1. Биологическая индикация качества вод

В.И. Вернадский (1926) считал озерную воду биокосным веществом (телом), потому что ее химический состав и свойства в значительной мере определяются и изменяются в результате жизнедеятельности организмов. Исходя из этого, можно считать, что состав, обилие и функционирование жизни в воде отражают ее природное (естественное) или нарушенное качество, т.е. могут или должны служить биологическими индикаторами качества воды. Качество воды водоемов определяет уровень развития жизни в них и является необходимым условием экологической характеристики любого водного объекта.

Историческая справка. В 1850 г. в Лондоне была опубликована монография Хессела. В ней автор давал оценку качества воды по организмам фитопланктона и зоопланктона. Но основоположником гидробиологических методов оценки качества вод принято считать Фердинанда Кона, применившего в 1875 г. микроскопический метод анализа воды. Им была обнаружена зависимость видового состава гидробионтов от химического состава вод и, прежде всего, от растворенных в воде органических веществ.

Гидробиологический метод был продолжен исследованиями Меца в 1898 г. Он предложил списки гидробионтов-антагонистов, встречающихся только в исключительно чистых или в сильно загрязненных водах, а также списки "промежуточных" форм, характеризующих различные уровни загрязнения. К показателям абсолютно чистых вод Мец отнес типичных обитателей холодных вод горных ручьев и родников, не выносящих никакого загрязнения, а к их антагонистам - организмы, которые, по его мнению, в абсолютно чистых водах не встречаются вовсе, а в сточных водах могут достигать большой численности. Мец отмечал, что наличие некоторых из этих форм в небольшом количестве еще не указывает на то, что вода сточная, но нахождение даже их одиночных экземпляров не позволяет считать воду, безусловно, чистой.

В группу гидробионтов, выносящих слабое загрязнение, Мец внес 40 видов, к промежуточной, выносящих довольно сильное загрязнение - 37 видов.

Санитарно-экологическая характеристика многих гидробионтов, данная Мецем, вполне соответствует современной классификации гидробионтов-индикаторов сапробности. В дальнейшем шло накопление данных и систематизация сапробных комплексов гидробионтов. Расширение списков сапробных организмов позволяло дать сравнительную оценку влияния различных сточных вод на качество воды водоемов и водотоков.

Классическая система показательных организмов была создана физиологом Р. Кольквитцем и зоологом М. Марссоном. Название сапробионты (от греч. sapros - гнилой) было дано организмам, обитателям сточных вод, и катаробионты (от греч. katharos - чистый) - обитателям исключительно чистых вод. Под сапробностью авторы системы понимали способность организмов развиваться при большем или меньшем содержании в воде органических загрязнений. Позднее экспериментально было доказано, что сапробность организма обусловливается как его потребностью в органическом питании, так и резистентностью по отношению к вредным продуктам распада и дефициту кислорода в загрязненных водах.

Кольквитц и Марссон разделили сапробионтов на три группы:

) организмы собственно сточных вод - полисапробионты (р-сапробы);

) организмы сильно загрязненных вод - мезосапробионты (две подгруппы: α - мезосапробы и β - мезосапробы);

) организмы слабо загрязненных вод - олигосапробионты (о-сапробы).

В 1908 г. Кольквитц и Марссон опубликовали обширный список растительных организмов, а в следующем году - обширный список видов-индикаторов животных организмов. Эти списки в дальнейшем пополнялись.

биологическая индикация качество вода

Г.И. Долгов (1926), Г.И. Долгов и Я.Я. Никитинский (1927), обобщив опыт отечественных и зарубежных исследователей, внесли некоторые изменения в списки Кольквитца-Марссона. Эти изменения были учтены В.И. Жадиным и А.Г. Родиной (1950). Над уточнением списков видов-индикаторов работали многие зарубежные исследователи. Наиболее существенные изменения внесли М. Зелинка и П. Марван (Zelinka und Marvan, 1961), М. Зелинка и В. Сладечек (1964, 1969, 1973), А.В. Макрушин (1974). Варианты списков видов-индикаторов даны в "Унифицированных методах исследования качества вод" (1966). Дополнения к ним по составу (43 вида) с изменениями в степенях сапробности (s), сапробных валентностях и индикаторного веса некоторых видов сделаны Макрушиным (1974).

