Биологические методы оценки качества вод и состояния водных экосистем

Многолетние режимные наблюдения проводятся на стационарных пунктах наблюдений, как правило, находящихся:

- в районах расположения городов и крупных рабочих поселков, сточные воды которых сбрасываются в водоток;

- на участках сброса сточных вод отдельно стоящими крупными промышленными предприятиями, ТПК и организованного сброса с сельхозугодий;

- на замыкающих створы больших и средних рек, впадающих в моря, имеющие большое народнохозяйственное значение;

- на створах рек, вытекающих из пределов укрупненных экономических районов;

- на замыкающих гидростворах речных бассейнов, по которым составляются водохозяйственные балансы;

- в устьевых зонах загрязненных притоков главной реки внутри крупных речных систем;

- в местах нереста и зимовья ценных и особо ценных видов промысловых организмов.

В каждом пункте, расположенном на реке, организовано несколько створов наблюдений: один - выше источника загрязнений на расстоянии примерно 1 км (фоновый для данного пункта) и один или несколько - на расстоянии 500 м от места сброса сточных вод или ниже источника загрязнения в месте достаточно полного (не менее 80%) гарантированного перемешивания сточных вод с речными.

Для всех пунктов обязательным является определение физических, химических, гидрологических показателей.

Сроки проведения режимных наблюдений по гидрохимическим показателям приурочены к основным фазам гидрологического режима: февраль (зимняя межень), апрель-май (подъем половодья), май-июнь (пик половодья), июнь-июль (спад половодья), июль-август (летняя межень) и ноябрь (перед ледоставом).

Внутригодовая периодичность наблюдений по гидробиологическим показателям увязана с региональными особенностями вегетационного периода.

Требования по размещению стационарных пунктов наблюдений, отбору и обработке представительных проб, выполнению измерений и выдаче информации регламентируется соответствующими руководящими документами, утвержденными Росгидрометом.

Систематичность и достаточная продолжительность режимных наблюдений ГСН позволяет к настоящему времени получать многолетнюю гидролого-гидрохимическую и гидробиологическую информацию по стационарным пунктам контроля, использование которой будет способствовать решению ряда научных, научно-практических и прикладных природоохранных задач.

В настоящее время в Государственной системе мониторинга Росгидромета и других системах контроля единственным нормативно-правовым критерием оценки качества воды являются предельно-допустимые концентрации (ПДК) загрязняющих веществ.

Система ПДК в то время, когда она была внедрена в режимные мониторинговые наблюдения в нашей стране, сыграла определенную положительную роль в оценке уровня загрязненности водных объектов, послужив базой при сравнении между собой отдельных экосистем и степени загрязнения различных регионов страны.

Однако в последние годы, с ростом знаний о механизмах функционирования водных экосистем, с усилением антропогенного давления на водоемы и водотоки стало формироваться мнение о том, что действующая система нормативов уже не удовлетворяет ни гидрохимиков и экологов, ни специалистов-практиков.

Есть несколько очевидных недостатков системы оценки загрязненности водных объектов на основе ПДК, которые сводятся к следующему.

1. Идеология ПДК основывается на оценках действия загрязняющих веществ на организменном уровне, после чего они (оценки) переносятся на популяционный уровень, что методически неверно.

Нормативы ПДК определяются в лабораторных условиях в краткосрочных (дни) и хронических (недели) экспериментах на изолированных популяциях организмов, принадлежащих к небольшому числу тестовых видов, по ограниченному набору физиологических и поведенческих реакций для отдельных факторов без какого-либо учета их возможного взаимодействия. При этом популяционные тест-организмы не всегда являются представительными особями для всего гидробиологического сообщества водных экосистем, что делает неправомерной экстраполяцию полученных таким образом оценок (нормативов ПДК) на реальные природные объекты.

2. Перечень ПДК насчитывает более тысячи санитарно-гигиенических и более 1200 рыбохозяйственных нормативов на отдельные компоненты и химические соединения, находящиеся в воде.

В то же время реальное число загрязняющих веществ антропогенного происхождения превысило миллионы наименований. Кроме того, ежегодно синтезируется около четверти миллиона новых химических веществ. В результате происходящих химических реакций и превращений химических элементов, поступающих в реки со сбросами и выбросами различных предприятий, в водной среде образуются новые соединения, которые могут быть токсичнее исходных ингредиентов. Несмотря на постоянное увеличение числа нормируемых показателей, система ПДК не является всеобъемлющей и не успевает обосновывать нормативы на вновь создаваемые вещества и соединения. В связи с этим контроль качества воды с выявлением и оценкой роли всех присутствующих в воде загрязняющих веществ является практически нереальным как с технической, так и с экономической точки зрения.

