Биологические методы оценки качества вод и состояния водных экосистем

Данный метод учитывает относительную частоту встречаемости (обилие) гидробионтов h и их индикаторную значимость s (сапробную валентность). Индикаторную значимость s и зону сапробности определяют для каждого вида по спискам сапробных организмов СЭВ.

Обе величины (h и s) входят в формулу для вычисления индекса сапробности.

.

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

Индекс сапробности указывают с точностью до 0,01.

Для ксеносапробной зоны он находится в пределах 0-0,50; олигосапробной -- 0,51-1,50; β-мезосапробной -- 1,51-2,50; α-мезосапробной -- 2,51-3,50; полисапробной -- 3,51-4,00.

Сам по себе (несколько пенитенциарный) термин “зона” возник из того обстоятельства, что в одном и том же водоеме могут быть участки (зоны) с разной сапробностью. Чаще всего это является естественным свойством водоема, не связанным с антропогенным воздействием.

Например, в прибрежной зоне у топких берегов обычно располагается ? -мезосапробная зона - здесь активно идут естественные процессы старения водоема, связанные с его зарастанием.

Пробы воды, взятые с наиболее глубоких участков, дают нередко характерную полисапробную картину. Весь же водоем в целом с учетом характеристики разных жизненных форм, по субъективному мнению эксперта-гидробиолога, может быть охарактеризован, как переходный к мезасапробному типу (впрочем, другой, не менее квалифицированный гидробиолог может сделать несовпадающую оценку).

В целом можно сказать, что чем сапробность водоема ниже, тем он беднее органическими веществами, тем меньше в нем колебания химического состава воды и других показателей. Чем выше показатель сапробности - тем больше органических веществ, тем богаче фауна, тем изменчивее химические и физические параметры данного водоема.

Часто (но отнюдь не всегда) величина сапробности прямой зависимостью связана с загрязненностью водоема - чем больше привносимых органических веществ - тем больше видовое богатство и численность биологических организмов.

Другим термином, связанным с системой сапробности, является “ступень”, выведенная из феномена процессов самоочищения, являющихся неотъемлемой частью материально-энергетического баланса.

Органические вещества, попадающие в водоем, разлагаются (преимущественно бактериями) на воду, углекислоту и минеральные составные части, служащие, в конце концов, питательными веществами для организмов более высокого порядка.

Фазы процесса самоочищения следуют в проточной воде во времени и в пространстве друг за другом, характеризуясь различным составом биоценозов, через последовательные ступени от анаэробного гниения полисапробной зоны к первоначальной чистоте олигосапробной зоны.

Между ними мезасапробность выражает нарастание аэробных механизмов деструкции, а мезосапробность - завершение этого процесса, свидетельствуя о минерализации.

Для каждой зоны сапробности можно выделить тесно связанное с ней подмножество видов гидробионтов, которые считаются ее индикаторами.

Именно это обстоятельство породило иллюзию того, что в основании сапробиологической классификации водоемов лежат именно "биологические" факторы, а не механизмы деструкции органического вещества.

Считается [Абакумов с соавт., 1981], что именно по соотношению индикаторных организмов достигается более быстрая, точная и дешевая классификация водоема, по сравнению, например, с методами химического анализа.

На практике же, чаще всего, применяется обратный подход: зоны сапробности оцениваются на основании опыта исследователя или с использованием инструментальных методов контроля, а найденные индикаторные виды лишь иллюстративно подтверждают уже сделанный вывод.

Если под сапробностью понимается интенсивность органического распада, то трофность означает интенсивность органического синтеза.

В природе оба процесса - органический синтез и распад - существуют параллельно и состоят друг с другом в многократном взаимодействии, что позволяет говорить об аналогии ступеней сапробности и трофики: "олигосапробность - олиготрофия", "? -мезосапробность - мезотрофия", "? -мезасапробность - эвтрофия" и "полисапробность - гипертрофия".

Эта аналогия привлекательна тем, что создает предпосылку к устранению одной из классификаций, как ненужного дублирующего звена. В худших конкурентных условиях находится система сапробности, как основанная на весьма "размытых" разделяющих факторах, когда как классификация по трофике жестко связана с концентрациями биогенных элементов.

В то же время, ряд исследователей подчеркивает неполное совпадение форм трофики и сапробности, особенно в мезосапробных зонах и для непроточных водоемов.

