Методы биоиндикации в мониторинге поверхностных вод

Так, известно, что среднесезонные значения биомассы зообентоса и прочих сообществ гидробионтов (фитопланктон, зоопланктон, ихтиоценоз, и др.) могут приблизительно характеризовать уровень трофности водоема.

Состояние экосистемы в условиях антропогенного воздействия может быть оценено также по показателям, характеризующим динамику биомассы бентоса, т.к. диапазон ее сезонных и межгодовых изменений увеличивается пропорционально силе воздействия.

Кроме того, оценка состояния экоистемы может быть основана на известном явлении увеличения биомассы, удельной и абсолютной продуктивности сообществ в условиях нетоксичных дестабилизирующих воздействий.

В связи с этим, достаточно универсальными индикаторами состояния среды могут служить некоторые характеристики потоков вещества и энергии, проходящих через это сообщество (величины продукции, трат на обмен, ассимилированной энергии, соотношения показателей продукции и биомассы, продукции и трат на обмен, продукции и ассимилированной энергии, и т.д.)

Для получения более надежной и полной информации о качестве среды и состоянии водной экосистемы необходимо использовать более подробные характеристики сообществ.

Так, довольно чувствительными индикаторами воздействий иногда оказываются количественные показатели, учитывающие абсолютное или относительное обилие совокупно учитываемых членов сообщества, обладающих сходной жизненной стратегией.

Об ухудшении качества среды свидетельствуют увеличение доли видов "толерантных", по сравнению с "резистентными"; видов - "оппортунистов", "r-стратегов" (всех или только эксплерентов) по сравнению с "K-стратегами", "патиентами"; всех стенобионтных и всех эврибионтных видов; и т.п.

Для биоиндикации используется также соотношение биомассы и численности (плотности) макрозообентоса, или средняя масса особи в сообществе.

Уменьшение средней массы особи в сообществе зообентоса считается признаком ухудшения качества среды.

Распределение потока энергии в экосистеме достаточно надежно характеризуется соотношением общей биомассы всех организмов макрозообентоса с различными стратегиями питания (фильтраторов, собирателей, детритофагов, хищников, и др.). Так, преобладание фильтраторов показывает, что экосистема хорошо справляется с самоочищением, а преобладание детритофагов, наоборот, является признаком прогрессирующего органического загрязнения.

В качестве таких индикаторов используются также соотношения биомассы всех потребителей автохтонного и всех потребителей аллохтонного органического вещества

Более обобщенно состояние экосистемы может быть охарактеризовано показателями "напряженности трофических связей в сообществе" - соотношением показателей обилия или продуктивности хищного и нехищного макрозообентоса.

Установлено, что при многих негативных внешних воздействиях на гидроэкосистему роль хищников в бентосе закономерно уменьшается.

Особенно часто для биоиндикации применяются индексы, учитывающие присутствие, обилие и соотношение представителей различных, более или менее крупных таксонов надвидового ранга.

Для определения некоторых из этих индексов важны лишь качественные признаки: присутствие в водоеме особей любых видов, относящихся к выделенным таксономическим группам.

Из таких показателей наиболее широко применяется "индекс реки Трент", или "индекс Вудивисса", введенный автором в краткой и в расширенной модификациях (Woodiwiss, 1964, 1977, 1981). В частности, он используется при классификации качества поверхностных вод по ГОСТ 17.1.3.07-82.

Основное достоинство индекса Вудивисса заключается в простоте его определения.

В основу метода положено упрощение таксономической структуры биоценоза по мере повышения уровня загрязнения вод за счет выпадения индикаторных таксонов при достижении пределов их толерантности на фоне снижения общего разнообразия организмов, объединенных в так называемые группы Вудивисса.

В качестве индикаторных групп выбраны отряды веснянок, поденок, ручейников, два рода ракообразных (Gammarus, Asselus), а также олигохеты семейства Tubificidae и хирономиды рода Chironomus.

