Руководство по методам гидробиологического анализа поверхностных вод

© 2004-2019 Издательский дом «Отраслевые ведомости». Все права защищены
Копирование информации данного сайта допускается только при условии указания ссылки на сайт

Настоящим, в соответствии с Федеральным законом № 152-ФЗ «О персональных данных» от 27.07.2006 года, Вы подтверждаете свое согласие на обработку компанией ООО «Концепция связи XXI век» персональных данных: сбор, систематизацию, накопление, хранение, уточнение (обновление, изменение), использование, передачу в целях продвижения товаров, работ, услуг на рынке путем осуществления прямых контактов с помощью средств связи, продажи продуктов и услуг на Ваше имя, блокирование, обезличивание, уничтожение.

Компания ООО «Концепция связи XXI век» гарантирует конфиденциальность получаемой информации. Обработка персональных данных осуществляется в целях эффективного исполнения заказов, договоров и иных обязательств, принятых компанией в качестве обязательных к исполнению.

В случае необходимости предоставления Ваших персональных данных правообладателю, дистрибьютору или реселлеру программного обеспечения в целях регистрации программного обеспечения на Ваше имя, Вы даёте согласие на передачу своих персональных данных.

Компания ООО «Концепция связи XXI век» гарантирует, что правообладатель, дистрибьютор или реселлер программного обеспечения осуществляет защиту персональных данных на условиях, аналогичных изложенным в Политике конфиденциальности персональных данных.

Настоящее согласие распространяется на следующие персональные данные: фамилия, имя и отчество, место работы, должность, адрес электронной почты, почтовый адрес доставки заказов, контактный телефон, платёжные реквизиты. Срок действия согласия является неограниченным. Вы можете в любой момент отозвать настоящее согласие, направив письменное уведомление на адрес: podpiska@vedomost.ru с пометкой «Отзыв согласия на обработку персональных данных».

Обращаем Ваше внимание, что отзыв согласия на обработку персональных данных влечёт за собой удаление Вашей учётной записи с соответствующего Интернет-сайта и/или уничтожение записей, содержащих Ваши персональные данные, в системах обработки персональных данных компании ООО «Концепция связи XXI век», что может сделать невозможным для Вас пользование ее интернет-сервисами.

Давая согласие на обработку персональных данных, Вы гарантируете, что представленная Вами информация является полной, точной и достоверной, а также что при представлении информации не нарушаются действующее законодательство Российской Федерации, законные права и интересы третьих лиц. Вы подтверждаете, что вся предоставленная информация заполнена Вами в отношении себя лично.

Настоящее согласие действует в течение всего периода хранения персональных данных, если иное не предусмотрено законодательством Российской Федерации.

источник

Глава 4. Критерии оценки качества вод по данным гидробиологического анализа

4.1. Современные концепции биомониторинга водных экосистем

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

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

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

Экологические особенности водных биоценозов

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Экосистемная индикация изменения качества вод

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

эволюция биоценоза в направлении формирования комплекса экологически полифункциональных популяций;

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Гидробиологические данные и расчетные индексы: попытки обобщений

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

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

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

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

Комбинированные и комплексные показатели принято обобщенно называть “ индексами ”.

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Группировка методик оценки результатов гидробиологического мониторинга

Разбиение по А.В. Макрушину [1974]

Разбиение по А.И. Баканову [2000]

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

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

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

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

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

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

источник

Как наука экологическая гидробиология изучает взаимодействие обитателей вод — гидробионтов, их популяций и сообществ — биоценозов друг с другом и с неживой природой. На первых этапах развития гидробиологии наибольшее внимание уделялось экологическому изучению особей отдельных видов. Такое аут(о) экологическое направление сохранилось и в современной гидробиологии, но уже занимает подчиненное положение. На первый план выдвинулись популяционные (демэкологические) и синэкологические (биоценологические) исследования — изучение популяций и биоценозов как надорганизменных форм жизни с характерными структурными и функциональными особенностями. Особенно интенсивно в современной гидробиологии изучаются водные экосистемы — элементарные субъединицы («ячейки») биосферы, представляющие собой единства биоценозов с их средой. Выдвижение на первый план биоценологических исследований резко усилило системный подход с использованием всех средств системного анализа.