3. Вредное действие физических, химических и других факторов при их комбинировании может суммироваться (аддитивное или независимое действие), ослабляться (антагонизм) или усиливаться (синергизм).

При этом наибольшую опасность для организмов представляет синергическое действие факторов. Согласно обобщенной концепции синергизма, при комбинированных воздействиях факторов происходит образование дополнительных повреждений за счет взаимодействия субповреждений, производимых каждым из агентов и не являющихся значимыми при раздельном их воздействии. В то же время, система критериев на основе ПДК не учитывает синергизма и антагонизма различных загрязняющих веществ. Вне поля зрения этих критериев оказываются и такие процессы, как аккумуляция загрязняющих веществ различными водными организмами, например водорослями, с последующим высвобождением их во время массового (сезонного) отмирания. В полной мере этот недостаток относится к неучету роли биоты и донных отложений, в действительности принимающих активное участие в процессах миграции и трансформации загрязняющих веществ в водных экосистемах.

4. Помимо химического загрязнения, активное влияние на организмы оказывают многие другие факторы, например, тепловое, радиационное, электромагнитное или биологическое загрязнение.

Однако ПДК не только не отражают комбинированное (одновременное или последовательное) действие нескольких веществ, при одном и том же пути поступления, но и не учитывают эффекты комплексного (поступление вредных веществ в исследуемый объект различными путями и с различными средами) воздействия всего многообразия физических, химических и биологических факторов окружающей среды.

5. Рассматриваемая система не позволяет оценить, в какой мере кратность превышения ПДК и длительность воздействия высоких концентраций загрязняющих веществ влияют на экологическое состояние водных объектов. Между тем названные факторы имеют огромное значение для правильной интерпретации экотоксикологических последствий такого влияния. Требует внимательного и специального изучения проблема длительного существования (месяцы, годы) не только высоких, но и малых концентраций загрязняющих веществ, а также их воздействие на особи, популяции и биоценоз пресноводных экосистем.

6. Необоснованным следует считать один из основополагающих принципов концепции ПДК, указывающий на абсолютную универсальность полученных нормативов, пригодность их для любой природной зоны, любого времени года, любого местообитания. В результате одни и те же значения предельно допустимых концентраций загрязняющих веществ используются для водоемов различных физико-географических зон, несмотря на то, что действие загрязняющих веществ на состояние экосистемы зависит от специфических региональных фоновых (геохимических), климатических, хозяйственных и многих других характеристик конкретного региона. По этой причине последующие сравнения и сопоставления уровня загрязненности водных объектов с различными их природными условиями не могут быть признаны корректными.

7. Многие свойства загрязняющих веществ, в том числе такие важные для оценки качества поверхностных вод, как токсичность, зависят от той конкретной гидрохимической ситуации, на фоне которой они проявляются.

Даже для самых простых в экотоксикологическом смысле загрязняющих веществ, например тяжелых металлов, или пестицидов, очень сложно предсказать и учесть эффекты влияния на водные организмы. Так, например, с повышением температуры токсичность большинства химических веществ, как правило, возрастает. В то же время для ДДТ, диметрина и некоторых других соединений острая токсичность с повышением температуры, по данным американских исследователей, уменьшается. В последние годы пересмотрена и установлена высокая токсичность алюминия в водах с пониженным значением рН.

8. Система ПДК не учитывает процессы преобразования загрязняющих веществ после поступления их в водный объект.

Между тем эти процессы очень сложны и протекают в несколько стадий. При этом нередко промежуточные продукты превращений более токсичны, чем исходные загрязняющие вещества. Зачастую по токсичности они отличаются от исходных веществ не только интенсивностью, но и механизмами действия. В качестве примера можно назвать превращения фенолов в более токсичные гидрохиноны или образование мутагенных нитрозо- или азоароматических веществ.

9. Использование единых ПДК в районах с различными экологическими условиями в реальной практике невозможно.