В группы Вудивисса входят: каждый вид плоских червей, класс олигохет (исключая род Nais), род Nais, каждый вид пиявок, моллюсков, ракообразных, веснянок, поденок, жуков, клопов, личинок двукрылых (кроме хирономид и мошек) вислокрылок, каждое семейство ручейников, семейства мошек, хирономид (кроме Chironomus thummi), личинка Chironomus thummi.

Его применение может быть весьма эффективным при использовании его в комбинации с оценкой абиотических условий ("бельгийский метод"; Bervoets e.a., 1989).

Индекс Вудивисса, отражает, в основном, степень загрязненности органическими веществами (Богатов, Богатова, 1986).

Диагностическая ценность индекса также ограничивается искусственностью выделенных его количественных градаций.

Кроме того, применение индекса Вудивисса в авторских модификациях ограничено территориально. При применении в других регионах его структуру приходится несколько изменять соответственно составу местного бентоса по усмотрению исследователя.

В системе Роскомгидромета для оценки качества вод по показателям зообентоса наибольшее распространение получил именно данный метод

Рабочая шкала для определения биотического индекса представлена в таблице 1. При работе со шкалой следует:

1. Двигаясь сверху вниз найти показательный (индикаторный) таксон в первой графе шкалы по присутствию этого таксона в пробе;

2. Определить наличие в пробе одного или большего числа видов или индикаторного таксона, относящегося к веснянкам, поденкам или ручейникам, и отыскать соответствующую строку в графе “Видовое разнообразие”;

3. Определить число групп Вудивисса в пробе;

4. Найти балл биотического индекса в точке пересечении найденной строки видового разнообразия с графой числа групп, соответствующего пробе.

Известны также другие попытки судить о чистоте воды по аналогичным качественным признакам - по присутствию особей любых представителей какого-либо таксона надвидового ранга: поденок, веснянок и ручейников (Gaufin, Tarzwell, 1956; Gaufin, 1958; Covay, 1987; и др.), двустворчатых и брюхоногих моллюсков (Mouthon, 1993), и др.

Наличие любых представителей некоторых весьма крупных таксономических групп (от семейств до классов) рассматривается в качестве индикаторного признака токсобности ГОСТом 17.1.2.04-77 "Охрана природы. Гидросфера. Показатели состояния и правила таксации рыбохозяйственных водных объектов".

Соотношения показателей обилия представителей таксономических групп надвидового ранга макрозообентоса также активно применяются для оценки условий среды и их изменения.

Так, используются соотношения численности (или биомассы) амфипод и изопод (Olive e.a., 1988), нематод из различных подклассов (Цалолихин, 1976); хирономид и тотального бентоса (Prat e.a.,1983); олигохет и тотального бентоса (Goodnight, Whitley, 1961; Пареле, Астапенок, 1975; Бабицкий, 1987; Степаненко, 1987); олигохет и насекомых (King, Ball, 1964), олигохет и хирономид (Bazzanti, Seminara, Tamorri, 1990), олигохет и гаммарид (Зиновьев, 1987), и др. Значения перечисленных показателей считаются прямо зависящими от степени загрязненности водной среды.

Подобные же индексы часто рассчитываются экологами не только для всего макрозообентоценоза в целом, но и для отдельных таксономических групп бентонтов, делимых на подгруппы по каким-либо систематическим или функциональным признакам.

Соответственно, в этих случаях индексы строятся на сопоставлении показателей обилия подгрупп. Таким образом соотносятся показатели обилия подгрупп личинок хирономид, веснянок, поденок; ручейников, ракообразных, моллюсков, пиявок.

Особенно много индексов построено на соотнесении обилия различных подгрупп олигохет.

Классический вариант олигохетного индекса (ОИ) впервые был предложен Гуднайтом и Уитлеем в 1961 г.

