Повна версія

Головна arrow Екологія arrow ОЦІНКА ЯКОСТІ ВОДИ ВОДОЙМ РИБОГОСПОДАРСЬКОГО ПРИЗНАЧЕННЯ

  • Увеличить шрифт
  • Уменьшить шрифт


<<   ЗМІСТ   >>

МЕТОДИ ОЦІНКИ ЯКОСТІ ВОД, ЗАСНОВАНІ НА ЗАСТОСУВАННІ ВЕЛИКИХ ТАКСОНІВ ЗООБЕНТОСІ

Метод великих таксонів широко застосовується в практиці гідробіологічного моніторингу завдяки простоті обчислень, відсутності трудомістких таксономічних визначень (Слепухіна, 1983; Слепухіна, Петрова, 1981). Теоретичним обґрунтуванням і умовою універсальності методу є повсюдне поширення використовуваних таксонів в водоймах різних типів з різним рівнем забруднення. Такими групами є олігохети і личинки хіро- номід. Так, наприклад, олігохети, зазвичай нечисленні в донних біоценозах, в місцях спуску побутових стоків часто розвивається у величезних кількостях. Тому багатьма гідробіології масовий розвиток олигохет (у багатьох випадках без більш точного визначення) розцінюється як показник забруднення.

Райт (Wright, 1955), Карр і Хілтон (Carr and Hiltonen, 1965), Хауміллер і Бітон (Hawmiller and Beeton, 1971), що працювали на озері Мічиган, використовують такі щільності олигохет для оцінки рівня забруднення:

  • • слабке забруднення - 100-999 екз. / М 2 ;
  • • середнє забруднення - 1000-5000 екз. / М 2 ;
  • • важке забруднення - більше 5000 екз. / М 2 .

Класичний варіант олігохетного індексу (ОІ) вперше був

запропонований Гуднайта і Уітлесм в 1961 р ОІ розраховується як відношення чисельності олігохет до загальної чисельності організмів в пробі. При цьому стан річки вважається хорошим, якщо ОІ менше 60%, сумнівним при ОІ в межах 60-80%, річка важко забруднена, якщо ОІ перевищує 80%.

Гуднайт і Уїтлі (Goodnight and Whitley, 1961) про санітарний стан річок судять за співвідношенням олигохет і інших мешканців дна. Ними використовувалися наступні показники:

  • • річка в хорошому стані - олигохет менше 60% від загального числа всіх донних організмів;
  • • в сумнівному стані - 60-80%;
  • • важко забруднена - більше 80%.

Кінг і Болл (King and Ball, 1964) ступінь забруднення оцінювали за співвідношенням ваги комах до ваги олигохет. Ними запропонований індекс забруднення побутовими і промисловими стоками:

Величина індексу (співвідношення /) буде зменшуватися при збільшенні забруднення.

Більшість дослідників вважають різноманітність фауни олігохет показником чистоти водойм. Серед олигохет при посиленні забруднення інтенсивно розвивається лише Zimnodrillus hofmeisteri , а інші види успішно розвиваються лише в олігосапробной умовах (Milbrink, 1973). При цьому є відомості, що для їх масового розвитку потрібно ряд інших умов (седиментація, якість грунтів, кількість хижаків і т.д.). Також відомо, що збільшення олигохет може бути наслідком наявності в водоймі інсектицидів, а їх відсутність при одночасному масовому розвитку членистоногих свідчить про наявність іонів важких металів (Brinhurst, 1966; Aston, 1973). Однак більшість дослідників (Чекаковская, 1962; Цветкова, 1967,1969; Білявська, Єгорова, 1970; Ліпсровская, 1970; Качалова, 1972; Ліперовская, Дрожбіна, 1972; Парел, 1973) доводять, що масовий розвиток олигохет є ознака забруднення водойм.

Е.А. Перелом (1974) був застосований ОІ для малих річок Латвії, ранжирувавши його відповідно до класифікації якості вод С.М. Драчева. На підставі значень модифікованого ОІ, названого коефіцієнтом Д перелом було виділено шість груп в досліджених водотоках: дуже чиста - 0,01-0,16 (або 1-16%); чиста - 0,17-0,33 (17-33%); помірно забруднена - 0,34-0,50 (34-50%); забруднена - 0,51-0,67 (51-67%); брудна - 0,68-0,84 (68-84%); дуже брудна - 0,85-1 (понад 85%).