Применительно к отдельным организмам гидробиология ограничивается анализом их взаимодействия с окружающей средой без рассмотрения морфологии и физиологии самих организмов, поскольку этим занимаются специальные науки. Иной подход потребовался к демэкологическим и синэкологическим исследованиям, поскольку специальных наук, изучающих морфологию и физиологию надорганизменных систем, нет. В соответствии с этим гидробиологи должны изучать не только взаимодействие популяций и биоценозов с окружающей средой, но также выяснять их структуру и внутрисистемные взаимосвязи. Изученность надорганизменных систем пока еще очень невелика, так как концепции уровней организации живой материи, представляющая собой крупнейшее завоевание современной биологии, достаточно четко сформировалась только в последнее время. Вместе с тем совершенно ясно, что главный путь к управлению живой природой лежит через познание закономерностей существования и взаимодействия надорганизменных систем, для чего необходимо их изучение в структурном и функциональном отношениях. По этой причине оно стало центральной задачей современной экологии и соответственно гидробиологии. Однако не исчезла необходимость и в экологическом изучении отдельных организмов как компонентов более сложных биологических систем. Это тем более справедливо, что для новых концепций в экологии, связанных с изучением надорганизменных систем, требуется много новых сведений аутэкологического характера.

В экологическом аспекте гидробиология изучает тот участок биосферы, который лежит в пределах водной оболочки Земли и может быть назван биогидросферой. Познание биогидросферы во всей полноте — задача не только гидробиологии, но и таких наук, как гидрология, гидрохимия, гидрофизика, гидрогеология и ряда других, с которыми она тесно контактирует. [5]

Особенно близко гидробиология соприкасается с океанологией и лимнологией — географическими дисциплинами, изучающими соответственно морские и континентальные водоемы. Анализируя внутриводоемные процессы, океанологи и лимнологи должны учитывать функциональные особенности живого компонента, т.е. располагать нужными экологическими (гидробиологическими) сведениями. В свою очередь для гидробиолога экологический анализ невозможен без знания многочисленных гидрологических характеристик, определяющих условия существования водных организмов, их функциональный облик, особенности их взаимодействия друг с другом и с неживым окружением. Однако, тесно контактируя с океанологией и лимнологией, гидробиология как наука — биологическая по своим целям и задачам — коренным образом отличается от этих дисциплин географического профиля.

Из биологических дисциплин наиболее тесно связаны с гидробиологией зоология, ботаника, микробиология, физиология и биогеография. Опираясь на них, гидробиолог получает представление о составе населения водоемов и ряд других сведений, используемых при экологическом анализе. В свою очередь развитие перечисленных биологических дисциплин в настоящее время невозможно без учета данных по экологии водного населения.

К основным методам гидробиологии относятся учет количества (концентрации) различных групп гидробионтов в пределах своего местообитания, оценка функциональной роли этих групп в экосистемах и моделирование экосистем с целью прогноза их состояния и управления ими. Учет численности и биомассы (суммарной массы) особей, с одной стороны, позволяет уточнить представления об их экологии. Например, сравнивая численность особей данного вида (возраста, состояния) на разных грунтах, можно видеть, какому из них и в какой степени отдается предпочтение; сходным образом можно выявить отношение особей к температуре, солености и другим факторам среды. С другой стороны, определяя численность и биомассу разных групп населения, судят о структуре популяций и биоценозов, динамике их состояния, локальной изменчивости. Наконец, данные о количестве тех или иных организмов необходимы для суммарной оценки их роли в различных экосистемных процессах.

Для количественного учета населения используют разнообразные приборы, обычно погружаемые в водоем с борта судна (дночерпатели, драги, планктонные сети, планктоночерпатели, батометры и др.). С их помощью облавливаются определенные участки воды или грунта, устанавливается видовой состав, численность и биомасса организмов, найденных в пробах, с последующим пересчетом на единицу площади или объем.

В ряде случаев для оценки количества организмов в водоемах используют биофизические и биохимические методы. Например, по концентрации хлорофилла и АТФ судят соответственно о количестве водорослей и бактерий; по спектральному составу выходящего из воды света (дистанционная спектроскопия) — о содержании хлорофилла. Подводные и надводные телевидение, фотографирование, эхолокация, а также визуальные наблюдения, выполненные с самолетов, подводных лодок, батискафов, с помощью аквалангов и в стационарных подводных лабораториях, дополняют арсенал средств, с помощью которых получают представление о концентрации и распределении водного населения, о структуре популяций и гидробиоценозов. В последнее время к перечисленным средствам добавляются и приобретают особую перспективность наблюдения из космоса, позволяющие почти одномоментно оценивать многие параметры состояния гидросферы и ее населения в целом.