ОИ рассчитывается как отношение численности олигохет к общей численности организмов в пробе.

При этом состояние реки считается хорошим, если ОИ меньше 60%, сомнительным при ОИ в пределах 60-80%, река тяжело загрязнена, если ОИ превышает 80%.

Влияние относительной численности особей подсемейства Chironominae снижено вдвое на том основании, что в наиболее чистых водах относительная численность Orthocladiinae + Diamesinae приближалась к 100% (без учета зарослевых форм), в наиболее грязных относительная численность Tanypodinae также составляла 100%. Тенденция же увеличения относительного количества Chironominae по мере загрязнения выражена в меньшей степени и их индикаторное значение в целом ниже, что и нашло отражение в уменьшении.

Значения индекса K от 0,136 до 1,08 характеризуют чистые воды; 1,08-6,5 -- умеренно загрязненные; 6,5-9,0 -- загрязненные, 9,0-11,5 -- грязные.

Существенным недостатком всех этих индексов является то, что в общие крупные группы объединены виды с очень разными требованиями к среде. Например, трудно согласиться, что присутствие особей любого вида хирономид или любого вида ручейников одинаково характеризует среду.

На самом деле эти большие таксономические группы объединяют виды с очень разными "экологическими валентностями": от весьма требовательных ("стенобионтных") до неприхотливых ("эврибионтных"). Поэтому подобные индексы, привлекательные своей простотой, не всегда обеспечивают достаточную надежность биоиндикации.

Таким образом, учитывая значительную видоспецифичность требований гидробионтов к условиям среды, для обеспечения приемлемой точности биоиндикации требуется учитывать видовой состав макрозообентоса.

6. Показатели, основанные на определении видового состава макрозообентоса

Индексы и шкалы сапробности. Еще в 1908 г. была предложена шкала оценки степени загрязненности водоемов, основанная на учете присутствия в сообществах гидробионтов (включая макрозообентос) индикаторных видов, чьи требования к качеству среды более или менее известны (Kolkwitz, Marsson, 1908, 1909). При этом любая загрязненность отождествлялась с сапробностью (загрязненностью водоема органическими веществами).

В дальнейшем шкала сапробности неоднократно модифицировалась: пополнялся и уточнялся перечень индикаторных видов, вводилась коррекция на обилие особей индикаторного вида, их различную индикаторную значимость, выделялись более подробные градации сапробности (Knopp, 1954; Pantle, Buck, 1955; Zelinka, Marvan, 1961, 1966; Sladecek, 1973; Это позволило к настоящему времени перейти к количественной оценке сапробности.

Известны также многочисленные попытки сузить список видов, учитываемых при расчете индекса сапробности, и принимать во внимание только представителей определенныхтаксономических групп, например: олигохет; личинок хирономид; ручейников и т.д.

Методы расчета индексов сапробности постоянно совершенствуются. Расширяются списки индикаторных видов, уточняются их сапробные валентности. Отрабатываются приемы настройки шкал сапробности применительно к конкретным регионам и водным объектам, поскольку выяснилось, что экологическая валентность видов может существенно варьировать

Тем не менее, при любом усовершенствовании индексов и шкалы сапробности они по-прежнему характеризуют качество водной среды и состояние экосистемы лишь по одному признаку - степени органического загрязнения.

Такой подход к оценке качества среды оправдан, если основу антропогенного воздействия на гидроэкосистему действительно составляет органическое загрязнение. В таких случаях обратная реакция макрозообентоса на увеличение содержания органического вещества в воде и грунте выражается достаточно четко и успешно используется при оценке качества среды и состояния экосистемы.

Но характер влияния органических веществ на экосистему определяется их свойствами (составом, пищевой ценностью, токсичностью).

В зависимости от этого, увеличение содержания автохтонных и аллохтонных органических веществ может не только угнетать, но и, до определенного предела, существенно стимулировать биоту (в частности, макрозообентос).

