояния воды за достаточно длительный промежуток времени, предшествующий исследованию. Быстрые колебания степени загрязнения воды плохо уловимы с помощью перифитона, и для их наблюдения лучше подходят гидрохимические и бактериологические методы.

Также случайные загрязнения местного характера легче всего могут повлиять на характер населения дна (т.е. организмов бентоса) в таких водоемах.

Это обстоятельство заставляет при исследовании рек обращать внимание на быстрые места их течения – перекаты, плотины и т. д. Если мы хотим получить представление об общем состоянии реки, то станции необходимо выбирать именно здесь. Если же нас интересуют разовые или местные загрязнения, необходимо исследовать обитателей дна в местах со слабым течением – в заводях, бочагах и т.п. После впадения в реку тех или иных загрязненных стоков последние сносятся течением вниз по реке и откладываются в более глубоких местах реки с замедленным течением.

Биологическое исследование стоячих водоемов, как правило, интерпретируется более легко. Здесь, прежде всего, необходимо проведение комплексных исследований с тем, чтобы иметь более полное представление о состоянии водоема. Чем крупнее исследуемый водоем, тем большее количество разнообразных станций надо выбирать по его периметру [21, 42].

Почти любое использование воды влияет на ее качество. Использованная вода обычно возвращается в реки или отстойники для восстановления. Это может оказать нежелательное влияние на жизнь, если использованная вода будет сильно отличаться от естественной.

Различные виды живых существ показывают, чем загрязнена окружающая среда. Какой бы совершенной ни была современная аппаратура, она не может сравниться с «живыми приборами», реагирующими на те или иные изменения, отражающие воздействие всего комплекса факторов, включая сложные соединения различных ингредиентов.

Бурное развитие сине-зеленых водорослей – хороший индикатор опасного загрязнения воды органическими соединениями.

Лучший индикатор опасных загрязнений – прибрежное обрастание, располагающееся на поверхностных предметах у кромки воды. В чистых водоемах эти обрастания ярко-зеленого цвета или имеют буроватый оттенок. Для загрязненных водоемов характерны белые хлопьевидные образования. При избытке в воде органических веществ и повышении общей минерализации обрастания приобретают сине-зеленый цвет, так как состоят в основном из сине-зеленых водорослей. При плохой очистке фекально-бытовых сточных вод обрастания бывают белыми или сероватыми. Как правило, они состоят из прикрепленных инфузорий (сувойки, кархезиум и др.) Стоки с избытками сернистых соединений могут сопровождаться хлопьевидными налетами нитчатых серобактерий-теотриксов.

Биоиндикация – способ оценки антропогенной нагрузки по реакции на нее живых организмов и их сообществ.

Биотестирование – использование в контролируемых условиях биологических объектов (тест-объектов) для выявления и оценки действия факторов (в том числе и токсических) окружающей среды на организм, его отдельную функцию или систему организмов. Хорошие результаты дает анализ бентосных (придонных) беспозвоночных. Оценка чистоты водоемов делается по преобладанию либо отсутствию тех или иных таксонов (табл. 23).

Дата добавления: 2014-12-26 ; Просмотров: 3931 ; Нарушение авторских прав? ;

Нам важно ваше мнение! Был ли полезен опубликованный материал? Да | Нет

источник

Глава 4. Критерии оценки качества вод по данным гидробиологического анализа

4.1. Современные концепции биомониторинга водных экосистем

Мем № 21 : “ Гидробиологический анализ, будучи важнейшим элементом системы наблюдений за уровнем загрязнения поверхностных вод и донных отложений, включает в себя:

• определение совокупного эффекта комбинированного воздействия загрязняющих веществ на водные биоценозы;
• определение экологического состояния водных объектов и установление экологических последствий их загрязнений;
• определение направления изменения водных биоценозов в условиях загрязнения природной среды;
• оценку качества поверхностных вод и донных отложений как среды обитания организмов, населяющих водоемы и водотоки;
• оценку трофических свойств воды;
• установление возникновения вторичного загрязнения и его источников, а в ряде случаев специфического химического состава воды”

В.А. Абакумов [Руководство по гидробиологическому. 1992].

Экологические особенности водных биоценозов

Предуведомление: В рамках последующего изложения будем употреблять термины «экосистема» и «гидробиоценоз» («биогидроценоз») как близкие синонимы [Tansley, 1935; Сукачев, 1960; Мордухай-Болтовской, 1974], но будем помнить, что биоценоз имеет более четкие геоморфологические или гидрофизические границы. Термин «экосистема», который можно отнести к объекту любого ранга — от отдельной точки отбора пробы до всего Мирового океана, — менее строгий и более универсальный, а, следовательно, более удобный в общетеоретических рассуждениях.

Экологическая гидробиология (гидроэкология) как наука “изучает население гидросферы во взаимосвязи с окружающей средой и биологические явления в водоемах, возникающие в результате взаимодействия различных живых компонентов друг с другом и с неживой природой” [Константинов, 1979]. Развитие теории водных экологических систем осуществляется на трех неразрывно связанных между собой уровнях проблематики и научно-системной интеграции [Одум, 1986; Розенберг с соавт., 1999]:

аутэкологии , изучающей проблемы физиологических аспектов жизнедеятельности гидробионтов на организменном уровне (интенсивность метаболизма, закономерности питания, экскреция биогенных элементов, рост массы тела и проч.);

демэкологии , связанной с изучением динамики популяций и явлениями их взаимодействия (конкуренции, доминирования, регулирования численности и т.д.);

синэкологии или экологии сообществ, исследующей специфику надорганизменных форм жизни – популяций и биоценозов, обладающих определенной структурой, функциями и характером взаимодействия с окружающей средой.

А.С. Константинов [1979] выделяет следующие конкретные практические задачи гидробиологии:

повышение продуктивности водоемов и получение из них наибольшего количества биологического сырья в результате промысла водных организмов ( продукционная гидробиология);

аналитический контроль качества водоемов и поиск мер обеспечения людей чистой водой ( санитарная гидробиология [Телитченко, Кокин, 1968]);

адаптивное управление и разработка стратегии комплексного использования водоемов и их охраны от возможных негативных последствий.

Можно согласиться с С.М. Голубковым [2000], что “гидробиология континентальных водоемов в последние десятилетия переживает пору расцвета” , однако к имеющимся реальным достижениям по всем основным поставленным задачам трудно отнестись с тем же оптимизмом, что и 30 лет назад.