Системы видов-индикаторов сапробности вод положены в основу гидробиологических методов оценки качества вод в среднеевропейских странах. Они хорошо известны и в той или иной мере наряду с другими методами применяются и в других странах.

Особенно выдающуюся роль в дополнении и совершенствовании системы индикаторов сапробности вод сыграл чешский гидробиолог В. Сладечек. В 1973 он опубликовал самый полный список - около 2000 видов-индикаторов сапробности.

В России системы индикаторов сапробности широко использовались и совершенствовались многими исследователями.

Существующая ныне система индикаторных организмов не универсальна для всех материков и наиболее применима в европейской части Палеарктики.

 

.1 Характеристика вод по степени загрязнеия

 

1. Полисапробная (ρ-сапробная). Зона сильного загрязнения органическим веществом с очень низким содержанием или отсутствием кислорода. Организмы с высокой требовательностью к кислороду отсутствуют. Немногие виды живут на гниющей органике.

. Альфа-мезосапробная (α) зона, где имеется некоторое количество кислорода, с большим числом видов животных. Таковыми являются малощетинковые и круглые черви и личинки насекомых из отряда двукрылые (семейство комаров-звонцов).

. Бета-мезосапробная зона (β) зона, где гниение приближается к минерализации. Животные во множестве, с большим числом видов.

. Олигосапробная зона (о) характерна для чистых вод. Содержание О₂ высокое. Широкий систематический состав растений и животных. Олигосапробные водоемы мало отличаются от очень чистых (катаробных и ксеносапробных) водоемов по своим химическим показателям, но в них имеются следы деятельности человека, что отражается на увеличении количества сапрофитных организмов, содержащихся в воде. Чистая вода этих водоемов пригодна для всех видов использования, она служит и для питья, для чего достаточно ее хлорировать или озонировать.

Из данных характеристик следует, что по мере ухудшения качества воды состав гидробионтов становится ýже, а представительность низших таксонов увеличивается и в альфа-полисапробной зоне может быть огромной численность, например, таких видов, как Tubifex tubifex, Limnodrilus hoffmeisteri, виды р. Chironomus.

В обобщенном виде система сапробности может быть представлена в следующей схеме (табл.1).

Система сапробности Кольквитца и Марссона с момента ее опубликования стала классической, но постоянно корректируется и дополняется данными по химическому и биологическому качеству сапробных вод (зон) и по спискам групп гидробионтов с учетом физиологических характеристик экологических популяций в разных регионах.

Таблица 1. Показатели сапробности

Показатели	Зоны сапробности
	ρ-сапробная	a - мезосапробная	b - мезосапробная		олигосапробная
Концентрация бактерий в 1 мл	Сотни тысяч, миллионы	Сотни тысяч	десятки тысяч		десятки, сотни
Пожиратели бактерий	Масса	Много	Немного		Очень мало
Продуценты органи-ческого вещества	Нет	Мало	Немного		Много
Водные цветковые растения	Нет	Нет или мало	Немного		Много
Источник кислорода	Диффузия	Слабое*	Сильное*		Энергичное*
Потребность в кислороде	Ничтожная	Слабая	Очень большая
Кислородные условия	Анаэробные	Полуанаэроб-ные	А э р о б н ы е
Характер окислительных процессов	Восстанови-тельные	Восстановительно-окислительные	О к и с л и т е л ь н ы е
Степень минерализации органического вещества	Белковые вещества, полипептиды, углеводы	Аммиак, ами-нокислоты, амиды, амидо-кислоты	Аммиак, нитриты, нитраты	Нитраты
Угольная кислота	Очень много	Порядочно	Немного	Очень мало
Сероводород	Много	Порядочно	Очень мало	Нет
Форма соединений железа	FeS	FeS+Fe2O3	Fe2O3	Fe2O3

 

* Выделение свободного кислорода при фотосинтезе.