Убедительной является следующая ситуация. В водоеме фоновые концентрации железа на порядок превышают ПДК, но водные организмы адаптированы к этим концентрациям, и поэтому требовать от предприятий снижения содержания железа в стоках до ПДК в таких случаях бессмысленно. В то же время хлориды, даже при содержании в воде ниже ПДК, могут негативно влиять на некоторые популяции водных организмов. Однако требование в таких случаях уменьшения концентрации их в стоках считается неправомочным, поскольку нормативы ПДК не нарушены.

Приведенных примеров достаточно, чтобы сделать вывод о том, что ПДК, будучи нормативами (например, санитарно-гигиеническими), направленными на защиту здоровья человека, не защищают саму экосистему.

Таким образом, оценка состояния водных экосистем только по гидрохимическим показателям будет не совсем адекватной и соответствующей истинному положению дел. Здесь должна обязательно присутствовать и оценка биологической составляющей данных экосистем, которую можно осуществить с помощью методов гидробиологического анализа применяемых в системе гидробиологического мониторинга.

Главной целью гидробиологического мониторинга является получение статистически достоверных данных, позволяющих оценивать состояние водных сообществ и последствия антропогенных воздействий на экосистемы на различных участках водных объектов бассейна.

Система гидробиологического мониторинга 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.

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 природных ресурсов. А также для проектирования водохоз. Сооружений, планирования и др. работ.

Основные принципы организации подсистемы гидробиологического мониторинга качества природных вод:

1. единство научно-методического руководства сетью гидробиологических лабораторий;

2. унификация и стандартизация методов гидробиологического контроля;

3. централизация всей гидробиологической информации по состоянию водных объектов страны;

4. массовость гидробиологических наблюдений;

5. комплексность наблюдений (гидробиологическим наблюдениям сопутствуют гидрологические и гидрохимические наблюдения).

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.

Программа гидробиологического мониторинга пресноводных экосистем включает в себя наблюдения по основным подсистемам: фитопланктону, зоопланктону, макрофитам, зообентосу, перифитону и микрофлоре.

2. Методы биоиндикации в мониторинге поверхностных вод

2.1 Экологические модификации как методологическая основа биоиндикации качества вод

Наиболее существенным системным показателем изменения состояния водных экосистем под воздействием антропогенных факторов является перестройка структуры и метаболизма биоценозов.

Фундаментальную основу существования биоценозов составляют процессы утилизации энергии и веществ, содержащихся в окружающей природе, процессы извлечения энергии из окружающей среды и превращение экзогенных веществ в биомассу биоценоза. Эти целенаправленные, иерархически организованные, высокоинтегрированные как на организменном, так и на биоценологическом уровне процессы, в которых участвуют многие ряд мультиферментных систем, обеспечивающих непрерывный обмен веществом и энергией между биоценозом и его средой, составляют метаболизм биоценоза.

Загрязнение окружающей среды оказывает воздействие на обеспеченность биоценозов жизненными ресурсами, поскольку с этими процессами в в.о. поступает дополнительно большое количество биогенных элементов и органических веществ.

В условиях загрязнения окружающей среды может происходить как увеличение интенсивности метаболизма биоценоза - метаболический прогресс, так и ее уменьшение - метаболический регресс.

Существуют три общих направления метаболического прогресса, связанные с тремя путями изменения структуры биоценоза:

- с усложнением структуры - с экологическим прогрессом (яркий пример - высокопродуктивные сообщества корраловых рифов, характризующиеся оч.высокими показателями видового разнообразия.),

-с упрощением структуры - с экологическим регрессом (высокопродуктивные сообщества эстуариев в умеренном поясе, выделяющиеся крайне низкими показателями видового разнообразия).

- с перестройкой структуры, не ведущей к ее усложнению или упрощению - с экологической модуляцией.

Изменения структуры биоценозов, связанные с этими явлениями, объединяются общим термином - экологической модификацией. Т.е. каждая экологическая модификация характеризуется определенной направленностью развития целого комплекса очень общих по своему экологическому значению признаков.

Более подробно рассмотрим эти категории.

Экологический прогресс. Усложнение структуры сообщества, вызванное увеличением разнообразия биоценоза. Такое увеличение позволяет экосистеме стабильно поддерживать высокий уровень метаболизма в широком диапазоне флуктуаций тех или иных факторов внешней среды в тесном соответствии с обеспеченностью важнейшими жизненными ресурсами.