Кроме того, современные антропогенные воздействия на экосистемы далеко не всегда определяются органическим загрязнением и могут в основном создаваться, например, токсическим, тепловым, радиоактивным воздействием, и т.п. При этом уровень сапробности уже не дает верного представления о качестве среды и о степени антропогенного изменения экосистемы.

Тем не менее, до сих пор о качестве среды в целом до сих пор иногда пытаются судить только по степени органического загрязнения, - например, если используется исключительно индекс Вудивисса, или тест БПК, и т.п.

ABC-метод. Так называемый "ABC-метод" предназначен для количественной оценки соотношения видов с противоположными жизненными стратегиями. Данный метод широко применяется, особенно морскими гидроэкологами (Warwick, 1986; Warwick, Clarke, 1991, 1994; Anderlini, Wear, 1992). Он основан на предположении об обязательном "измельчении" бентоса в стрессовых условиях. Производится сравнение популяционной плотности и биомассы видов на графиках, где по оси абсцисс откладываются в логарифмическом масштабе порядковые номера видов, ранжированных по обилию, а по оси ординат - кумулятивные проценты численности или биомассы.

Предполагается, что в отсутствии загрязнения в сообществах преобладают крупноразмерные виды со сравнительно низкими популяционными плотностями (K-стратеги), и кривая для биомассы проходит на графике выше кривой для численности.

Загрязнение, наоборот, вызывает преобладание в сообществах мелкоразмерных видов с высокой популяционной плотностью (r-стратегов), вследствие чего кривая для численности расположится на графике выше, чем кривая для биомассы. Практическая проверка метода (в том числе и проведенная самими авторами метода (Warwick, Clarke, 1991, 1994; Beukema, 1988) показала, что при анализе отдельных ситуации стресса он оказывается весьма эффективным. Однако при этом универсальность и надежность метода ставятся под сомнение, и он рекомендуется лишь как вспомогательный, для использования наряду с более надежными методами биоиндикации.

7. Использование показателей видового разнообразия

К важнейшим характеристикам любого сообщества и любой экосистемы относится их видовое разнообразие (Алимов, 1990; Соколов, Чернов, Решетников, 1991; Castri, 1992; Myers, 1993; и др.). Количественно видовое разнообразие оценивается индексами, учитывающими, во-первых, количество видов в сообществе, во-вторых, выровненность значений популяционной плотности каждого из них (при этом максимальное разнообразие при том или ином числе видов достигается, если все они представлены равным количеством особей).

Наиболее широкое применение получил т.н. "информационный индекс Шеннона" (H), рекомендованный для оценки разнообразия сообществ Мак-Артуром (MacArthur, 1955):

Обычно негативное антропогенное воздействие приводит к уменьшению количества видов в сообществах (за счет исчезновения стенобионтов) и нарушает выравненность значений их популяционной плотности. Поэтому значения индекса Шеннона и прочих индексов разнообразия сообществ макрозообентоса в условиях загрязнения, как правило, закономерно уменьшаются.

Тем не менее, интегральная количественная оценка видового разнообразия с использованием индексов не всегда оказывается достаточно надежной.

Видовое разнообразие макрозообентоса в значительной степени определяется также естественными условиями биотопа: разнообразием субстратов, наличием убежищ, глубиной, особенностями гидрологического и газового режима, и др.

Кроме того, некоторые, довольно существенные негативные антропогенные изменения качества среды не вызывают изменений показателей видового разнообразия сообществ, а иногда даже несколько увеличивают их (Попченко, 1988).

Таким образом, при использовании показателей видового разнообразия в целях биоиндикации следует контролировать результаты их применения, применяя также и другие методы оценки качества среды.

8. Оценка изменения видового состава сообществ

Видовой состав сообществ макрозообентоса наиболее надежно характеризует качество среды и является, по-видимому, важнейшей характеристикой состояния сообщества макрозообентоса, и (учитывая особую индикаторную роль бентоса) водной экосистемы в целом и ее антропогенных изменений.