В умовах Російської рівнини для великих річок добре зарекомендував себе інший метод Е.А. Перелом (1975), заснований на відношенні чисельності олігохет сімейства тубіфіцід до сумарної чисельності всіх олигохет:

де t - чисельність тубіфіцід;

Про - чисельність всіх олігохет.

За значеннями D 2 для річок Латвії були виділені: сильно забруднені води (0,8-1,0); забруднені (0,55-0,79); слабо забруднені (0,3-0,54); відносно чисті (менше 0,3). У малих швидкоплинних водотоках з різноманітною донної фауною пропонується використовувати коефіцієнт D 2 - співвідношення чисельності тубіфіцід і всього бентосу в пробі.

В даному випадку биоиндикация води проводиться щодо лише однієї групи донних тварин - малощетінкових черв'яків, не може бути успішно використаний в інших регіонах країни.

Значно ширше в зоогеографічному щодо застосування знайшов індекс, розроблений В.І. Попченко і А.Г. Резанова (1987). Для оцінки стану внутрішніх вод Європейського Півночі ними запропонований інформаційний індекс сапробності /, який представляє собою відношення масових, в різному ступені стійких до забруднення видів олігохет до загального складу фауни олігохст:

де / - індекс сапробності олігохет;

N - середня чисельність Tubifex tubifex ;

N h - середня чисельність Limnodrilus hoffmeisteri ;

N f - середня чисельність Spirosperma ferox ;

N o - середня чисельність всіх олігохет в біотопі.

Значення характеризують забрудненість вод наступним чином: сильно забруднені води (0,9-1,0); забруднені води (0,5-0,89); слабо забруднені води (0,3-0,49) чисті і відносно чисті води (менше 0.3).

Для оцінки стану води по зообентосу застосовуються також індекс Балушкіной (Балушкина, 1976):

де а р a ch і а 0 - допоміжні величини відповідно для підродин Tanypodinae , Chironominae і Orthocladiinae.

При оцінці олигохет як індикаторів забруднення водних екосистем В.І. Попченко враховував широку екологічну пластичність багатьох видів, типи водойм, для кожного з яких характерний певний комплекс видів, зоогеографічну область існування видів, обумовлену сукупністю абіотичних і біотичних факторів, а також ступінь вивченості олігохетофауни.

Наявність личинок веснянок, поденок і ручейников може бути також показником чистоти водойм (Caufin, Tarzwell, 1956; Tura- boiski, 1973).

Використання в якості біоіндикаторів великих таксонів поряд з перевагами має ряд істотних недоліків, так як не дозволяє виявити невеликі відмінності в рівнях забруднення (Brinkhurst, 1966). Для більш точної оцінки якості води пропонується визначати організми-індикатори до виду, оскільки кожен вид має власний рівень стійкості (Шкорбатов, 1926, 1928; Wurtz, 1955; Surbcr, 1963).

Існує ряд інших методів біологічної оцінки якості вод з використанням біоіндикаторів-організмів на різних таксономічних рівнях (Patrick, Strawbriage, 1963; Fjedingstad, 1964; Moller Pillot, 1971; Kiestra, Nissink, 1972).

Цанер (Zaliner, 1964) вважає, що в Боденському озері чисельність тубіфіцід служить класичним індикатором органічного забруднення, причому співвідношення:

тим вище, чим сильніше забруднення. Цанер (1966) показав залежність між якістю води та чисельністю тубіфіцід (табл. 20).

Таблиця 20

Щільності олигохет, що характеризують різні ступені забруднення Боденського озера (по Ценеру, 1965)

клас

чистоти води

Кількість тис. Екз. / М 2 Tubifex tubifex

Кількість тис. Екз. / М 2 Limnodrillus. sp

1-2

0,1-1

0,1-2

2-3

1-2

2-10

3

2-10

10-50

3-4

10-50

50-100

4

50-100 і більше

більше 100

Клас чистоти води по Лібманом (Liebmann, 1959) відповідає: 1 - олігосапробной ступеня, 2 - Р-мезосапробні, 3 - а-мезосапробні, 4 - полісапробной (Макрушин, 1974).