Но следует подчеркнуть, что изменение видового разнообразия разных групп организмов в биоценозе происходит далеко не синхронно. Так, при некоторых уровнях фонового загрязнения наблюдается одновременно увеличение видового обилия макрозоопланктона и уменьшение видового обилия макрозообентоса. При дальнейшем загрязнении, когда видовое обилие планктона начинает сокращаться, видовое обилие простейших начинает увеличиваться.

Часто предпосылкой для экологического прогресса оказывается слабое загрязнение олиготрофных экосистем, выделяющихся крайней бедностью биогенными элементами.

Экологический регресс. Результаты исследований воздействия окр.среды на биоценозы приводят к выводу, что не только экологический прогресс, но и экологический регресс, ведет к метаболическому прогрессу биоценозов. В данном случае экологический регресс характеризуется увеличением скорости обмена биогенных веществ между биоценозом и окр.средой, увеличением продукции, но уменьшением видового разнообразия продуцентов и консументов, уменьшением устойчивости к внешним воздействиям, упрощением межвидовых отношений, упрощением пищевой цепи, упрощением пространственной гетерогенности, уменьшением времени жизни организмов.

Важной предпосылкой экологического регресса становится усиленное загрязнение экосистем органическими веществами.

Обильное и постоянное поступление органического вещества как бы освобождает экосистему от необходимости самостоятельного продуцирования органического вещества из неорганического. Происходит упрощение отношений биоценоза с окружающей средой и, как следствие этого, его организационная деградация.

Третье направление метаболического прогресса - экологическая модуляция.

Экологической модуляцией называют такую перестройку биоценоза, которая не изменяет общего уровня организации биоценоза. Она может выражаться в смене доминантных видов, в изменении состава руководящих комплексов, в общем изменении видового состава биоценоза. Явление экологической модуляции - наиболее распространенное направление метаболического прогресса, но оно как правило не ведет к таким глубоким изменениям интенсивности биоценозов, к каким приводят экологический прогресс и экологический регресс.

Таким образом, наличие различных способов метаболического прогресса обуславливает высокую пластичность биоценозов - их способность быстро и глубоко перестраиваться, приспосабливаясь к изменениям среды, в том числе и под воздействием загрязнения.

Однако адаптивные возможности биоценозов, хотя и очень велики, но не безграничны. В тех случаях, когда уровень загрязнения окружающей среды превосходит предел адаптационных возможностей биоценоза, экологический регресс ведет к метаболическому регрессу. Метаболический регресс характеризуется снижением биоактивности биоценоза, представляющей собой сумму всех процессов образования и разрушения органического вещества.

Существенную предпосылку метаболического регресса составляет тяжелое загрязнение водоемов и водотоков токсическими веществами. Среди наиболее опасных токсических веществ можно назвать тяж. металлы. Многие из них, накапливаясь в организмах в больших количествах, ингибируют различные биохимические системы и подавляют как процессы новообразования органического вещества, так и процессы деструкции.

Экологические модификации могут возникать в результате изменения физ. и химич. хар-к водной среды. Такие изменения часто происходят под влиянием антропогенного воздействия. Это уменьшение прозрачности, изменение цветности, повышение т-ры, снижение содержания О2, снижение рН воды, накопление чужеродных химических компонентов, не имеющих природных деструкторов и т.д.

Комплекс физ. и хим. факторов обычно глубоко изменяет условия существования водных биоценозов. Скорость изменения биоценозов должна быть не меньше, чем скорость изменения биологически важных для них элементов среды, в противном случае они оказываются в состоянии метаболического или экологического регресса.

Стоит также отметить, что уменьшение загрязнения водоемов ведет к обратному течению рассмотренных выше процессов.

Так, например, уменьшение поступления биогенных элементов в водоемы, где биоценозы находятся в состоянии экологического регресса может привести к уменьшению обеспеченности биоценозов важнейшими жизненным ресурсами и к уменьшению интенсивности метаболизма и экологическому прогрессу.

В данном случае экологический прогресс - приспособительная реакция биоценозов, направленная на установление соответствия интенсивности и характера его метаболизма.

Таким образом, экологический прогресс, экологическая модуляция, экологический регресс представляют собой различные способы достижения соответствия интенсивности и характера метаболизма биоценоза его обеспеченности важнейшими, жизненными ресурсами.

Абсолютных биологических величин, имеющих одинаковый смысл для всех экосистем не зависимо от типа и географического положения последних, не существует.