Целью последующего изложения в свете представленной терминологии является рассмотрение методов и конструкций синэкологии для решения задач санитарной гидробиологии.

Сообщества водных организмов по своим условиям обитания и структурно-функциональным характеристикам имеют ряд ключевых особенностей по сравнению с наземными биогеоценозами [Мордухай-Болтовской, 1974; Методика изучения. 1975], которые в основном заключаются в следующем:

Гидробионты, окруженные водой, подвергаются значительно меньшим колебаниям температуры (обычно в пределах от 2 до 40°), чем обитатели биогеоценозов. Однако для них имеет большое значение содержания кислорода, который часто бывает в дефиците, а временами может вовсе исчезать. В связи с этим, существующие классификации экосистем учитывают, в первую очередь, содержание кислорода в водоеме.

Водные организмы находятся в условиях более слабой освещенности, чем наземные, а расположенные на глубинах водоемов (и в подземных водах) совершенно лишены света и их живые компоненты могут существовать только за счет поступления органических веществ извне. Поэтому в системе гидробиоценозов гораздо сильнее выражена вертикальная дифференциация (стратификация). В связи с вертикальной расчлененностью водной среды типы водных сообществ выделяются по совершенно иному принципу, чем типы биогеоценозов. Последние в большинстве случаев, как указывает В.Н. Сукачев [1966], совпадают с границами растительных ассоциаций на поверхности земли, в то время как типы гидробиоценозов различаются главным образом по их положению в пространстве. Например, различают следующие «жизненные формы» [Дуплаков, 1933; Зернов, 1949; Зенкевич, 1951; Константинов, 1979]:

• планктон (planktos – парящий) и нектон (nektos – плавающий) – население пелагиали, проводящее жизнь во взвешенном состоянии и активно передвигающееся в толще воды;
• бентос (bentos – глубина) – организмы, живущие на дне водоемов или в грунте;
• перифитон (peri – вокруг, phyton – растение) – гидробионты, поселяющиеся на плотных субстратах и приспособленные к обитанию на границе раздела между субстратом и водой.

Организмы в водоемах биохимически и осмотически более тесно связаны с окружающей их средой и зависят от содержания в ней растворимых веществ. Благодаря значительно большей, чем у воздуха, плотности воды, многие водные организмы пребывают в свободно плавающем или парящем состоянии, поскольку вода содержит пространственно-распределенный источник пищи в виде взвешенной массы органических веществ и микробов. Вода одновременно создает возможность биохимических связей между сообществами гидробионтов за счет выделения многими организмами в воду кислорода, углекислоты и различных продуктов метаболизма. Эти вещества, токсичные, либо, наоборот, стимулирующие другие организмы, образуют как бы сеть, по которой организмы сообщаются косвенно, не вступая друг с другом в прямой контакт.

Население гидросферы значительно разнообразнее, чем наземное, хотя во внутренних водоемах состав флоры и фауны сильно обеднен по сравнению с морями из-за выпадения многих групп. Основную массу первичных продуцентов составляют взвешенные в воде микроскопические водоросли, в то время как на суше — это почти исключительно крупные растения, с корнями в почве. Несмотря на чрезвычайно мелкие размеры планктонных водорослей, они обладают весьма высоким темпом размножения и могут давать очень высокую первичную продукцию, за счет которой развивается местами богатейшее животное население.

В горизонтальном направлении водные сообщества, как и биогеоценозы, также неоднородны. Биотопы определяются преимущественно физическими свойствами среды и группируются по экологическим зонам, на которые делятся водоемы: например, в озерах бенталь подразделяется на литораль (прибрежная зона), сублитораль (до нижней границы распространения высших растений), профундаль. Внутри каждой зоны может быть выделено по несколько биотопов и соответствующих им биоценозов (например, на разных грунтах).

Гидробиоценозы, как и наземные экосистемы (в первую очередь, фитоценозы), обладают хорошо выраженной изменчивостью во времени. Сезонная (годовая, суточная или иная циклическая) динамика, вызванная изменениями температуры, наблюдается как в ценозах высшей водной растительности, отмирающей с наступлением осени, так и в планктонных сообществах, состоящих из видов с кратким жизненным циклом. В меньшей мере выражены сезонные изменения в бентосе, остающемся в крупных водоемах на зиму в почти полном составе и количестве, хотя в некоторые периоды его гетеротопные группы (насекомые) покидают водоем.

Межгодовые (или многолетние) изменения в водоемах выражены не менее, если не более ярко, чем в биогеоценозах, и, в основном, происходят в результате тех же причин: изменения климатических условий и деятельности человека. В гидробиоценозах постоянно происходят также изменения в соотношении видов и их обилии, причины которых часто не удается установить. Эти ненаправленные изменения колебательного типа называют флуктуациями , противопоставляя их сукцессиям – изменениям в течение ряда лет, направленным в одну сторону. Сукцессии часто наблюдаются в гидробиоценозах и представляют собой обычно продолжающийся в течение ряда лет процесс постепенного приспособления сообществ гидробионтов к сильно изменившимся абиотическим условиям. Мы наблюдаем их при различных естественных изменениях режима водоемов, а в еще большем масштабе – при возникновении новых водоемов или водохранилищ (на затапливаемой, например, вследствие сооружения плотины, долине реки).

Из всего сказанного выше нетрудно предположить, что расчетные методы изучения водных экосистем должны отличаться от методов и алгоритмов количественного анализа наземных биогеоценозов.

Экосистемная индикация изменения качества вод

Факториальная гидробиология основана на изучении эффектов, вызываемых разнообразными типами воздействий среды на живые организмы. Особи каждого вида могут существовать только в определенном пределе изменчивости условий обитания: амплитуда колебаний, как каждого индивидуального фактора среды, так и любой их комбинации должна соответствовать видовой «норме» (или, как синоним, экологической валентности вида). Однако, в отличие от дифференцированного нормирования с использованием ПДК, оценивающего эффект вредного действия на уровне индивидуального организма, экологическое нормирование понимается как ограничение антропогенных воздействий рамками возможностей сообщества гидробионтов в целом.