Однак далеко не всі види малощетінкових черв'яків можуть розглядатися як показники забруднення. Масовий розвиток олі- гохет, що спостерігається на забруднених ділянках, відбувається за рахунок одного-двох видів (зазвичай Tubifex tubifex і Limnodrillus hofmeisteri) і супроводжується загибеллю багатьох інших видів. Різноманітна фауна олигохет є показником чистоти води, а збільшується роль Limnodrillus hofmeisteri вказує почалося забруднення {Brinkhurst, 1966). Серед олигохет є показники олігосапробной умов (Milbrink, 1973).

Сильне органічне забруднення не завжди супроводжується масовим розвитком олигохет, так як щільність їх популяцій залежить від багатьох факторів-умов седиментації, якості грунту, хижаків, сезону року та інших (Zahner, 1964; Milbrink, 1973; Aston, 1973). Велика кількість членистоногих при відсутності олигохет може вказувати на наявність іонів важких металів, тоді як зворотна картина - на наявність інсектицидів (Brinhurst, 1966; Aston, 1973).

Ряд авторів (Gaufia and Tarswell, 1966; Gaufin, 1958; Gallup et al., 1970; Turaboiski, 1973 і ін.) Вважають, що присутність личинок веснянок, поденок і ручейников свідчать про чистоту води. У списку індикаторів сапробності (Додаток 2), серед веснянок і поденок немає а-мезо- і полісапробов. Система Вудівісса (Woodiwiss, 1964), її модифікації та деякі інші системи біологічного аналізу грунтуються значною мірою на індикаторному значенні великих таксонів.

Брінхест (Brinkhurst, 1966) вважає, що, використовуючи в якості біоіндикаторів таксони високого рангу, можна отримати відомості про забруднення, коли відмінності між пробами великі. Для виявлення невеликих відмінностей в рівні забруднення необхідно визначення матеріалу до виду, так як всередині великих таксонів є відмінності в рівні стійкості до забруднення.

Особливо часто для біотестування води застосовуються індекси, що враховують присутність, велика кількість і співвідношення представників різних, більш-менш великих таксонів надві- дового рангу.

Для визначення деяких з цих індексів важливі лише якісні ознаки: присутність у водоймі особин будь-яких видів, що відносяться до виділених таксономічних груп.

З таких показників найбільш широко застосовується для біоіндикації відомий «індекс річки Трент», або «індекс Вудівісса», введений автором в короткій і в розширеній модифікаціях.

Співвідношення показників великої кількості представників таксономічних груп надвидового рангу макрозообентосу також активно застосовуються для оцінки умов середовища і їх зміни. Так, використовуються співвідношення чисельності (або біомаси) амфіпод і ізопод, нематод з різних підкласів; хірономід і тотального бентоса; олигохет і тотального бентоса; олигохет і комах, олигохет і хірономід, олігохет і гаммарид і ін. Значення перелічених показників вважаються прямо залежать від ступеня забрудненості водного середовища.

Подібні ж індекси часто розраховуються екологами нс тільки для всього макрозообентоценоза в цілому, але і для окремих таксономічних груп бентонтов, подільних на підгрупи з яких-небудь систематичним або функціональними ознаками. Відповідно, в цих випадках індекси будуються на зіставленні показників достатку підгруп. Таким чином, співвідносяться показники достатку підгруп личинок хірономід, веснянок, поденок, ручейников, ракоподібних, молюсків, нематод, п'явок і ін. Особливо багато індексів побудовано на співвідношенні достатку різних підгруп олигохет.

Істотним недоліком усіх цих індексів є те, що в загальні великі групи об'єднані види з дуже різними вимогами до середовища. Наприклад, важко погодитися, що присутність особин будь-якого виду хирономид або будь-якого виду ручейников однаково характеризує середу. Насправді ці великі таксономічні групи об'єднують види з дуже різними екологічними валентності: від дуже вимогливих стенобіонтних до невибагливих Еврібіонтность. Тому подібні індекси, привабливі своєю простотою, не завжди забезпечують достатню надійність біотестування.