Система Кольквитца-Марссона была разработана применительно к условиям загрязнения вод средней Европы в начале века.

В настоящее время характер и степень загрязнения водоемов изменились, в основном за счет интенсификации антропогенного воздействия. Это явилось причиной расширения "классической" классификации в двух основных направлениях:

· появление новых зон "чище" олигосапробной и "грязнее" полисапробной;

· выделение дополнительных зон на принципиально новой классификационной основе.

Наиболее широкая ревизия "классической" системы была выполнена В. Сладечеком, который включил в классификацию абиотические зоны, а внутри полисапробной выделил три зоны - изосапробную (преобладание цилиат над флагеллятами), метасапробную (преобладание флагеллят над цилиатами) и гиперсапробную (отсутствие простейших при развитии бактерий и грибов). Наконец, была сделана методологически решительная попытка сравнения некоторых бактериологических и химических показателей с отдельными ступенями сапробности и предложена общая "биологическая" схема качества вод.

Оценка состояния пресноводных экосистем по индикаторным организмам-зоопланктерам

Зоопланктон - типичный представитель толщи воды. Он образует верхнее гетеротрофное звено трофической цепи всей планктонной фауны (фитопланктон, бактериопланктон, простейшие). Подвижность структурной организации зоопланктона обусловлена различными диапазонами толерантности составляющих сообщество видов: от стенобионтных до эврибионтных (поливалентных, видов-космополитов). Выбор зоопланктона в качестве индикатора загрязненности позволяет оценить конечный результат воздействия водной среды на планктонную составляющую водной экосистемы

Видное место среди методов биологического анализа пресных вод занимает сапробиологический анализ, или оценка состояния пресноводных экосистем по индикаторным организмам. Авторы данного метода Кольквитц и Марссон, использовав различную чувствительность гидробионтов к воздействиям внешней среды, выделили четыре зоны сапробности и предложили списки видов-индикаторов, характерных для каждой из этих зон. В систему по мере ее эксплуатации постоянно вносились изменения; наибольший вклад в ее усовершенствование внесли Пантле и Букк, Зелинка и Марван, Сладечек, Ротшайн.

Одним из методов оценки средней сапробности биоценоза является метод Пантле и Букка в модификации Сладечека. Данный метод учитывает относительную частоту встречаемости гидробионтов h и их индикаторную значимость s. Значение s определяется для каждого вида зоопланктона по спискам сапробных организмов.

Величина h находится из шестиступенчатой шкалы значений частоты и определяет относительное обилие видов . Величины h и s входят в формулу для вычисления индекса сапробности:

.

Вместо частоты встречаемости h можно использовать абсолютную численность.

Однако в этом случае приходится производить операции с большими числами, что возможно только в хорошо оснащенной лаборатории (вычислительные приборы, калькуляторы), т. е. перевод абсолютной численности в частоту встречаемости h обусловлен трудоемкостью вычислений.

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

При использовании метода Пантле и Букка следует иметь в виду, что индикаторное значение видов может быть неодинаковым в различных климатических зонах.

Однако исследования показали, что состав планктона в целом достаточно правильно отражает степень загрязненности участков разных водных объектов,

С другой стороны, он хуже передает различия между отдельными станциями в пределах одного водоема или водотока.

В условиях фонового загрязнения для оценки состояния пресноводных экосистем могут быть рассчитаны индекс ^e/_O (отношение эвтрофных видов к олиготрофным) и индекс трофности по А. Мяэметсу, и др.

Удобным при оценке состояния пресноводных экосистем в условиях фонового загрязнения по зоопланктону представляется индекс стабильности зоопланктонного сообщества.

Используются два показателя стабильности.

Первый предполагает, что устойчивость может характеризоваться величиной, получаемой из усреднения ряда индивидуальных показателей стабильности отдельных характеристик системы:

_,

где N -- число показателей стабильности отдельных характеристик.

За показатель стабильности принимается значение отклонения амплитуды переменной относительно ее среднего значения:

_,

где K_j -- значение переменной в момент измерения (K_j ≥ 0), а n -- число измерений. Максимальная стабильность (S_i = 0) наблюдается при постоянстве характеристик; S_i > 0 при изменениях переменной i.