Как для отдельных особей, так и надорганизменных сообществ (популяций и биоценозов), характерна способность адаптироваться к среде, т.е. сохранять свою структурную целостность и функциональную устойчивость в некоторых пределах колебания внешних воздействий. Л.П. Брагинский [1981] считает, что «нормальная» экосистема сохраняет свойство буферности, т.е. обладает определенным потенциалом детоксикации. У водоема в патологическом состоянии эта «буферность» нарушается и подавляется самоочищающая способность, в результате чего продукционные (негэнтропийные) процессы в экосистеме уступают деградационным (энтропийным). Аналогичных взглядов придерживается А.С. Константинов [1981], очерчивающий желательный биосферный статус водоемов, исходя из принципа «минимума экстремальности экосистем» .

Устойчивость метаболизма биоценоза в пределах его адаптационных возможностей поддерживается за счет периодических, сезонных или ответных перестроек его структуры, по существу являющихся теми колебательными процессами, которые служат фундаментальной характеристикой функционирования биологических систем любого структурного уровня. Поэтому представляется важным квалифицированно оценить, какие перестройки структуры и нарушений метаболизма, происходящие на уровне биоценозов и названные экологическими модификациями [Абакумов с соавт., 1981; Израэль, Абакумов, 1991; Попченко, 1991], являются потенциально опасными на экосистемном уровне. При этом выделяются следующие инвариантные состояния водных экосистем, соответствующие разным уровням антропогенного загрязнения:

фоновое состояние – возможны перестройки структуры, не ведущие к ее усложнению или упрощению, т.е. не изменяющие общего уровня организации биоценозов (например, смена доминантных видов, изменение видового состава);

состояние антропогенного экологического напряжения – выражается в увеличении разнообразия биоценоза, в частности, в увеличении общего числа видов, в уменьшении энтропии, в усложнении межвидовых отношений, в увеличении пространственно-временной гетерогенности, в усложнении временной структуры и пищевых цепей и т.д.;

состояние антропогенного экологического регресса – характеризуется уменьшением разнообразия и пространственно-временной гетерогенности, увеличением энтропии, упрощением межвидовых отношений, сезонных модуляций, трофических цепей;

состояние антропогенного метаболического регресса – соответствует снижению активности биоценоза по сумме всех процессов утилизации вещества и энергии.

Высказанные надежды [Абакумов, Сущеня, 1991] на то, что приведенная классификация состояния водных экосистем, основанная на представлениях об экологических модификациях, возникающих в результате химического, теплового и «биологического» загрязнения антропогенного происхождения, будет способствовать повышению эффективности Гидробиологической службы, до настоящего времени не нашли своего практического воплощения.

Концепция «допустимого качества природной среды» в системе мониторинга состояния водоемов предполагает дифференцированный подход к природным объектам в зависимости от их народнохозяйственного, научного и эстетического значения. При этом для разных категорий водоемов считается необходимым разрабатывать свои предельно допустимые состояния экосистем, которые оцениваются на основе структурно-функционального подхода и с учетом индивидуальных требований к водным объектам: региональным особенностям, морфометрии, проточности и др. [Приемы прогнозирования. 1985].

Сущность экологического нормирования заключается в разработке критериев, оценивающих степень влияния антропогенных факторов на устойчивость и/или биоразнообразие экосистем. Действительно, сообщества водных организмов, вовлеченные в постоянный круговорот вещества и энергии с окружающей средой, реагируют на изменения ее качества адекватной структурно-функциональной перестройкой, проявляемой в снижении продуктивности, изменении соотношения отдельных видов, появлении новых доминантных видов, изменении сети трофических отношений. Однако, причинно-следственная интерпретация экологических модификаций, которым, как правило, приписывается антропогенный характер, может иметь более сложную природу. В водных экосистемах, подвергающихся комплексному воздействию различных факторов (химическое, термическое, радиационное загрязнение, изменение гидродинамического режима и проч.), могут протекать спонтанные и неоднозначно трактуемые нарушения динамики количественного развития или трансформации видовой структуры, которые на самом деле не имеют никакого отношения к анализируемому фактору. Например, можно отметить следующие механизмы изменения биоразнообразия, не связанные с антропогенным загрязнением:

эволюция биоценоза в направлении формирования комплекса экологически полифункциональных популяций;

резкие сезонные колебания (вылет имаго насекомых) или пространственная неоднородность биотопов;

колебания степени эвтрофирования водоемов, связанные с многолетней природно-климатической динамикой.

В главе 3 отмечалось, что в гидробиологической литературе нет единого мнения по поводу формулировки определения “качество поверхностных вод”. Еще большие трудности вызывает идентификация стрессов экосистем – любые критерии “качества экологического состояния” многие авторы признают относительными и субъективными. С философских позиций это вполне закономерно:

Мем № 22 : “ … качество вообще есть тождественная с бытием непосредственная определенность” Г. Гегель [1974].

Иными словами, полным отображением собственного качества может быть только сам объект. Поскольку любая формальная оценка (как абстрактная модель) есть перечисление немногих выделенных свойств объекта, наиболее существенных для решения субъектом некоторой задачи, то “поиск оптимума качества экосистемы должен вестись в терминах элементов конечной цели” [Гладышев, 1999]. Имея под собой такую диалектическую основу, большинство определений, связанных с проблемами экологического нормирования, по-прежнему носят характер терминологических изысканий, а общепринятых, точных и адекватных методик гидробиологической оценки качества воды, применимых на практике, не существует до настоящего времени.

Общие подходы в разработке немногочисленных количественных методов гидробиологического контроля базируются на следующих двух принципах и представлениях [Федоров, 1974; Абакумов, 1987]:

функциональное (балансовое или продукционно-энергетическое) направление, изучающее продукционный метаболизм вещества и энергии в водоемах,

структурное (популяционное) направление, оценивающее целостность структуры экосистемы и ее отдельных компонентов на всех уровнях.

Продукционно-энергетическое направление в общем случае основано на следующих концепциях (см. раздел 2.5 и Приложения 1-2):

рассматривается экосистема идеального замкнутого водоема, которая условно делится на n блоков, называемых, например, «трофическими уровнями» и нумеруемых следующим порядком: 1 – продуценты, 2 – фитофаги, 3 – хищники первого порядка и т.д. (названия и уровень детализации этих блоков достаточно произвольны и зависят от многих субъективных факторов);

назначаются связи между выделенными блоками (трофические связи между трофическими уровнями), которым ставятся в соответствие разного рода математические уравнения (дифференциальные, конечно-разностные, статистические), выведенные авторами на основе некоторых исходных предположений и призванные дать конкретное количественное выражение потокам вещества и энергии между связываемыми блоками;

блоки, связи между ними и системы уравнений образуют модель функционирования водного биоценоза, которая может быть решена относительно данных гидробиологических исследований конкретных водоемов.