Наприклад, при аналізі показників великої кількості личинок хірономід враховується, що частка видів підродини Orthocladiinae в них зазвичай знаходиться в зворотній залежності від ступеня забрудненості, а частка видів підродини Tanypodinae - в прямий. Але при забрудненні видатків описані видоспецифічності стимуляція деяких ортокладіін, і, навпаки, лімітування таніподін, що суперечить звичним уявленням про індикаторної ролі цих підродин. Аналогічно, для біотсстірованія середовища станом спільноти олигохет часто розраховуються різні співвідношення їх толерантних і резистентних таксономічних груп (сімейств, родів або видів), або вибірково враховуються показники достатку таких груп. Але і ці індекси часто дають помилкову оцінку якості середовища.

Таким чином, з огляду на значну видоспецифичность вимог гідробіонтів до умов середовища, для забезпечення прийнятної точності біотестування потрібно враховувати видовий склад зообентосу. Відомі також інші спроби судити про чистоту води по аналогічним якісними ознаками - за присутністю особин будь-яких представників будь-якого таксону надвидового рангу: поденок, веснянок і ручейників, двостулкових і черевоногих молюсків та ін. Наявність будь-яких представників деяких вельми великих таксономічних груп (від родин до класів) розглядається в якості індикаторного ознаки токсопробності ГОСТом «Охорона природи. Гідросфера. Показники стану і правила таксації рибогосподарських водних об'єктів ».

Комбінований індекс стану спільноти по А.І. Ба Канова (1997,1999). При оцінці стану донних співтовариств ряду річок, озер і водосховищ Росії для кількісної характеристики стану бентоса автор використовував такі показники: чисельність ( N ), екз. / М 2 ; біомасу (В), г / м 2 ; число видів (S); видове різноманіття за Шенноном (Я), біт / екз .; олігохетний індекс Парел (ГІП,%), рівний відношенню чисельності олігохет- тубіфіцід до загальної чисельності бентосу, середню сапробність (СС), що розраховується як середньозважену сапробність трьох перших домінуючих за чисельністю видів бентосних організмів. Для об'єднання значень перерахованих показників і заміні їх одним числом пропонується результуючий показник - комбінований індекс стану спільноти (КПРС) (Баканов, 1997), що знаходяться за звичайною методикою розрахунку інтегральних рангових показників.

Спочатку все станції ранжуються по кожному показнику, причому, ранг 1 присвоюється максимальних значень N, В , Н і S. Якщо на кількох станціях значення будь-якого показника були однаковими, то вони характеризувалися одним середнім рангом. У статті наводяться різні версії підсумкової формули (підкреслимо, що в формули входять не абсолютні значення показників, а їх ранги):

, де біомасі надано «вага», рівний 2,

оскільки з нею пов'язана величина потоку енергії, що проходить через співтовариство, що надзвичайно важливо для оцінки його стану;

, де вважається, що

з забрудненням найбільш тісно пов'язана середня сапробність.

Чим менше величина КИСС, тим краще людського середовища.

Оскільки стан спільноти залежить як від природних факторів середовища (глибини, грунту, течії і т.п.), так і від наявності, характеру і інтенсивності забруднення, додатково розраховується комбінований індекс забруднення (КПЗ) (Баканов, 1999), що включає рангові значення трьох показників:

Ранжування показників тут проводиться в зворотному порядку (від мінімальних значень к-максимальним).

КИСС і КІЗ - відносні індекси, ранжирующие станції за шкалою, в якій найкраще за обраним набору показників людського середовища характеризується мінімальними значеннями індексів, найгірше - максимальними. Крім значень, що характеризують величини показників на конкретній станції, розраховують їх середні значення для всього набору станцій. Варіювання величин індексів на окремих станціях щодо середнього дозволяє судити, гірше або краще йдуть на них справи в порівнянні із загальною тенденцією.