Второй индекс -- коэффициент вариабельности:

,

где -- среднее значение, S_i -- стандартное отклонение:

_.

Стабильность достигает своего максимума (V_j=0) при отсутствии изменений свойств экосистемы.

Для анализа используются следующие характеристики зоопланктона: средние за сезон показатели численности (N) и ее устойчивости (S₁, V₁), биомассы (B, S₂, V₂), продукции мирного зоопланктона (P, S₃, V₃), ^P/_B коэффициента(^P/_B, S₄, V₄), индекс видового разнообразия (H, S₅, V₅) и общая стабильность (S, V), высчитанная как среднее из этих показателей.

О сильной нарушенности экосистем водных объектов свидетельствуют высокие значения индексов стабильности.

Индекс стабильности имеет прямую связь с продукцией зоопланктона и обратную с его видовым разнообразием. Индекс общей стабильности зоопланктонного сообщества представляется вполне надежным, но трудоемким.

Для вычисления этого индекса нужны подробные исследования зоопланктона на водоеме по вышеуказанным параметрам в течение не менее чем двух лет.

С другой стороны, такие исследования на водоеме предусмотрены программой наблюдений за фоновым состоянием водных экосистем, разработанной в Институте глобального климата и экологии.

2.3 Показатели развития сообществ микроорганизмов и макрозообентоса в оценке загрязненности водных экосистем

Наиболее удобным, информативным и надежным биоиндикатором состояния водной среды и ее антропогенных изменений является зообентос.

Продолжительность жизненных циклов организмов зообентоса (бентонтов), по сравнению с планктонными организмами, существенно выше. Кроме того, донные беспозвоночные, в основном, ведут оседлый образ жизни, поэтому состояние зообентоса четко характеризует не только экологическое состояние водоема или водотока в целом, но и конкретных его участков. Таким образом, изо всех сообществ гидробионтов именно зообентос наиболее стабилен в пространстве и времени, его характеристики определяются общим состоянием среды и основным направлением сукцессии экосистемы.

Зообентос принято делить на микро-, мезо- (или мейо-) и макробентос. К мейобентосу относятся организмы длиной менее 0.1 мм, к мезобентосу - длиной от 0.1 до 2 мм, к макробентосу - более крупные. Наиболее часто при биоиндикации используется макрозообентос, т.к. он наиболее доступен учету и наиболее подробно изучен.

Кроме того, основу пресноводного макрозообентоса чаще всего составляют личинки насекомых, которые, по сравнению с другими гидробионтами, отличаются повышенной чувствительностью к токсическим воздействиям и другим изменениям среды.

Известны примеры использования для биоиндикации самых разных характеристик бентоса: на суборганизменном уровне, на уровне организма, популяции и сообщества.

Возможности и эффективность применения этих характеристик существенно различаются.

Так, методы биоиндикации, связанные с исследованиями на суборганизменном уровне, могут быть весьма чувствительными к действию некоторых факторов среды, но плохо отражают качество среды в целом.

Это относится к показателям, определяемым и на субклеточном, и на клеточном, и на тканевом уровнях.

Количество морфологических аномалий, уродств отдельных органов у бентонтов увеличивается под действием антропогенных факторов также избирательно: некоторые негативные воздействия на этот показатель не влияют . Кроме того, выяснить этиологию наблюдаемых уродств бентонтов часто не удается.

Для общей оценки качества среды и состояния экосистем намного более значима реакция бентоса на организменном, популяционном и, особенно, ценотическом уровнях

Если экология какого-либо вида изучена достаточно подробно, хорошо известна его реакция на основные антропогенные факторы, то эколого-физиологические и популяционные характеристики такого вида могут успешно использоваться при биоиндикации. К числу таких хорошо изученных видов-индикаторов относится, например, широкопалый рак Astacus astacus L.

Он весьма чувствителен к качеству среды и реагирует на ее ухудшение изменением показателей роста, обмена, плодовитости, популяционной плотности, размерно-возрастной структуры популяции, и др. Эти реакции детально исследованы, причем некоторые из них описаны количественно, что позволяет уверенно оценивать качество среды и ее антропогенные изменения по состоянию популяции широкопалого рака.