Для оценки функциональной роли отдельных групп населения в экосистеме устанавливают их значение в трансформации веществ и энергии. С этой целью используют физиологические, микробиологические, биохимические, биофизические, токсикологические и многие другие методы. Для моделирования процессов взаимодействия между различными компонентами экосистем, прогноза их состояния и поведения в тех или иных возможных ситуациях применяют методы математики и системного анализа.

Основная задача гидробиологии — изучение экологических процессов в гидросфере в интересах ее освоения, нахождения тех форм отношения людей к водным экосистемам, при которых польза от экосистем была бы наибольшей, а вред — наименьшим. Биологические основы освоения гидросферы разрабатываются применительно к условиям комплексной эксплуатации водоемов, когда интересы различных форм водопользования и водопотребления тесно увязываются друг с другом в соответствии с перспективами наиболее рационального природопользования.

Из конкретных практических задач гидробиологии прежде всего можно назвать ту, которая связана с повышением биологической продуктивности водоемов, получением из них наибольшего количества биологического сырья. Вторая не менее важная задача гидробиологии — разработка биологических основ обеспечения людей чистой водой, поскольку потребность в ней с ростом цивилизации непрерывно увеличивается, а имеющиеся природные запасы истощаются, особенно в результате загрязнения водоемов.

Гидробиологи принимают участие в оптимизации экосистем, создаваемых для промышленной очистки питьевых и сточных вод, для обеспечения космонавтики и в некоторых других целях. К исключительно важным задачам гидробиологии, приобретающим все большее значение, относится экспертная оценка экологических последствий зарегулирования, перераспределения и переброски стока рек, антропогенного изменения гидрологического режима озер и морей. К этому же кругу задач относится гидробиологическая экспертиза, оценивающая значение вновь создаваемых промышленных, сельскохозяйственных и других предприятий для водных экосистем с целью охраны последних от недопустимых повреждений.

Общая гидробиология изучает биогидросферу в экологическом аспекте. Специфику экологии водоемов разного типа (морей, озер, рек и др.) рассматривает частная гидробиология. В прикладном аспекте выделяют гидробиологию продукционную (биологические основы повышения продуктивности водоемов), санитарную (участие в решении проблем чистой воды), техническую и навигационную (изучение биологических явлений в воде, с которыми необходимо считаться соответственно промышленности и навигации). В последнее время формируются новые разделы прикладной гидробиологии. В частности, один из них связан с выявлением состояния водных объектов и тенденцией их изменений под влиянием антропогенных воздействий, другой — с прогнозом изменений гидроэкосистем при гидростроительстве и экологической экспертизой проектов различных сооружений.

В связи с разработкой некоторых общих проблем в гидробиологии обособились отдельные направления, из которых главные — трофологическое (пищевые связи, биологическая трансформация веществ), энергетическое (поток энергии, ее биологическая трансформация), этологическое (поведение гидробионтов), токсикологическое (влияние токсикантов на гидробионтов и экосистемные процессы), радиологическое (вопросы, связанные с поступлением в водоемы радионуклидов), палеогидробиологическое (выявление исторических изменений водных экосистем) и ряд других.

Одно из наиболее молодых направлений гидробиологии — системное — представляет собой приложение общей теории систем и ее методов к водной экологии. Оно рассматривает общие проблемы организации биосистем в гидросфере, их поведение, самоорганизацию, саморегуляцию и управление, разрабатывает моделирование как специфический подход к изучению и описанию биосистем, прогнозу их состояния при изменениях окружающей среды. Помимо перечисленных направлений развиваются и некоторые другие, выдвигаемые запросами жизни и логикой развития науки.