Это обусловлено двумя причинами:

1) Видовой состав бентоса, по сравнению с его прочими характеристиками, в наибольшей степени детерминируется условиями среды.

2) Видовой состав является "ключевой" характеристикой сообщества бентоса, во многом определяя его остальные свойства.

При этом особенно важно следующее.

Для различных экосистем показано, что экзогенные нарушения видового состава сообществ, по-видимому, необратимы.

Если видовой состав сообщества изменен, то, во-первых, уже произошедшие изменения остальных ценотических характеристик, скорее всего, также окажутся необратимыми, во-вторых, велик и риск их дальнейших непредсказуемых, иногда очень существенных и резких изменений.

Неизменность видового состава сообществ, наоборот, обеспечивает обратимость вызванных изменений, восстановление исходных свойств сообществ после снятия воздействия, и является оптимальным критерием сохранения основных свойств сообществ в условиях воздействия.

Соответственно, при оценке воздействия на макрозообентос (и на гидроэкосистему, индикатором состояния которой он является) следует, прежде всего, обращать внимание на изменение видового состава донных сообществ.

Разумеется, количественные характеристики макрозообентоценозов также весьма существенны для биоиндикации, однако их следует рассматривать как дополнительные показатели, зависимые от видового своеобразия сообществ.

Таким образом, особенно важно правильно оценивать видовой состав сообщества и определять, сохранился он или изменился в условиях антропогенного воздействия.

Для этого необходимо знать, какие из видов встречаются в изучаемом сообществе закономерно, а какие встречены случайно. Тогда исчезновение кого-либо из первых в условиях воздействия будет свидетельствовать об антропогенном изменении видового состава сообщества, а исчезновение вторых не может быть содержательно интерпретировано.

К “ядру” основных видов, определяющих свойства сообщества и подлежащих учету при биоиндикации, до недавнего времени традиционно относили лишь несколько доминантов, а роль видов с со сравнительно малой биомассой и популяционной плотностью считалась пренебрежимо малой.

Однако в последнее время убедительно доказано, что свойства сообщества определяются всей сложной сетью межвидовых связей (трофических, аллелохимических, этологических, и др.). При этом важную роль в них часто играют виды, особи которых встречаются в сообществе пусть в небольшом количестве, но регулярно. Потеря таких видов может приводить к существенным, часто -- непредсказуемым и катастрофическим изменениям свойств сообществ и даже экосистем.

Но если же вид встречается случайно, спорадически, его роль в сообществе не может быть значимой, и при оценке видового состава сообщества таким видом можно обоснованно пренебречь.

Следовательно, наиболее целесообразно выделять в изучаемом сообществе макрозообентоса группу закономерно встречающихся видов, подлежащих учету при биоиндикации, исходя из вероятности их присутствия в сообществе в его исходном состоянии (вне воздействия).

Мерой закономерности присутствия вида в сообществе может служить достоверность отличия его средней (за период изучения) популяционной плотности от нуля (P, %).

Тогда, задавая граничное значение доверительного уровня (p, %), легко разделить виды на две группы:

1) P>p: встречающиеся в сообществе закономерно (следовательно, учитываемые при биоиндикации);

2) P<p: встреченные случайно (т.е., не подлежащие учету при биоиндикации).

При изучении различных сообществ пресноводного макрозообентоса установлено (Шуйский, 1997), что такое разделение видов, встреченных в сообществе, осуществляется наиболее обоснованно и четко при p»90%.

Таким образом, если в сообществе перестал встречаться хотя бы один из видов, средняя популяционная плотность которого ранее отличалась от нуля с достоверностью более 90%, следует признать, что видовой состав сообщества достоверно изменился.

Это значит, что исходное сообщество, по сути, перестало существовать и сменилось другим сообществом, обладающим иным видовым составом.