Обчислення коефіцієнта рангової кореляції по Спирмену між значеннями КИСС і КІЗ показує, наскільки забруднення впливає на стан спільнот зообентосу. Якщо між значеннями цих індексів існує достовірна позитивна кореляція, то стан спільнот донних тварин в значній мірі визначається наявністю забруднень (в іншому випадку воно визначається природними чинниками середовища).

Індекс екологічного стану по Т.Д. Зінченко і Л.А. Ви- Христюк (2000). Запропонований спосіб комплексної оцінки річкової системи на основі інтегрального індексу екологічного стану екосистеми - ІІЕС, дає можливість оцінити сумарний ефект впливу забруднення на співтовариства гідробіонтів і на екосистему в цілому.

Основний підхід до побудови індексу полягає в наступному:

  • • виділяється деякий базове підмножина вимірюваних або розраховуються показників гідрохімічного (табл. 21) і біологічного (табл. 22) моніторингу;
  • • кожен показник ділиться на діапазони (з використанням статистичних методів або експертних оцінок);
  • • кожній області діапазону ставиться у відповідність оцінка в балах;
  • • для кожного тестованого об'єкта (наприклад, ділянки річки) індекс визначається як усереднена сума всіх показників в балах.

Таблиця 21

Градації концентрацій хімічних речовин для обчислення

бальної оцінки

показники

размер-

ність

бали

1

2

3

4

Межі зміни концентрацій

Хімічне споживання кисню (ГПК)

МГО / л

> 60

31-60

20-30

<20

Азот амонійний N - NH 4

мг / л

> 2,5

0,51-2,5

0,20-0,5

<0,20

Азот нітратний N- N0,

мг / л

> 2,5

0,71-2,5

0,30-0,70

<0,30

Азот нітритний N- N0 2

мг / л

> 0,1

0,021-0,1

0,005-0,02

<0,005

Фосфати Р - Р0 4

мг / л

> 0,3

0,101-0,3

0,03-0.1

<0,03

феноли

мкг / л

> 10

1-10

сліди

0

Градації біологічних показників для обчислення бальної оцінки

Таблиця 22

показники

размер-

ність

бали

1 _1_2

3

4

Межі зміни показників

Чисельність макрозообентосу N

ЕКЗ. / М 2

0-500

501-1000

1001-10000

> 10000

біомаса В

г / м 2

1-5,0

5,1-10,0

10,1-15,0

> 15,0

Кількість видів S

прим.

0-5

6-10

11-15

> 15

Індекс видового різноманіття Шеннона //

біт / екз.

0-1,0

1,1-2,0

2,1-3-0

> 3-0

Биотический індекс V

-

0-2

2-4

4-6

> 6

Індекс Парел D

-

0 81-1-00

0,56-0,80

0,30-0,55

<0,30

ІІЕС враховує обидві основні складові якості прісноводної екосистеми (хімічну та біологічну), виражені у відносних одиницях (балах), і розраховується як:

де В - використовувані біологічні показники;

Н - використовувані гідрохімічні показники;

N.hN. - кількість показників кожного класу, включених в розрахунок.

При складанні списку гідрохімічних показників в основу формування бальної системи була взята робота О.П. Оксиюк з співавторами (1993). Однак досить скупий і специфічний перелік прийнятих ними за основу інгредієнтів змушує задуматися, що автори сильно недооцінюють ступінь впливу мінералізації, важких металів і ін., Які традиційно вважаються більш небезпечними, ніж запропоновані показники.

У число відібраних біологічних характеристик включені найбільш широко вживані показники, що характеризують стан донних співтовариств. При розширенні аналізованих груп організмів за рахунок, наприклад, зоопланктону, таблиця може зазнати природні кількісні і якісні зміни.

Були експертно оцінені числові діапазони ІІЕС, відповідні кожної із зон, певною нормативними документами (Критерії оцінки ..., 1992):

Категорія водойми

Діапазон індексу ІІЕС

Зона екологічного лиха

<2

Зона екологічної кризи

2-3

Зона відносного екологічного благополуччя

> 3

 
<<   ЗМІСТ   >>