Количественная обработка проб. Количественная обработка проб, которая заключается в подсчете количества организмов каждого вида по возможности по возрастным стадиям или размерным группам. Счетный метод довольно трудоемкий, но в то же время пока еще самый точный. При других методах (объемный, весовой, химический и т.д.) получаемые оценки носят суммарный характер. Значение самих организмов, отдельных видов как индикаторов различных свойств воды при этих методах совершенно не оценивается. Эта цель достигается лишь при счетном методе. При относительно «бедных» планктоном водах организмы зоопланктона подсчитываются целиком во всей пробе. Удобно использовать для этого камеру Богорова или кристаллизатор Цееба. Камера Богорова имеет вид стеклянной пластинки с желобом или с сообщающимися канавками, разделенными призматическими перегородками. Кристаллизатор Цееба представляет прямоугольную ванночку с бортиками. Дно ванночки с нижней стороны разграфлено параллельными линиями на полоски. Каждая полоска умещается в поле зрения бинокуляра с увеличением 4х8. Однако в большинстве случаев приходится иметь дело с большим количеством организмов. Поэтому подсчет всех организмов в исследуемой пробе технически невозможен. Следует ограничиться подсчетом небольшой порции планктона с последующим пересчетом на всю пробу. Пробу доводят до определенного объема (25, 50, 100 см 3 ) в зависимости от обилия планктона [5]. Чем чаще встречается организм в данной пробе, тем большее разбавление нужно применять для его подсчета. Напротив, немногочисленные организмы требуют приведения пробы к небольшому объему. Таким образом, в зависимости от частоты подсчитываемого организма пробу следует разбавлять или концентрировать. И.А. Киселев предложил разбавлять пробу в том случае, если количество просчитываемых организмов в порции более 1000, или сгущать ее, если количество организмов в порции менее 100. Проба зоопланктона выливается в мерный цилиндр. Если ее объем меньше нужного для подсчета, то пробу доливают чистой профильтрованной (лучше дистиллированной) водой. Если, напротив, требуется меньший объем, чем данная проба, то последнюю концентрируют. Производится это следующим образом. Пробу отстаивают до тех пор, пока практически весь планктон не осядет на дне сосуда, в течение 15-20 мин. Затем осторожно, чтобы не взмутить осадка, оттягивают с помощью резиновой груши излишек воды сифоном в виде стеклянной изогнутой трубки, входное отверстие которой (опущенное в пробу) затягивается частым газом (№70-77) Приставшие к газу организмы смываются дистиллированной водой с помощью пипетки. Приведенная к известному объему проба, выливается в круглодонную колбу и равномерно взбалтывается. С помощью штемпель-пипеток разных объемов (от 0,1 до 5 мл), не дав осесть организмам на дно, отбирают порцию пробы. Часть пробы, взятую штемпель-пипеткой, выливают в камеру Богорова и в ней просчитывают число организмов каждого вида. Эта операция проводится дважды, после чего всю пробу просматривают под бинокуляром в кристаллизаторе Цееба для определения и подсчета редких и крупных видов. В случае отсутствия штемпель-пипетки пользуются обычной градуированной пипеткой на 10 см 3 с достаточно широким диаметром (желательно 10 мм), предварительно отрезав нижнюю оттянутую ее часть. Число организмов в порциях пересчитывается на весь объем пробы и записывается в специальную карточку. От определения количества организмов в пробе переходят к определению численности (количество организмов в 1 м 3 ) зоопланктона. Если проба отобрана путем процеживания объема воды через сеть Апштейна [5], то расчет производится следующим образом:

где х — количество организмов в 1 м 3 воды, экз./м 3 ; n — количество организмов в пробе, экз.; v — объем воды, процеженной через сеть, л.

Если отбор проб произведен количественной сетью Джеди [5], то прежде всего рассчитывают коэффициент планктонной сети (или множитель перевода на 1 м 3 ) исходя из радиуса ее входного отверстия. Коэффициент сети рассчитывается следующим образом:

где s — площадь входного отверстия сети, см 2 ; h — горизонт, слой облова, см.

Вычислив коэффициент сети при горизонте облова 0,1 м, находим коэффициенты при горизонтах 0 -2, 2-5, 5-10 м и т.д. простым делением значения К при горизонте облова 1 м соответственно на 2, 3, и 5.

Численность организмов N находится умножением количества организмов в пробе n на коэффициент сети К. Следующим этапом количественной обработки проб зоопланктона является получение данных по биомассе. Биомасса зоопланктона определяется умножением индивидуальной массы (веса) каждого организма на его численность. Однако следует учитывать, что длина и масса зоопланктеров одного и того же вида может значительно изменяться, в разных водоемах, различных климатических зонах, а также в зависимости от сезона. Поэтому желательно для каждого крупного водоема или по крайней мере для каждой географической области рассчитать свои массы для зоопланктонных организмов. Метод определения массы организмов путем непосредственного взвешивания очень трудоемок. Поэтому уже достаточно продолжительное время широко используется способ, основанный на расчетах, учитывающих соотношение между массой и длиной тела особи. Однако многочисленные данные, опубликованные в литературе, часто плохо согласуются между собой. Это объясняется недостаточностью материала и другими погрешностями методик. Е.В. Балушкина и Г.Г. Винберг [21] сопоставили и критически оцепили все содержащиеся в литературе уравнения и материалы, позволяющие по измерениям длины тела находить массу планктонных животных. В результате было предложено в качестве общего способа выражения зависимости между длиной и массой тела особи степенное уравнение