Равными количественными характеристиками могут обладать системы, находящиеся в принципиально разных состояниях. Только основные качественные состояния инварианты для всех без исключения водных экосистем это:

-состояние метаболического и экологического прогресса,

-состояние метаболического прогресса и экологического регресса и

-состояние метаболического и экологического регресса.

Каждое из этих состояний соответствует определенному уровню антропогенной нагрузки, что является объективным критерием для научно обоснованного экологического нормирования.

Метод экологических модификаций качественной оценки состояния экосистем был предложен Абакумовым в 80-х гг прошлого века

Включает следующие градации оценки состояния экосистем:

· 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.

При этом следует учитывать, что

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.

О проблеме экологически допустимого состояния экосистем.

Проблема экологически допустимого состояния экосистем решается в дифференцированном подходе к природным объектам.

Выделяются следующие их категории водных объектов, для каждой из этих которых существуют свои предельно допустимые состояния экосистем:

1. заповедные, уникальные водные объекты. Для них не допустимы никакие антропогенные экологические модификации

2. водные объекты, испытывающие умеренную антропогенную нагрузку. Для них не допустимо состояние антропогенного экологического регресса.

3. водные объекты с сильно преобразованными экосистемами. Для экосистем третьей водных объектов не допустимо состояние антропогенного метаболического регресса.

Наряду с общими для каждой категории критериями допустимого экологического состояния для отдельных групп водных объектов внутри каждой категории вводятся дополнительные частные критерии, позволяющие учитывать индивидуальные требования к этим группам водных объектов.

Так, например, для рек, в которых обитают лососевые, дополнительным критерием будет сохранение запасов этих ценных рыб.

Общие подходы в разработке немногочисленных количественных методов гидробиологического контроля базируются на следующих двух принципах и направлениях [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.

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 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);

· комплексные, 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.

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 (м³, м², м);

· плотность биомассы

B - масса особей каждого вида, приходящаяся на пространственную единицу экосистемы.

Последний отечественный обзор методов биологического мониторинга выполнен почти 30 лет назад А.В. Макрушиным и стал библиографической редкостью. Новый квалифицированный критический обзор был сделан А.И. Бакановым, который цитирует свыше 60 методов мониторинга, включающих различные характеристики зообентоса.

Проблема интерпретации значений индексов часто бывает очень сложна и может привести к существенным ошибкам.

С другой стороны, применение оценочных или обобщающих индексов в действующих методиках биологического мониторинга представляется обоснованным.

Это определяется 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.

О биоиндикации

Биологические методы оценки качества вод основаны на состоянии гидробиоценоза водоема.

Биологические показатели определяют наличие или отсутствие водных индикаторных организмов, находящихся на поверхности (планктон) и в толще (нейстон) воды или располагающихся у дна водоема, берегов и на поверхности подводных предметов (бентос), чувствительных к специфическим загрязнениям.

Биологические методы измерения загрязнения вод осуществляются в рамках направлений, которве получило название биоиндикация и биотестирование.

Биоиндикация - это оценка естественного состояния среды с помощью присутствующих живых организмов.

Биотестирование - методический прием лабораторной оценки качества речной воды по реакциям подопытных организмов с известными и поддающимися учету характеристиками. Биологический объект (тест-организм) в биотестировании фактически используется в качестве аналитического прибора.

Биоиндикация может осуществляться на всех уровнях организации живого: биологических макромолекул, клеток, тканей и органов, организмов, популяций и сообществ.

Критерии выбора биоиндикаторов: быстрый ответ, надежность (ошибка менее 20%), простота и постоянное присутствие в природе данного живого объекта.

Биотестирование основано на регистрации суммарного токсического действия на тест-организм сразу всех компонентов загрязнения и, таким образом, позволяет быстро оценить, является ли анализируемая проба загрязненной или нет.

Достоинства и недостатки биологических методов оценки загрязнения вод. В результате анализа методов биоиндикации, по оценке загрязнения поверхностных вод можно выделить основные достоинства и недостатки.

Все перечисленные методы биоиндикации широко используются для оценки антропогенного воздействия биоценозы наземных и водных экосистем. При любых неблагоприятных условиях разнообразие видов в биоценозе уменьшается, а численность устойчивых видов возрастает.

Кроме этого методы биоиндикации имеют общие недостатки:

- численность большинства организмов имеет четко-выраженную сезонность, и зависят от погодных условий;

- для большинства методов требуются квалифицированные специалисты в определении видов живых организмов.