Концепция трофических уровней использования вещества и энергии, при всей своей определенной схематичности и условности, дает возможность получить количественное представление о соотношении биомасс, продукций, пищевых потребностей и участия в органической деструкции каждой из групп-утилизаторов, что может быть представлено в виде биотического баланса. Разумеется, оценка экологического состояния водной системы по функциональным параметрам целиком зависит от тщательности детализации и адекватности разработанных моделей, объективности при интерпретации результатов и требует наличия квалифицированных специалистов в области системной аналитики.

Популяционный подход , напротив, основывается на простых «индексах», с помощью которых оценивают видовое богатство и биоразнообразие водных сообществ и делаются выводы о вероятности наличия «экологических модификаций».

Гидробиологические данные и расчетные индексы: попытки обобщений

Обилие видов живых существ, населяющих водоем, сложность их взаимодействия, как между собой, так и с окружающей средой, послужили причиной создания многочисленных вариантов методов оценки состояния природных вод. Большинство этих методов основано на оценке совокупности показателей (см. раздел 2.3): числа видов, численностей и биомасс популяций, населяющих водоём (то, что «проще» и что умеем измерять. ), и рассчитанных различных соотношений между ними. Показатели можно разделить на:

простые , непосредственно характеризующие какой-либо индивидуальный компонент экосистемы (например, численность, биомасса, или число видов в сообществе);

комбинированные , отражающие компоненты с разных сторон (например, видовое разнообразие учитывает как число видов, так и распределение их обилия);

к омплексные , использующие сразу несколько компонентов экосистемы (например, продукция, самоочищающая способность, устойчивость).

Комбинированные и комплексные показатели принято обобщенно называть “ индексами ”.

Если используемые индексы адекватно отражают высокую чувствительность некоторых сообществ реагировать на воздействие поступающих в водоем загрязняющих веществ, то они позволяют достаточно надежно выявлять изменения, происходящие в экосистеме водоема, не замеченные за долгое время другими методами. В частности, индексы, основанные на планктонных организмах, из-за короткой продолжительности жизни последних пригодны для оперативной оценки обстановки, поскольку могут быстро реагировать на поступление в водоем токсичных веществ. Индексы, основанные на бентосных организмах, из-за большей продолжительности жизни представителей бентоса могут отражать экологическое состояние за более длительный интервал времени, как бы интегрируя условия существования.

Как уже подчеркивалось неоднократно, к сожалению, до настоящего времени отсутствуют как общепринятое и сколько-нибудь математически строгое определение “экологического состояния водоема”, так и обобщенный перечень контрольных показателей, необходимых для идентификации этого состояния. До сих пор не удается также прийти к единому мнению относительно допустимых интервалов изменения самых общепринятых индексов. Такое положение вызвано не только недостаточной изученностью механизма функционирования природных экосистем, но и противоречивостью, неоднозначностью целей у различных пользователей природных ресурсов водоемов.

Исходя из принципа приоритета первичных данных , основным результатом гидробиологического мониторинга являются три основных показателя:

плотность видов S – оценка числа видов (видового разнообразия), характерная для данной точки экосистемы;

плотность организмов N – численность особей каждого вида, приходящаяся на единицу размера экосистемы (м 3 , м 2 , м);

плотность биомассы B – масса особей каждого вида, приходящаяся на пространственную единицу экосистемы.

Каждый из перечисленных показателей или их различные комбинации являются основой для построения многих теорий, критериев и методов оценок качества некоторой гидробиологической субстанции (либо водоемов в смысле их утилитарного водохозяйственного предназначения, либо сообществ водных организмов с целью сохранения биоразнообразия и «экологической производительности», либо и того, и другого, и чего-нибудь третьего). Значительная часть индексов и способов их использования представлена в руководствах Госкомгидромета [Руководство по методам. 1982; Руководство по гидробиологическому. 1992], подготовленных коллективом авторов под редакцией В.А. Абакумова, однако, эти данные недостаточно полны и критичны.

Последний отечественный обзор методов биологического мониторинга выполнен почти 30 лет назад А.В. Макрушиным [1974а,б] и стал библиографической редкостью. Новый квалифицированный критический обзор был сделан А.И. Бакановым [2000а], который цитирует свыше 60 методов мониторинга, включающих различные характеристики зообентоса, но вследствие ограниченности объема этой статьи им не приводится самая важная деталь – математический аппарат, используемый при расчете тех или иных индексов, а также сведения о результатах его применения.

В настоящее время в мировой практике отсутствует сколько-нибудь формализованная классификация индексов и критериев, рекомендуемых для решения конкретных задач гидробиологического мониторинга. В зависимости от рассматриваемых групп гидробионтов или применяемого математического аппарата А.В. Макрушин условно делит эти методики на 3 группы и 9 подгрупп, а А.И. Баканов – на 17 групп (см. табл. 4.1). Данные разбиения нельзя считать в полной мере классификацией методов, поскольку “они выполнены по разным основаниям, и являются лишь группировкой, используемой для удобства последующего изложения” [Баканов, 2000].

Группировка методик оценки результатов гидробиологического мониторинга

Разбиение по А.В. Макрушину [1974]

Разбиение по А.И. Баканову [2000]

1. На основе показательных организмов
   1. Система Кольвитца — Марссона и ее модификации
   2. Другие классификационные системы видов-индикаторов:

   
   — по характеру питания
   — по соотношению крупных таксонов
   — по устойчивости видов к загрязнению
2. По видовому разнообразию
   1. Индексы видового разнообразия
   2. Индексы сходства населения
   3. Индексы, основанные на теории информации

   
   
3. На основе показательных организмов и по видовому разнообразию
   1. Система Бекка и Бика
   2. Система Вудивисса и ее модификации
   3. Система Патрик
   4. Система Хаттера

1. Обилие организмов;
2. Статистическое распределение организмов;
3. Соотношение численность/биомасса;
4. Число видов и удельное видовое богатство;
5. Характер доминирования, ранговые распределения;
6. Соотношение крупных таксонов и экологических групп;
7. Пространственное распределение организмов (агрегированность, глубина проникновения в грунт), характеристики дрифта;
8. Трофическая структура;
9. Морфологические изменения;
10. Функциональные (в том числе продукционные) характеристики;
11. Системы сапробности, токсобности и сапротоксобности;
12. Биотические индексы;
13. Обобщенная функция желательности;
14. Корреляционные связи, методы теории графов;
15. Многомерные методы сравнения структуры сообществ;
16. Комбинации вышеприведенных методов;
17. Комплексные методы, включающие зообентос как один из компонентов.