где l-длина тела организма, мм; W — масса тела, мг; g — масса тела, мг сырой массы при длине тела равной 1 мм; b — показатель степени. Промеры организмов осуществляются под бинокуляромпо возрастным стадиям: взрослые формы, молодь, яйценосные самки. Измеряются не менее 30 экземпляров каждого вида определенной стадии.

Индексы гидроэкологической оценки. Метод крупных таксонов широко применяется в практике гидробиологического мониторинга благодаря простоте вычислений, отсутствию трудоемких таксономических определений. Теоретическим обоснованием и условием универсальности метода является повсеместное распространение используемых таксонов в водоемах разных типов с разным уровнем загрязнения. Такими группами являются олигохеты и личинки хирономид.

В своих исследованиях Е.В. Балушкина [5] предложила оценивать загрязненность воды по соотношению численности представителей отдельных подсемейств хирономид с помощью индекса:

где: Ar, Ach и A0 — вспомогательные величины для подсемейств Tanypodinae, Chironomidae, Orthocladiinae.

Вспомогательные величины рассчитываются по сумме численности N представителей каждого из подсемейств, выраженной в процентах от общей численности хирономид и слагаемого 10, иначе говоря, б=N+10. Подобранное эмпирически число 10 ограничивает пределы возможных значений, определяя оптимальное соотношение градаций индекса и степени его чувствительности.

Влияние относительной численности особей подсемейства Chironomidae 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 Chironominaeпо 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 — грязные. [5]

Биотический индекс Вудивисса. Этот метод оценки пригоден только для исследования рек умеренного пояса и не подходит для озер и прудов. Оценка состояния рек проводится по 15-балльной шкале. В этом методе используется показатель, который называется биотический индекс Вудивисса. Его определяют по специальной таблице.

Чтобы оценить состояние водоема по методу Вудивисса, нужно:

1) выяснить, какие индикаторные (показательные) группы имеются в исследуемом водоеме;

2) затем необходимо оценить общее разнообразие бентосных организмов. Определить количество «групп» бентосных организмов в пробе. При использовании метода Вудивисса за «группу» принимается любой вид плоских червей, моллюсков, пиявок, ракообразных, водяных клещей, веснянок, сетчатокрылых, жуков, любой вид личинок других насекомых. Определив количество групп в пробе, находят соответствующий столбец в таблице;

3) на пересечении строки и столбца по специальной таблице находят индекс Вудивисса. Его значение изменяется от 0 до 15 и измеряется в баллах. Состояние водоема определяется так: 0-2 балла — очень сильное загрязнение (5-7 класс качества), водное сообщество находится в сильно угнетенном состоянии; 3-5 баллов — значительное загрязнение (4-5 класс качества); 6-7 баллов — незначительное загрязнение водоема (3 класс качества); 8-10 баллов и выше — чистые реки (1-2 класс качества).

Согласно биотическому индексу Вудивисса, по мере повышения уровня загрязненности вод происходит изменение видовой структуры бентосных организмов. Вследствие, чего происходит отмирание индикаторных таксонов, достигших предела толерантности.

Индекс Гуднайт-Уотлея. Эта простая, но надёжная методика биоиндикации используется только для определения загрязнения водоёма органическими веществами. Для определения значений олигохетного индекса годятся только материалы дночерпательных проб.

Значение индекса A равно отношению количества обнаруженных в пробе олигохет (малощетинковых червей) к общему количеству организмов (включая и самих червей) в процентах по формуле

где: A — показатель загрязнения, N₁ — количество олигохет, N₂ — общая численность бентических организмов.

Степень загрязнения воды органикой дана в табл. 1.1.

Классический вариант олигохетного индекса (ОИ) впервые был предложен Гуднайтом и Уотлеем [21] в 1961 г. И 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%. По показателю обобщенного индекса судят о степени эвтрофикации водоема.

Таблица 1.1. Олигохетный индекс Гуднайт-Уотлея [21]

источник