Наряду с методами биоиндикации необходимо применение и метода биотестирования, для выявления и оценки действия факторов (в т. ч. и токсических) окружающей среды на организм, его отдельную функцию или систему организмов.

Рассмотрим, как реагируют сообщества водных организмов на загрязнение

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, сопровождаемые чрезмерным развитием фитопланктона, называют антропогенным эвтрофированием водоемов.

Каждая группа организмов, которую можно использовать 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 - 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 изменяется: 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.

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.

Различные виды живых существ показывают, чем загрязнена окружающая среда.

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

Лучший индикатор опасных загрязнений - прибрежное обрастание, располагающиеся 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 повышения 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.

Таким образом, биологические методы оценки состояния водоема позволяют решить задачи, разрешение которых с помощью гидрофизических и гидрохимических методов невозможно.

Помимо этого, определение качества воды и состояния водных экологических систем по совокупности гидробиологических показателей оказывается гораздо дешевле и порой проще, чем оценка по гидрохимическим показателям.

Гидробиологические показатели дают возможность оценить качество воды за видовым составом живых организмов и растительностью в водоемах.

Как выше уже указывалось, рассматриваются различные типы населения водоемов - перифитон, бентос, планктон, нектон, макрофиты

Изменение видового состава экосистем может происходить даже из-за незначительного загрязнения водоемов, которое не определяется никаким образом.

Поэтому гидробиологические показатели самые чувствительные. Существует несколько способов гидробиологического оценивания качества воды.

Оценка качества воды по уровню сапробности.

В гидробиологии под сапробностью понимают способность организмов жить при большом содержании органических веществ в среде.

Организмы, обитающие в загрязненных водоемах, называют сапробионтами или сапробными организмами.

Они могут служить индикаторами (показателями) загрязнения, или различных ступеней разложения органического вещества в водоеме.

Распад органических загрязнений в водоеме приводит к потреблению кислорода и накоплению ядовитых продуктов распада (углекислота, сероводород, органические кислоты и др.).

Способность организмов обитать в условиях разной степени сапробности объясняется потребностью в органическом питании и выносливостью к вредным веществам, образующимся в процессе разложения органического вещества.

Из гидробиологических показателей качества в России наибольшее применение нашел так называемый индекс сапробности водных объектов, который рассчитывают исходя из индивидуальных характеристик сапробности видов, представленных в различных водных сообществах (фитопланктоне, перифитоне).

Полисапробная зона - содержится много не стойких органических веществ и продуктов их анаэробного разложения. Фотосинтеза нет. Дефицит О₂, полностью идет на окисление. В воде - сероводород и метан. На дне много детрита, идут восстановительные процессы; железо в форме FeS. Ил черный с запахом сероводорода. Много сапрофитной микрофлоры, гетеротрофных организмов: нитчатые и серные бактерии, бактериальные зооглеи; простейшие - инфузории, жгутиковые, олигохеты, водоросль Polutoma.

Альфа-мезосапробная - начинается аэробный распад органических веществ, образуется аммиак, СО₂, мало О₂, сероводорода, метана - нет. Железо в форме закиси и окиси. Идут окислительно-восстановительные процессы. Ил серого цвета. Преобладают бактериальные зооглеи, эвглена, хламидомонада, личинки хиромонид.

Бета-мезосапробная - произошла минерализация. Увеличивается число сапрофитов. Содержание О₂ колеблется в зависимости от времени суток. Ил желтый, идут окислительные процессы. Много детрита, цветение воды (фитопланктон), диатомовые и зеленые водоросли, роголистник. Много корненожек, инфузорий, червей, моллюсков, личинок хиромонид. Есть ракообразные, рыбы, но численность их невелика.

Олигосапробная - чистые водоемы. Цветения не бывает, содержание 0₂ и С0₂ не колеблется. Детрита мало. Бентос малочисленен. Встречаются водоросли рода Melozira, коловратки, дафнии, личинки веснянок, поденок, моллюски, стерлядь и т.д.

Установлено, что фактически в ряду олигосапробы - мезосапробы - полисапробы возрастают не только специфическая стойкость к органическим загрязняющим веществам и к таким: их последствиям, как дефицит кислорода, но и их эврибионтность, т. е способность существовать при различных условиях среды.

Это положение значительно расширяет возможности использования сапробиологического анализа. Поэтому термин «сапробность» в последнее время употребляют, когда говорят о степени общего загрязнения вод. Для оценки общего загрязнения поверхностных вод в современных ситуациях, например в случае токсического загрязнения или антропогенного увеличения минерализации, использование только одного сапробиологического анализа оказывается уже недостаточным.