Проблема интерпретации значений индексов часто бывает очень сложна и может привести к существенным ошибкам. Большинство индексов имеет эмпирическое происхождение (один из авторов называет такой подход “индексологией” [Розенберг с соавт., 1999]). Допустим, исследователь установил, что при различных уровнях загрязнения индекс достигает определенных величин, и на основании этого строится шкала для оценки загрязнений. Но обратное утверждение не всегда верно, т.е. определенное значение индекса не обязательно свидетельствует о наличии именно такого уровня загрязнений, который наблюдался при построении шкалы. Например, низкая величина индекса может быть вызвана специфическими метеорологическим или физико-химическими условиями. Форма зависимости величин индексов от степени загрязнения обычно бывает нелинейной (например, видовое разнообразие достигает минимальных величин как в очень чистых, так и в очень загрязненных водах).

Многие исследователи подчеркивают, что при описании состояния водоемов нужно предоставлять, по возможности, «абсолютные» исходные данные, т.е. естественный натуральный материал, не заменяя его только «относительными» данными, зашифрованными в виде индексов .

Такой вывод, в частности, делает О.М. Кожова [1977] из анализа материалов совместных исследований советских и английских специалистов, которые сравнивали качество вод на двух участках: на р. Дов, где вода высокого питьевого качества, и р. Эревош, где участок резко загрязнен. В этом примере нe выявили закономерного изменения качества вод такие расчетные индексы, как показатели сапробности по Пантле-Букку на водорослях, показатели видового разнообразия Маргалефа, Менхиника, Одума, Кантлора и Корникера, критерии доминирования Симпсона, общего биоразнообразия Шеннона, показатель выравненности, индекс доминирования [Кожова с соавт., 1979]. В то же время каждый из этих участков характеризовался преобладанием разных доминантных видов: соответственно Cocconeis placentula и Synedra ulna, на что квалифицированный гидробиолог непременно бы обратил внимание, рассмотрев конкретные данные по составу сообществ и численности популяций.

Не опровергая тезис о приоритете и уникальной ценности первичных данных, мы не собираемся укреплять читателя в ложном убеждении о ненужности индексов вообще. Вспомним хотя бы излишне парадоксальную фразу Блеза Паскаля “В науке ровно столько науки, сколько в ней математики” . Этот максимализм не лишен внутреннего смысла: например, для того, чтобы выявить вышеприведенные виды-доминанты О.М. Кожовой с соавт. [1979] неизбежно пришлось провести некоторый математический анализ (хотя бы посчитать средние. ), т.е. сознательно, или подсознательно использовать еще один индекс, который в этой ситуации оказался вполне работоспособным.

Как уже обсуждалось ранее в разделе 2.3, применение оценочных или обобщающих индексов в действующих методиках биологического мониторинга представляется обоснованным. Это определяется a priori значительно более сложным компонентным составом экосистем по сравнению, например, со шкалой гидрохимических показателей, разными типами устойчивости живых организмов к влиянию внешних факторов, сложной функциональной обусловленностью структурных составляющих биотических сообществ, вызванных разными типами взаимодействия популяций и т.д. Каждый из таких показателей, как информационный индекс Шеннона, биотический индекс Вудивисса, сапробиологические показатели, индексы, основанные на учете различных групп гидробионотов (олигохетный индекс Пареле, индекс Гуднайта и Уитлея и др.), позволяют учесть при математическом анализе данных новые информационные аспекты, не содержащиеся в явном виде в исходном пространстве признаков, а также использовать в конкретных случаях анализа весь ретроспективный опыт и функциональные закономерности, выявленные исследователями на водоемах других регионов.

Замечание. В последующих разделах настоящей главы литературные ссылки, помеченные верхним индексом “М”, можно найти в обзорах А.В. Макрушина [1974а,б], а индексом “Б”, – в обзоре А.И. Баканова [2000а].

источник

В экономике Республики Саха (Якутии) особое значение имеет Усть-Майский район, являющийся одним из старейших центров развития золотодобывающей промышленности на Северо-Востоке России. Он расположен в среднем течении р. Алдан, самой крупной золотоносной артерии Южной Якутии, оказывающей загрязняющее влияние на водные ресурсы района. В последнее время в Усть-Майском районе сложилась неблагоприятная обстановка с обеспечением населения качественной водой. В связи с этим были проведены работы по оценке изменения качества поверхностных водных ресурсов под воздействием хозяйственной деятельности для безопасного использования населением.

Целью работы явилось исследование гидробиологического и гидрохимического состояния воды среднего течения р. Алдан для оценки возможностей ее использования населением.

Материал для работы был получен в ходе проведения полевых работ по отбору гидрохимических и гидробиологических проб в 2002 и 2004 гг., а также аналитических лабораторных исследований. Отбор проб воды на гидрохимический анализ, их хранение осуществлялись согласно ГОСТам [3-4]. Транспортировка проб проводилась в пластиковой и стеклянной таре, обеспечивающих их сохранность. Пробы воды и донных отложений были проанализированы в лабораториях Якутского республиканского центра Госсанэпиднадзора с использованием общепринятых методик [2,9,10].

Гидробиологическое исследование, включающее в себя сбор и обработку проб зоопланктона и зообентоса, проводилось согласно методикам [1,5,8]: в полевых условиях качественные пробы зоопланктона отбирались сеткой Апштейна путем процеживания 100 л воды. Качественные пробы зообентоса отбирались путем смыва донных организмов с камней, количественные — собирались с помощью скребка с площадью захвата 0,2 м2; биоматериал подвергался фиксированию формалином. В лабораторных условиях производилась выборка организмов из отмытых проб, их взвешивание на торсионных весах, определение качественного состава при помощи бинокуляра МБС-1 и микроскопа Laboval. При определении видовой принадлежности донной фауны использовались отечественные определители пресноводных беспозвоночных [6-7].Всего было отобрано и обработано 22 пробы зоопланктона и зообентоса с 11 станций.

Гидрохимические работы. Для оценкигидрохимического состояния воды среднего течения р. Алдан былиотобраны и проанализированы пробы воды на 18 станциях, расположенных выше и ниже по течению р. Алдан в населенных пунктах Усть-Мая, Эжанцы, Эльдикан и Кюпцы(рис. 1).