Сохранение видового состава макрозообентоса является наиболее надежным признаком сохранения исходного качества среды и состояния водной экосистемы.

Достоверное изменение видового состава макрозообентоса обычно свидетельствует об изменении качества среды и о необратимом изменении состояния экосистемы.

Для экспертной оценки сообществ речных и морских гидробионтов могут быть использованы видовая структура, показатели развития организмов и особенности их распределения.

В основу экспертной классификации речных экосистем по показателям зообентоса может быть положен интегральный индекс экологического состояния по биологическим показателям, учитывающий такие гидробиологические параметры как численность и биомасса бентоса; число видов в сообществе; видовое разнообразие, оцениваемое по индексу Шеннона; биотический индекс Вудивисса и олигохетный индекс Пареле. Интегральный индекс (ИБС) рассчитывается по формуле:

,

где Bi -- используемые биологические показатели, выраженные в относительных единицах;

Nb -- количество отобранных биологических показателей. На основе ИБС и интегрального индекса экологического состояния по химическим показателям (ИХС) вычисляется обобщенный индекс экологического состояния водотока (ИИЭС), позволяющий выделить три типа экологического состояния: зону экологического бедствия, зону экологического кризиса, зону относительного экологического благополучия. На основе объединения нескольких биотических индикаторов путем оптимального распознавания образов возможно построение т.н. “обобщенного портрета” исследуемого сообщества организмов, т.е. уравнения, оптимальным образом разделяющего пространство индикаторных признаков на “нормальную” и “патологическую” части.

Необходимость интегрального подхода при экспертной оценке состояния водных экосистем признается в работах и других авторов. Предлагаемые интегральные оценки основаны на том, что исходные гидробиологические показатели нормируются в некоторой единой шкале, после чего суммируются. Констатируя, что в настоящее время для мониторинга пресноводных водоемов по зообентосу применяется свыше 60 методик оценки состояния экосистем, использующих различные индексы или их функциональные комбинации, А.И. Баканов предложил методику мониторинга пресных водоемов по важнейшим характеристикам бентосных сообществ с использованием комбинированного индекса загрязнения. Анализ корреляций показал положительную связь между интегральным показателем антропогенного воздействия на живые компоненты речной экосистемы и большинством измеряемых гидрохимических характеристик воды и донных отложений. На основании значений данного показателя предполагается провести выделение границ классов состояния экосистем.

Бактериопланктон и микроорганизмы донных отложений представляют собой важное звено экосистемы водоема. Бактерии разрушают вещества естественного происхождения (целлюлозу, хитин, лигнин, углеводороды, смолы, асфальты и т.д.), а также искусственно созданные человеком соединения (ксенобиотики разного химического строения, СПАВ, полимеры и продукты их частичной деструкции). При избытке во внешней среде каких-либо специфических веществ происходит обогащение среды теми бактериями, которые способных их разрушать. На этом основано использование бактерий для индикации определенных загрязняющих веществ. экологический вода загрязненность биоиндикация

В процессе разложения органических веществ микроорганизмами часто образуются продукты распада, влияющие на гидрохимический режим водоема. Потребление микроорганизмами кислорода приводит к его дефициту, при развитии сульфатредуцирующих бактерий образуется сероводород. Все это создает условия, неблагоприятные для развития остальных групп гидробионтов. Таким образом, не имея представления о количественном развитии и функциональных характеристиках микрофлоры водоема, нельзя дать целостной картины жизни озера или реки, и многие явления, вызванные деятельностью микроорганизмов, могут оставаться необъясненными.

При микробиологических исследованиях учитываются следующие показатели бактериопланктона:

- общее количество бактерий на мембранных фильтрах;

- количество сапрофитных бактерий - показателей органического загрязнения;

- количество олиготрофных бактерий;

- количество спор бактерий;

- количество микроорганизмов различных физиологических групп, определяемых составом и объемом сточных вод;

- время удвоения численности бактерий и продукции бактериальной биомассы как показатель активности микрофлоры.