Биологические критерии оценки качества воды дают более обобщенные данные о состоянии водоема, чем химические показатели. Они характеризуют изменения состояния водоема, происходящие за большой отрезок времени воздействия на водоем. Биологический анализ используют для характеристики процессов антропогенного эвтрофирования и для оценки степени загрязнения. Преимущество биологической индикации в том, что:

) биологические процессы интегрируют влияние среды и изменение в структуре сообщества;

) биологические процессы вскрывают скорость и направление изменения отдельных параметров среды;

) морская (так же и пресноводная) биота, аккумулируя и трансформируя химические соединения, указывает на пути миграции и места накопления загрязняющих веществ в экологической системе.

Особенности водных биоценозов отражают качество вод и могут служить для его индикации. Если в биоценозе наблюдается увеличение численности организмов, устойчивых к некоторому типу загрязнения, по сравнению с численностью других организмов, то это может указывать на появление данного типа загрязнения. Сдвиг в доминировании по численности от тубифицид, личинок комаров-звонцов и стрекоз к поденкам, веснянкам и некоторым видам ручейников явно указывает на улучшение качества вод, на уменьшение в воде биогенных элементов.

Хозяйственно-фекальное загрязнение вод лучше оценивается по микробиологическим показателям. Бактериологический и микологический анализ воды может показать начальное или кратковременное органическое загрязнение. Массовое развитие бактерий или специфическое бактериальное загрязнение вызывают вспышку численности и разнообразия простейших, которых эффективно можно использовать в качестве индикаторов загрязнения. Состав и численность бактерий и простейших являются хорошим показателем качества активного ила в аэротенках и эффективности биологической очистки сточных вод по населению прудов-отстойников в отсутствие токсических загрязнений. Другие беспозвоночные - черви, моллюски, ракообразные, личинки насекомых, используются в сравнении зон, степени и качества комплексных загрязнений водоемов и водотоков.

Биологические эффекты (последствия) загрязнения проявляются в изменении физиологических, биохимических и генетических свойств организма и связанных с ними проявлений морфологического, этологического, популяционно-биоценотического и экосистемного характера.

1.2 Биологические методы качества воды

 

Методы биологической оценки качества воды подразделяются:

. Био (цено) тические индексы, характеризующие качество воды по составу и структуре сообществ.

. Индексы сапробности (расчетные индексы степени загрязнения воды).

. Индексы сходства видового состава сообществ, находящихся в разных условиях относительно загрязнения.

Химическое качество воды может быть установлено гидрофизическими и гидрохимическими методами, но оно никогда не будет полным без использования биологического метода. Первые два позволяют судить преимущественно об интенсивности антропогенной нагрузки, в то время как биологический метод дает возможность судить о последствиях этих воздействий, о степени нарушения "нормального" состояния экосистемы.

Биологическое качество водных экосистем в целом и их участков можно оценивать через структуру сообществ. Структура сообществ разного уровня загрязнений вод характеризуется видовым составом и показателями обилия организмов-индикаторов. Каждый организм осваивает среду обитания в пределах своих морфофизиологических характеристик (адаптаций) или толерантности.

Концепция организма-индикатора лежит в основе биотического индекса. Каждый биотический индекс может быть специфичным для одного, возможно двух-трех типов загрязнения, но не может быть чувствительным ко всем видам загрязнения.

Биотические индексы должны отражать специфику загрязнений с учетом географии распространения видов растений и животных. Наличие или отсутствие вида в сообществе должно соотноситься с ареалом вида. Расширение ареала может быть показателем загрязнения, например, теплового в северных широтах. В отличие от индексов разнообразия биотические индексы базируются на специфических (биологических, экологических, физиологических) особенностях организмов-индикаторов.