Рис. 1. Схема расположения станций отбора гидрохимических и и гидробиологических проб в среднем течении р.Алдан

Определены следующие компоненты: органолептические свойства, газовый и солевой составы, органические вещества, биогенные элементы, нефтепродукты, СПАВ, фенолы и тяжелые металлы. Всего было выполнено 358 определений.

В результате получена оценка гидрохимического состояния воды среднего течения р. Алдан и его притоков, полученная путем сравнения данных лабораторных исследований с предельно-допустимыми концентрациями для водоемов рыбохозяйственного значения (далее ПДКрх).

Отбор и анализ проб воды на четырех станциях, расположенных на р. Алдан выше возможных источников загрязнения (фон) выявил следующее. Состав воды р. Алдан гидрокарбонатно-кальциевый, малой минерализации, реакция среды слабощелочная. Цветность высокая, превышающая предельно-допустимую концентрацию (ПДКрх) в 2-3 раза. Содержание органических веществ и железа общего повышенное, что свидетельствует о высоком содержании гумусовых веществ. В пробах отмечены фтор(0,22 мг/дм3, 0,45 мг/дм3), марганец и следы ртути. Из загрязняющих веществ отмечены нефтепродукты (5-10 ПДК) и фенолы (5-9 ПДК), что лимитирует хозяйственное использование этих рек.

Для оценки влияния р. Мая были проанализированы пробы воды, отобранных с трех станций. Определено, что вода р. Мая гидрокарбонатно-кальциевая с нейтральной реакцией среды, маломинерализованная с небольшим содержанием биогенных и органических веществ. Река немного обогащает химический состав р. Алдан ионами кальция, магния и гидрокарбонатов. Содержание нефтепродуктов, составляет 6 ПДКвр, что лимитирует рыбохозяйственное использование водоема.

Химический состав р. Аллах-Юнь характеризуют пробы воды, отобранные с трех станций. Вода малой минерализации (90-109 мг/дм3) по сухому остатку, мягкая, гидрокарбонатно-кальциевого состава. Реакция воды близка к слабощелочной.

Река Аллах-Юнь привносит заметное количество взвешенных веществ (21,0 мг/дм3). Содержание биогенных элементов низкое. Содержание железа общего превышает допустимый предел и составляет 2-3 ПДК.Река обогащает воды р. Алдан хлоридами, повышает содержание нефтепродуктов. Во всех пробах присутствует фтор, а в устье отмечены следы ртути.

Гидрохимическое состояние р. Алдан выше и ниже пос. Усть-Мая, Эльдикан и Эжанцы характеризуют пробы воды, отобранные с 8 станций. Вода мягкая, содержание биогенов низкое. Ниже поселков отмечено повышенное содержание железа, органических веществ (для водоемов питьевого назначения), нефтепродуктов (5-6 ПДКрх), фенолов (2-6 ПДКрх). На станциях, расположенных выще пос. Усть-Мая и с. Кюпцы, отмечено высокое содержание нефтепродуктов, составляющее 8-11ПДКрх. На станции выше с. Кюпцы вода имеет высокую цветность, повышенное содержание биогенных и органических веществ и высокое содержание нефтепродуктов, составляющее 8 ПДК.

На р. Алдан ниже пос. Усть-Мая, Эжанцы и Эльдикан наблюдается высокое содержание взвешенных веществ, натрия, сульфатов, железа общего, органических веществ, нефтепродуктов, что связано с влиянием бытовых сточных вод.

Гидробиологические работы. Изучение состояния водоемов включает в себя биологический анализ особенностей структуры и состава водных биоценозов – зоопланктона и зообентоса, которые чутко реагируют на интенсивность и глубину воздействия загрязнений.

В результате исследований выявлено, что видовой состав зоопланктона среднего течения р. Алдан состоит из 21 вида, его систематический состав включает 14 видов ветвистоусых раков, 4 вида веслоногих раков и 3 вида коловраток.

Анализ количественных и качественных показателей зоопланктона показал, что район исследований можно разделить на две зоны: 1) приточную, включающую левые притоки р.Алдан – рр. Мая и Аллах-Юнь и 2) р. Алдан выше и ниже пос. Усть-Мая, Эжанцы, Эльдикан и Кюпцы.

Видовой состав первой зоны небогат и ограничен тремя видами зоопланктона. Так, в р. Аллах-Юнь с относительно высокой скоростью течения (1,3 м/c) планктонных организмов не обнаружено, а пробы загрязнены растительными и животными остатками дрифтового происхождения.

Зоопланктон устьевой части р. Мая насчитывает 3 вида, его структура представлена двумя группами – ветвистоусыми и веслоногими раками. В планктоне реки встречены Acroperus и Bosmina, характерные для плесовых участков с наносными иловыми отложениями. За их счет общая численность зоопланктона достигает 220 экз./м3, а биомасса – 13,4 мг/м3. В пойме р. Мая отмечено наличие нематод и олигохет, указывающих на загрязненность участка сельскохозяйственной деятельностью.

Фаунистический состав зоопланктона среднего течения р. Алдан насчитывает 12 видов, что в четыре раза разнообразнее, чем в притоках Мая и Аллах-Юнь. Благоприятные гидрологические условия сказались на составе и количественных показателях гидробионтов.

Максимальные значения численности зоопланктона в 360 экз./м3 и биомассы – 24 мг/м3 отмечены на ст. 8. В пробе, взятой у водозабора р. Алдан (ст. 11) присутствовали сапробные организмы Chydorus и Biapertura, относящихся по индикаторной значимости к средней степени загрязнения, что делает воду непригодной для питья без кипячения.

Пробы воды, отобранные на водоразделе среднего Алдана, между рр. Мая и Аллах-Юнь (ст.1-2 и ст.7), имели низкие и нулевые количественные показатели, что характеризует этот участок как ихтиологически малопродуктивным. В пробе воды, отобранных ниже устья р. Аллах-Юнь (ст.5), отмечена бедность фаунистического состава, где отмечена одна группа – ветвистоусые раки численностью 80 экз./м3 и биомассой 3,4 мг/м3.Это связано, по всей вероятности, с влиянием загрязненных вод р. Аллах-Юнь. На последующих станциях (3 и 4) р. Алдан зафиксировано увеличение численности и биомассы зоопланктона в 4 раза за счет видов из ветвистоусых раков, среди которых изобиловали виды Pleuroxus, в большинстве своем относящихся к олигосапробным организмам, т.е. принадлежащих к индикаторам чистой воды.