В системе Росгидромета для оценки сапробности воды по организмам перифитона рекомендуется применять метод индикаторных организмов Пантле и Букка в модификации Сладечека.

Данный метод учитывает относительную частоту встречаемости (обилие) гидробионтов h и их индикаторную значимость s (сапробную валентность).

Для статистической достоверности результатов исследования необходимо, чтобы в пробе содержалось не менее 12 индикаторных видов с общей суммой частоты встречаемости (обилия) h равной 30.

Индекс сапробности указывают с точностью до 0,01. Для ксеносапробной зоны он находится в пределах 0-0,50 - очень чистые; олигосапробной - 0,51-1,50 - чистые; бета-мезосапробной - 1,51-2,50 - умеренно-загрязненные; альфа-мезосапробной - 2,51-3,50 - тяжело загрязненные; полисапробной - 3,51-4,00 - очень загрязненные.

Оценка качества воды за видовым составом организмов. С увеличением степени загрязненности водоемов видовой состав, как правило, уменьшается. Поэтому изменение видового состава является показателем изменения качества воды. Оценивание видового состава осуществляют па основе индексов многообразия (индексы Марголефа, Шеннона и др.).

Оценка качества воды за функциональными характеристиками водоемов. В этом случае качество воды определяют величиной первичной продукции, интенсивности деструкции и некоторыми другими показателями

2.2 Показатели развития фитопланктона, перифитона и зоопланктона в оценке загрязненности водных экосистем

Оценка состояния качества вод по фитопланктону

Для формальной характеристики видовой структуры сообществ используются индексы видового богатства и разнообразия.

Индексы видового разнообразия, применяемые для анализа сообществ должны учитывать следующие два условия:

а) Разнообразие сообщества тем выше, чем больше в нем количество видов;

б) Разнообразие сообщества тем выше, чем выше его выравненность.

Индексы видового богатства.

Видовое богатство представляет собой просто число видов, обнаруженных в пробе. Очевидно, что этот показатель будет в значительной мере определяться размером пробы (чем больше размер пробы или количество проб, тем больше видов будет отмечено). Чтобы избежать влияния размера пробы на число видов в ней, используют относительные индексы видового разнообразия.

Один из наиболее простых и распространенных - это видовая плотность (число видов, например, на 1 м2 площади). Реже используется т.н. «нумерическое видовое богатство». Например, при исследовании экологических воздействий на сообщество рыб можно использовать такой показатель, как число видов на 1000 пойманных рыб.

Существуют и более сложные показатели видового богатства. В частности, это индекс Маргалефа: и индекс Менхиника: Достоинство этих индексов - простота расчета. Большая величина индекса соответствует большему богатству.

Высокое видовое разнообразие, как правило, соответствует благополучному (ненарушенному) состоянию данной экосистемы. Отсюда вытекает возможность использования Индексов видового разнообразия для целей биоиндикации.

Изучение различных структурных характеристик сообществ и индексов разнообразия показало, что для формальной оценки изменений видовой структуры фитопланктонного сообщества под действием неблагоприятных условий среды наибольшей разрешающей способностью обладает индекс Менхиника:

,

основанный на соотношении между количеством видов N и общей численностью фитопланктона W.

Наиболее известные И.в.р. -- индекс Симпсона, индекс Шеннона, индекс выравненности Пиелу.

Для оценки состояния пресноводных экосистем по фитопланктону используют также метод Пантле и Букка в модификации Сладечека. В результате применения этого метода получают индекс сапробности, вычисляемый по формуле

,

где s -- индикаторная зависимость каждого вида (определяется по спискам сапробных организмов), h -- численность вида или относительная частота встречаемости вида, определяемая по глазомерной шкале.

Индекс сапробности вычисляют с точностью до 0,01.

Для ксеносапробной зоны он находится в пределах 0-0,50;

бетамезосапробной -- 1,51-2,50;

альфамезосапробной -- 2,5 1-3,50;

полисапробной -- 3,51-4,00.

При оценке состояния водных экосистем важно учитывать одновременно функциональные и структурные характеристики фитопланктоценозов.

Одновременное увеличение первичной продукции и видового разнообразия фитопланктона является надежным показателем экологического прогресса. Это явление часто наблюдается в местах смешения водных масс различного происхождения. С экологическим прогрессом обычно связано также образование водохранилищ.