Однако видов, изученных настолько подробно, слишком мало. Сведений по экологии большинства видов гидробионтов не хватает для того, чтобы осуществлять биоиндикацию только по их эколого-физиологическим и популяционным характеристикам, но эта дополнительная информация часто оказывается полезной при применении ценотических методов биоиндикации.

Биоиндикация с использованием показателей сообществ макрозоообентоса (ценотические методы биоиндикации)

Наиболее широкое развитие и применение получила биоиндикация с использованием показателей всего сообщества макрозообентоса -- различных характеристик его состава, структуры и функций). В рамках этого подхода могут быть выделены и сопоставлены две основные группы методов:

1) Показатели, основанные на учете тотального макрозообентоса, его функциональных групп и таксонов надвидового ранга (без учета видового состава сообщества);

2) Показатели, основанные на определении видового состава макрозообентоса.

Показатели, основанные на учете тотального макрозообентоса, его функциональных групп и таксонов надвидового ранга (без учета видового состава сообщества)

Простейшими количественными показателями являются биомасса макрозообентоса и его численность.

Биомасса или численность бентоса и тенденции их изменения иногда позволяют в первом приближении судить о состоянии экосистемы и силе испытываемого ею воздействия.

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 (Алимов, 1982, 1989).

Кроме того, оценка состояния экоистемы может быть основана на известном явлении увеличения биомассы, удельной и абсолютной продуктивности сообществ в условиях нетоксичных дестабилизирующих воздействий (например: Пианка, 1981; Одум, 1986).

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. 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.

Рабочая шкала для определения биотического индекса по наличию группы Вудивисса

Показательные организмы	Видовое разнообразие	Число групп Вудивисса в пробе
		0-1	2-5	6-10	11-16	16 и более
Личинки Plecoptera	Больше одного вида	--	7	8	9	10
	Только один вид	--	6	7	8	9
Личинки Ephemeroptera	Больше одного вида	--	6	7	8	9
	Только один вид	--	5	6	7	8
Личинки Trichoptera	Больше одного вида	--	5	6	7	8
	Только один вид	--	4	5	6	7
Gammarus	Все вышеназванные организмы отсутствуют	3	4	5	6	7
Aesellus aquaticus	То же	2	3	4	5	6
Tubificidae и личинки Chironomus	То же	1	2	3	4	--
Все вышеназванные группы отсутствуют	Могут присутствовать некоторые нетребовательные к кислороду виды	0	1	2	--	--

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%.

Э. А. Пареле применила ОИ для малых рек Латвии, ранжировав его в соответствии с классификацией качества вод С. М. Драчева.

На основании значений модифицированного ОИ, названного коэффициентом D, Пареле было выделено шесть групп в исследованных водотоках:

очень чистая -- 0,01-0,16 (или 1-16%); чистая -- 0,17-0,33 (17-33%);

умеренно загрязненная -- 0,34-0,50 (34-50%); загрязненная -- 0,51-0,67 (51-67%); грязная -- 0,68-0,84 (68-84%); очень грязная -- 0,85-1 (свыше 85%).

В условиях Русской равнины для крупных рек хорошо зарекомендовал себя другой метод Пареле, основанный на отношении численности олигохет семейства тубифицид к суммарной численности всех олигохет:

,

где t -- численность тубифицид, O -- численность всех олигохет. По значениям D₂ для рек Латвии были выделены: сильно загрязненные воды (0,8-1,0); загрязненные (0,55-0,79); слабо загрязненные (0,3-0,54); относительно чистые (меньше 0,3). В малых быстротекущих водотоках с разнообразной донной фауной предлагается использовать коэффициент D₁ , -- соотношение численности тубифицид и всего бентоса в пробе.

Для оценки состояния внутренних вод Европейского Севера предложен информационный индекс сапробности I_s :

,

где I_s -- индекс сапробности олигохет; N_t -- средняя численность Tubifex tubifex, N_h -- средняя численность Limnodrilus hoffmeisteri, N_f -- средняя численность Spirosperma ferox; Nо -- средняя численность всех олигохет в биотопе.

Значения характеризуют загрязненность вод следующим образом: сильно загрязненные воды (0,9-1,0); загрязненные воды (0,5-0,89); слабо загрязненные воды (0,3-0,49) чистые и относительно чистые воды.