Зообентос является хорошим показателем качества воды водотоков и играет одну из главных ролей в процессе самоочищения и трансформации органических веществ. Структура сообществ донных беспозвоночных может указать на существование загрязнения водотока даже в тех случаях, когда на данный момент вода по химическим показателям чистая.

Качественное и количественное распределение донной фауны носит мозаичный характер и зависит от целого ряда биотических и абиотических факторов.

Основу донной фауны в среднем течении р.Алдан составляют пелореофильные организмы, обитающие на илистых грунтах. За период исследования нами были обнаружены представители семи систематических групп: нематоды, олигохеты, моллюски, клещи, поденки, веснянки и хирономиды. Из всех групп донных организмов первое место по встречаемости и распространенности занимают хирономиды – обитатели всех без исключения биотопов. Второе место занимают олигохеты – организмы, способные выдержать большую антропогенную нагрузку. Моллюски, клещи, поденки и веснянки немногочисленны.

Выявлено, что количественные показатели донной фауны в районе исследования были низкими. Биомасса бентоса колебалась от 0,067 до 0,345 г/м2, численность от 75 до 120 экз./м2.

Одним из показателей экологического состояния водоема является дрифт бентоса. В районе исследований наибольшим перемещениям вниз по течению подвержены личинки поденок, веснянок и двукрылых, особенно на рр. Мая и Аллах-Юнь. Наибольший снос донных организмов наблюдался на рр. Аллах-Юнь и Мая, где нарушение естественного режима достигло больших размеров. Так, на р. Аллах-Юнь встречено только три группы донных организмов: это олигохеты, нематоды и хирономиды. Определено, что самые низкие показатели по биомассе бентоса отмечены на р. Аллах-Юнь — 0,007 г/м2,на р. Мая – 0,10 г/м2.

Другой важный фактор, оказывающий влияние на качество воды и состояние донных организмов – бытовые стоки поселков. Так, на станции 8, расположенной выше пос.Усть-Мая, доминантами как по численности, так и по биомассе были поденки и хирономиды, а ниже поселка (ст.7).С увеличением поступления в воду органических веществ и ухудшением газового режима доминирующее положение стали занимать олигохеты и хирономиды, а в пробах появились нематоды. Такая же картина наблюдалась выше и ниже пос. Эжанцы и Эльдикан. Загрязнение р. Алдан бытовыми сбросами носит локальный характер, а с удалением отисточников загрязнения происходит постепенное самоочищение реки.

Таким образом, оценка гидрохимического состояния поверхностных вод среднего течения р. Алдан позволила установить, что исследуемые воды маломинерализованные, мягкие, с преимущественно нейтральной средой. В ионном составе преобладают гидрокарбонаты и кальций. Содержание большинства нормируемых ингредиентов не ограничивает хозяйственное использование воды. Однако повышенное количество органических и взвешенных веществ, а также нефтепродуктов и фенолов, содержание которых превышает допустимые пределы, лимитирует использование воды и требует ее дополнительной очистки. Следы ртути в устье р. Аллах-Юнь свидетельствуют о поступлении загрязненных вод с верховьев реки, в местах расположения горнопромышленных участков и старательских артелей.

В результате проведения гидробиологических исследований в среднем течении р. Алдан выявлено следующее. Определено различие количественных и качественных показателей по зоопланктону в среднем и верхнем течениях реки: численность зоопланктона в среднем течении реки в три, а биомасса в шесть раз выше показателей верховий реки. Обнаружены пробы, загрязненные растительными и животными остатками дрифтового происхождения. Определено сокращение видового разнообразия, биомассы и численности зообентоса среднего течения р. Алдан. Наибольшее сокращение произошло на рр. Аллах-Юнь и Мая, где зафиксированы минимальные количественные показатели донных беспозвоночных и наименьшее число групп. Поселки также являются источником загрязнения воды органическими веществами и ухудшения газового режима, о чем свидетельствует массовое развитие нематод и олигохет.

Таким образом, материалы, собранные при проведении гидробиологических и гидрохимических исследований, свидетельствуют о напряженной экологической обстановке верховий Алдана, вызванной влиянием промышленных горных разработок. Кроме того, воды р. Аллах-Юнь, загрязненные вследствие гидромеханизированных работ взвешенными веществами, нарушают естественный фон водной среды и создают экологически неблагоприятную обстановку в Усть-Майском районе, что подтверждает значение водного фактора в состоянии здоровья населения.

Саввинов Г.Н., д. б. н., директор Федерального государственного научного учреждения Институт прикладной экологии Севера Министерства образования и науки РФ, г. Якутск;

Гермогенов Н.И., д.б.н., зав. отделом Института биологических проблем криолитозоны СО РАН, г. Якутск.

источник

Биологическое равновесие водных экосистем под держивается многочисленными подвижными связями организмов между собой и с окружающей неживой материей. При антропогенном воздействии это равновесие нарушается, что отражается на видовом составе биоценозов.

Известный исследователь А.Н. Крайнюкова (1988) называет задачи мониторинга водных объектов, которые могут решаться при помощи биоты:

• • токсикологическая оценка промышленных и городских сточных вод с целью выявления потенциальных источников их загрязнения;
• • контроль в оперативном и непрерывном режимах аварийных и иных залповых сбросов высокотоксичных сточных вод;
• • оценка степени токсичности сточных вод на разных стадиях их формирования для проектирования локальных очистных сооружений;
• • контроль токсичности сточных вод, подаваемых на сооружения биологической очистки;
• • определение уровней безопасного разбавления сточных вод для организмов гидробионтов при корректировке и установлении предельно допустимых сбросов;
• • токсикологическая оценка сбросных и дренажных вод и выявление водных объектов с опасным уровнем загрязнения воды; экологическая экспертиза новых технологий и материалов, проектов строительства и реконструкции очистных сооружений.

Контроль качества вод, определение эффективности самоочищения загрязнённых вод, обоснование мероприятий по охране природных вод и выяснение их пригодности для питьевого и промышленного водоснабжения, для рыбохозяйственных и других целей требуют планомерного применения и совершенствований методов анализа вод. Биологическим методам по праву принадлежит первое место (Макрушин, 1974).