При проведении исследований пробы берутся в тех же точках и в те же сроки, которые намечены для общего гидробиологического обследования водоема. Наблюдениями следует охватить все биологические сезоны.

Обязательным условием микробиологических работ на водоемах является неукоснительное соблюдение правил стерильного отбора проб. Стерильность отбора необходима при всех работах, связанных с посевами микроорганизмов на питательные среды.

С поверхности вода берется стерильной бутылкой, предварительно она тщательно моется хромовой смесью, чтобы на стенках не было органических веществ и бактериальных клеток. В горлышко бутылки вставляется ватная пробка с марлевой салфеткой. Сверху накладывают салфетку из жесткой бумаги и завязывают ниткой.

Если в водоеме наблюдается резко выраженное нефтяное загрязнение или при исследовании сточных вод, в которых в большом количестве находятся нефтепродукты, целлюлоза, фенолы, серосодержащие соединения, то делают посевы на специализированные среды, позволяющие судить о развитии микроорганизмов, разрушающих эти соединения.

Интенсивность разрушения нефтяных углеводородов определяется при инкубации проб воды при 20^оС с добавлением в склянки стерильного нефтепродукта. Для этого разливают с необходимыми при определении кислорода предосторожностями исследуемую воду в четыре кислородные склянки вместимостью по 150 мл. В две из них добавляют 0,05 мл солярового масла. Все склянки закрывают пробками и помещают в темноту при 20^оС (обычно используют эмалированное ведро с крышкой). Через 3 дня в склянках фиксируют кислород добавлением MnCl₂ и КL + NаОН, затем определяют в каждой из них содержание кислорода. По разности между его содержанием в склянках без нефтепродукта и с нефтепродуктом судят о потенциальной окислительной способности (ПОС) микрофлоры воды и разрушению нефтяных углеводородов.

Численность бактерий, вырастающих на МПА:10, характеризует определенный уровень трофности и загрязненности вод: в высокотрофных или загрязненных водах отношение числа таких бактерий к их количеству на МПА равно 2-3, в малотрофных и загрязненных водных объектах это отношение составляет 10-100 и может достигать еще больших значений.

Содержание споровых микроорганизмов указывает на характер органического вещества: при наличии трудноразлагаемых соединений число таких микроорганизмов может превышать 1000 ^клеток / _мл.

Появление в пробах воды сульфатредуцирующих бактерий (в количестве нескольких десятков в 1 мл) свидетельствует об опасности сероводородного заражения.

Наличие фенол- и углеводородокисляющих бактерий в количествах, превышающих 10^2-103 клеток/мл, указывает на ту или иную степень загрязнения этими веществами. При определении интенсивности разрушения нефтяных остатков по значению ПОС следует руководствоваться следующей шкалой: сильное хроническое нефтяное загрязнение -- 0,4-1,0 мг О₂/(л-сут) и более; слабое загрязнение -- 0,1-0,4 мг О₂/(л-сут); нет загрязнения -- менее 0,1 мг О₂/(л-сут).

Литература

Руководство по гидробиологическому мониторингу пресноводных экосистем / Под ред. А.В. Абакумова. СПб.: Гидрометеоиздат, 1992. 319 с.

Руководство по методам гидробиологического анализа вод и донных отложений / Под ред. А.В. Абакумова. - Л.: Гидрометеоиздат, 1983. 239 с.

Кожова О.М, Изместьева Л.Р., Павлов Б.К., Воронин В.И. и др. Методология оценки состояния экосистем. Учебное пособие. - Ростов-на-Дону: ООО «ЦВВР», 2000. - 128 с.

Никаноров А.М., Хоружая Т.А. Экология. Учебное пособие. М.: «Изд-во ПРИОР», 1999, 304 с.

Размещено на Allbest.ru