Е. В. Балушкина предложила оценивать загрязненность воды по соотношению численности представителей отдельных подсемейств хирономид с помощью индекса

,

где a_T , a_Ch и a_O -- вспомогательные величины соответственно для подсемейств Tanypodinae, Chironomae, Orthocladiinae. Вспомогательные величины рассчитываются по сумме численности N представителей каждого из подсемейств, выраженной в процентах от общей численности хирономид и слагаемого 10, иначе говоря, a=N+10. Подобранное эмпирически число 10 ограничивает пределы возможных значений, определяя оптимальное соотношение градаций индекса и степени его чувствительности.

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.

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.

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.

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.

Ряд исследований посвящён оценке антропогенных экологических модификаций сообщества макрозообентоса. Большой вклад в теоретическую и практическую разработку проблемы внесли работы В.И.Попченко, который предлагает оценивать экологические модификации биоценоза через посредство его функциональных характеристик. В качестве таковых предлагается отношение общего дыхания сообществ водных беспозвоночных к его суммарной биомассе, отношение продукции к биомассе, а также отношение продукции к энергии, рассеиваемой популяцией в пространство. Позднее Попченко была разработана и предложена схема общих критериальных тестов инвариантных состояний сообщества зообентоса.

Другим способом выявления экологической модификаций сообщества макрозообентоса является расчёт индекса Раддэма. Группы и виды макрозообентоса распределяются по различным классам в соответствии с их устойчивостью к закислению, причём границы между классами выбраны таким образом, чтобы каждый класс соответствовал определённой экологической модификации.

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.

Мониторинг бактериопланктона

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.

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.

Оценка состояния экосистемы по показателям развития бактериопланктона

Данные об общем количестве бактерий (А), числе гетеротрофов (Б) и их соотношении позволяют охарактеризовать состояние экосистемы:

Оценка состояния экосистемы по шкале экологических модификаций

Состояние экосистемы	А, млн. клеток / мл	Б, тыс. клеток / мл	А / Б
Фоновое	<1,0	<0,5	>1000
Экологический прогресс (антропогенное экологическое напряжение)	1,0-4,0	0,5-10,0	1000-400
Элементы экологического регресса	4,0-20,0	10,0-200,0	400-100
Экологический регресс	20,0-40,0	100-70	100-70
Метаболический регресс	>40,0	>700,0	<70

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).

Размещено на http://www.allbest.ru/

Определение класса качества вод

Класс качества воды	Степень загрязненности воды	По фитопланктону, зоопланктону, перифитону	По зообентосу	По бактериопланктону
		Индекс сапробности по Пантле и Букку (в модификации Сладечека), баллы	Отношение общей численности олигохет к общей численности донных организмов, %	Биотический индекс по Вудивиccу, баллы	Общее количество бактерий, 106 кл/см3 (кл/мл)	Количество сапрофитных бактерий, 103 кл/см3 (кл/мл)	Отношение общего количества бактерий к количеству сапрофитных бактерий
1	Очень чистые	Менее 1,00	1-20	10	Менее 0,5	Менее 0,5	Более 103
2	Чистые	1,00-1,50	21-35	7-9	0,5-1,0	0,5-5,0	Более 103
3	Умеренно загрязненные	1,51-2,50	36-50	5-6	1,1-3,0	5,1-10,0	103-102
4	Загрязненные	2,51-3,50	51-65	4	3,1-5,0	10,1-50,0	Менее 102
5	Грязные	3,51-4,00	66-85	2-3	5,1-10,0	50,1-100,0	Менее 102
6	Очень грязные	Более 4,00	86-100 или макробентос отсутствует	0-1	Более 10,0	Более 100,0	Менее 102

Примечание: Допускается оценивать класс качества воды и как промежуточный между 1-2, 2-3, 3-4, 4-5, 5-6.

3. Методы биотестирования природных и сточных вод

3.1 Основные принципы методов биотестирования и критерии токсичности вод

Биотестирование (биологическое тестирование) - оценка качества объектов окружающей среды (воды и пр.) по ответным реакциям живых организмов, являющихся тест-объектами.

Это широко распространенный экспериментальный методический прием, который представляет собой токсикологический эксперимент. Суть эксперимента заключается в том, что тест-объекты помещают в исследуемую среду и выдерживают (экспонируют) определенное время, в течении которого регистрируют реакции тест-объектов на воздействие этой среды.

...