Гидробиологический контроль качества вод — важнейшая составная часть системы экологической службы в нашей стране, в частности экологического мониторинга поверхностных вод. Биологический метод позволяет решать задачи, которые не могут быть решены с помощью других методов исследования. С его помощью можно обнаружить последствия разового или прерывистого загрязнения, которые химик или микробиолог могут пропустить, так как результаты химического и бактериологического анализа относятся только к моменту взятия пробы. Биологический же метод позволяет обнаруживать воздействия на водоём, предшествующие времени анализа (Макрушин, 1974).

Система гидробиологического мониторинга поверхностных вод в нашей стране была создана в 1974 г. До этого систематический контроль и наблюдения за качеством поверхностных вод и уровнями их загрязнения проводились только по физическим и химическим показателям. Стратегической целью, определяющей структуру задач и содержание функций системы, является контроль экологического состояния водных объектов России. К основным задачам системы гидробиологического мониторинга относятся:

• 1. Гидробиологические наблюдения за экологическим состоянием водных объектов, их биологическая оценка и прогноз биологических последствий изменения уровня антропогенных воздействий.
• 2. Создание банка гидробиологических данных по экологическому состоянию водных объектов России.
• 3. Обеспечение заинтересованных организаций систематической и оперативной информацией.
• 4. Обеспечение компетентных организаций материалами для составления рекомендаций в области охраны водной среды, рационального использования водных ресурсов, а также для проектирования народнохозяйственных сооружений, планирования размещения крупных промышленно-энергетических комплексов и других подобных работ.

Основные принципы организации системы гидробиологического мониторинга качества природных вод заключаются в следующем:

• • единство научно-методического руководства сетью гидробиологических лабораторий;
• • унификация и стандартизация методов гидробиологического контроля;
• • централизация всей гидробиологической информации по состоянию водных объектов страны;
• • массовость гидробиологических наблюдений;
• • комплексность наблюдений (гидробиологическим наблюдениям сопутствуют гидрологические и гидрохимические наблюдения).

Тем не менее, методы оценки состояния водных экосистем по различным параметрам (химический, бактериологический и биологический методы) применимы не ко всем категориям водных объектов и факторов воздействия. Известно лишь несколько разработанных методов интегральных оценок, позволяющих применять их на любых водных объектах и для оценки большинства факторов воздействия. Так, например, количество растворённой в воде органики является интегральным показателем состояния вод и водных экосистем в целом, так как складывается из органических веществ, возникших в процессе жизнедеятельности организмов на всех трофических уровнях, а также внесенных с бассейна водосбора в результате природных и антропогенных процессов.

Существующие системы биологического анализа вод призваны помочь специалисту при большом разнообразии ситуаций в водоёмах оценивать уровень загрязнения ограниченным числом терминов или баллов. Биологический анализ в руках опытного специалиста служит надежным инструментом оценки уровня загрязнения.

Оценка степени загрязнения водоёмов ведётся в двух основных направлениях. Один из них связан с выявлением возможных ухудшений гигиенических, в частности питьевых качеств воды, другой — с охраной водных экосистем от деградации (ухудшения продукционных характеристик или тех, что определяют биологическое формирование качества воды и гомеостаз гидросферы). Исследования (в первом случае, проводимые гигиенистами, во втором — гидробиологами) тесно взаимосвязаны и дополняют друг друга при решении общих задач охраны водоёмов от загрязнения. При гидробиологической индикации загрязнения широко используют физико-химические методы (определение прозрачности воды, количества взвеси, концентрации растворённых газов и других веществ). В этом отношении гораздо совершеннее биологическая индикация, основанная на учёте состояния самих экосистем. Биотические компоненты водных экосистем отражают трофический статус водного объекта, который, в свою очередь, зависит от количества органических веществ, растворённых в воде. В соответствии с этим популяции, виды и сообщества организмов имеют определённый уровень толерантности в сложившихся условиях. Исследование изменений, происходящих в структуре популяций и сообществ, позволяют оценить состояние всей экосистемы. Результативность биологического мониторинга определяется при этом соответствием её целей особенностям выбранного индикатора. В качестве биоиндикаторов водной среды, состояния гидроэкосистем и их антропогенных изменений могут использоваться практически любые ги- дробионты (бактерии, водоросли, зоопланктон, зообентос, рыбы), их популяции и сообщества, обитающие в водоёмах и водотоках. Однако в индикации качества воды их роль неодинакова. Так, в одном случае в водных экосистемах предлагается оценивать степень поражения окружающей среды по соотношению числа видов Cyclopoida к числу видов Cladocera (Иванова, 1997), в другом — по таксономического составу хирономид (Ruse, 1998). Флористический анализ незарегулироваииых рек и водохранилищ Средней Волги может быть использован при характеристике комплекса основных абиотических факторов (Охапкин, 1998). Для тестирования краткосрочных воздействий, вызывающих непродолжительные обратимые изменения среды, удобно ориентироваться по состоянию сообществ фито-, зоо- и бактериопланктона. Их характеристика в большей степени отражает текущее, а не общее состояние экосистемы или тенденции её долговременного изменения. При необходимости получения интегральной оценки состояния экосистемы, без уточнения его особенностей в различных участках акватории или биотопах, удобно использовать как биоиндикатор ихтиофауну, хотя для биотестирования вод рыбы имеют второстепенное значение. Некоторые виды загрязнений, поступающих с водосборной территории, хорошо отражаются в структуре высшей водной растительности. Так, в 13 мелководных озёрах на востоке Англии методом кластерного анализа выделены три вида сообществ: I — харовые, рдесты, Myriophyllumspicatum, Najasmarina; II — Nupharlutea, нитчатые водоросли; III — без макрофитов (Kennison, Dunsford, Schutten, 1998). Однако общепризнанно, что наиболее удобным, информативным и надёжным тест-объектом состояния водной среды и её антропогенных изменений является зообентос. Продолжительность жизненных циклов организмов зообентоса, по сравнению с планктонными организмами, существенно выше. Кроме того, донные беспозвоночные, в основном, ведут оседлый образ жизни, поэтому состояние зообентоса чётко характеризует нс только экологическое состояние водоёма или водотока в целом, но и конкретных его участков. Таким образом, из всех сообществ гидробионтов именно зообентос наиболее стабилен в пространстве и времени, и его характеристики преимущественно определяются общим состоянием среды, основным направлением сукцессии экосистемы.

Основные задачи, которые решаются при оценке качества воды, могут быть объединены в три группы:

• • предупреждение угрозы инфекционных заболеваний;
• • оценка токсичности воды;
• • определение трофности водоёмов.

источник