В первые десятилетия существования водохранилища увеличение первичной продукции может сопровождаться многократным увеличением таксономического разнообразия фитопланктона.

При значительных уровнях антропогенных нагрузок, ведущих к увеличению первичной продукции, происходит сокращение видового разнообразия фитоценоза -- метаболический прогресс достигается путем экологического регресса фитоценоза.

На тяжелое загрязнение гидробиоценоза указывает явление экологического и метаболического регресса фитопланктоценоза.

Оценка сапробности воды по показателям перифитона

"Перифитоном", или "обрастаниями", называют животных и растения, обитающие в толще воды на живых и мертвых субстратах, приподнятых над дном вне зависимости от их происхождения и степени подвижности.

Перифитонным организмам часто отдается предпочтение при биологической индикации качества поверхностных вод.

Это обусловлено большим количеством литературных данных о хорошей согласованности результатов биологического анализа перифитона с результатами, полученными другими методами, и, в то же время, относительной простотой сбора перифитона по сравнению со сбором других биоценотических групп гидробионтов.

Перифитон, благодаря своей приуроченности к субстрату, играет первостепенную роль при оценке качества воды и позволяет судить о ее среднем загрязнении за определенный промежуток времени, предшествующий исследованию.

Другими словами, анализ перифитона может указать на ранее имевшее место ухудшение качества воды, не отмеченное быть может по единовременным химическим или биологическим пробам.

Перифитон незаменим при исследованиях, связанных с оценкой экологического состояния водных систем, на что неоднократно указывали ученые-гидробиологи, называя перифитон исключительно подходящим объектом для исследований в области экологии.

В состав обрастаний (перифитона) входят представители трех основных функциональных групп:

- автотрофные организмы-продуценты (водоросли);

-гетеротрофные организмы-консументы (простейшие, коловратки, черви и другие) и организмы-редуценты (зооглейные, нитчатые, палочковидные, кокковидные и другие бактерии и грибы).

Причем основу пленок обрастаний составляют в основном формы микроскопические, для которых характерны высокий уровень метаболизма, короткие жизненные циклы и способность быстро реагировать на изменение внешней среды.

Перифитон как составная часть водных экосистем претерпевает вместе с ними изменения, обусловленные разными природными и антропогенными факторами, что выражается в пространственных и временных сукцессиях перифитонных сообществ.

Биоценозы перифитона являют собой примеры очень динамичных биологических систем, изучение которых требует определенным образом организованной в пространстве и во времени системы отбора проб.

Наиболее целесообразно проводить изучение обрастаний в летний или переходный летне-осенний сезон, являющийся для большинства регионов биологическим летом, т.е. периодом максимальной активизации гидробиологических процессов. Места (точки, створы) для сбора проб перифитона должны, по-возможности, совпадать с местами, намеченными для стандартного гидробиологического и гидрохимического обследования и охватывать различные по уровню загрязнения и общей антропогенной нагрузке участки водосборных бассейнов (приуроченные к разным типам ландшафта фоновые участки, загрязненные участки, зоны самоочищения, устьевые участки, зарегулированные и незарегулированные водотоки и др.).

Наибольшее показательное значение имеет перифитон, развивающийся на субстратах в проточных и открытых местах водных объектов, где невозможны какие-либо случайные застои грязной или чистой воды. В реках, например, идеальным местом отбора перифитона являются каменистые перекаты. В то же время при проведении специальных исследований, связанных, например, с картированием отдельных участков водных объектов, могут изучаться перифитонные сообщества из разных «микрозон», что определяется целью конкретного исследования.

Термин сапробность - способность организмов жить при большом содержании органических веществ в среде.

Сапробность является функцией как потребностей организма в органическом питании, так и устойчивости возникающих при разложении органических соединений ядовитых веществ: H₂S, CO₂, NH₃, H⁺, органических кислот.

Установлено, что фактически в ряду олигосапробы -- мезосапробы -- полисапробы возрастают не только специфическая стойкость к органическим загрязняющим веществам и к таким: их последствиям, как дефицит кислорода, но и их эврибионтность, т. е способность существовать при очень различных условиях среды.

В системе Роскомгидромета для оценки сапробности воды по организмам перифитона рекомендуется применять метод индикаторных организмов Пантле и Букка в модификации Сладечека.

...