1.2.1 Био (цено) тические индексы

Био (цено) тические индексы или оценка степени загрязнения воды по сообществу показательных организмов. Оценка загрязнения воды по индикаторным организмам кажется наиболее простой: наличие или отсутствие организмов известной степени сапробности в анализируемой пробе планктона или бентоса сразу ориентирует исследователя относительно качества воды (загрязнения). Однако, здесь не все так однозначно. Например, речка может быть сильно загрязнена, в нее сбрасываются бытовые сточные воды или стоки бродильного, или молочного производства. Налицо все признаки загрязнения: заиление дна, развитие нитчаток и грибов, "цветение" воды и пр. Если взять пробу грунта там, где создаются условия для накопления ила (слабое течение, замедленный водообмен), то найденные там организмы, например, Tubifex tubifex (трубочник) или Chironomus plumosus (мотыль) покажут сильное загрязнение (альфа-мезо - или и полисапрбную зону). Там, где течение посильнее, грунт уже будет представлен, более или менее, заиленным песком и в нем мы обнаружим уже больший состав донных организмов, пусть того же уровня сапробности. Там же, где течение быстрое (стрежень), грунт будет представлен песком, возможно, с галькой. Взятые здесь пробы могут дать состав организмов, характерных для участков реки не подвергающихся загрязнению, типиных бэта-мезосапробов. В связи с этим, к оценке загрязнения водоема надо подходить дифференцированно и правильнее будет выделять отдельные зоны по сапробности относительно места или источника загрязнения. Наконец, при оценке загрязнения по индикаторным организмам, необходимо давать оценку не по отдельным видам, а по биоценозам. На этом принципе основаны приведенные ниже индексы (степень) качества или загрязнения воды.. Синезеленые водоросли, коловратки - сем. Bdelloidae, плюс Cephalodella megalocephala и Proales decipiens.

II. Олигохеты, пиявки и легочные моллюски.. Protozoa.. Диатомовые, красные и большинство зеленых водорослей.. Все коловратки, кроме, включенных в группу I, двустворчатые моллюски, переднежаберные моллюски и планарии-трикладиды.. Все насекомые и ракообразные. Все рыбы., VI и IV показывают хорошее качество, V и III - сомнительное, II - грязное и I - очень грязное.

Биотический индекс основывается на характеристиках сообществ относительно степени загрязнения воды (табл.2).

Таблица 2. Биотический индекс "Река"

Статус загрязнения	Биот. индекс	Тип сообщества макробеспозвоночных	Рыбный потенциал
Незагрязненная	6	Широкое представительство чувствительных, факультативных и толерантных хищных, травоядных, фильтраторов и детритофагов	Все характерные рыбы для естественных вод
Слабое до умеренного загрязнение	5-4	Чувствительные хищники и травоядные, редуцированные до обособленных популяций или отсутствуют совсем. Факультативные хищники, растительноядные и, возможно, фильтраторы и детритофаги характерные для чистых вод. Рост численности с более низким индексом.	Более чувствительные виды рыб убывают в численности
Умеренное загрязнение	3	Все чувствительные виды отсутствуют. Факультативные хищники (пиявки) отсутствуют или редки. Хищники сем. Pelopiinae и растительноядные тендипедиды присутствуют в больших количествах	Только "грубые" рыбы
От умеренного до сильного загрязнения	2	Факультативные и устойчивые виды сильно уменьшаются в численности, если загрязнения токсичные; если органики не много, то виды, устойчивые к недостатку кислорода, присутствуют в больших кол-вах.	Рыбы только с высокой устойчивостью к загрязнениям
Сильное загрязнение	Только очень устойчивые детритофаги (Tubificidae) присутствуют в большом количестве	Рыб очень мало, если они вообще есть
Определенное (отдельное) загрязнение, обычно токсичное.	0	Макробеспозвоночные отсутствуют.	Рыб нет

 

Биотический индекс в целом оценивает структуру сообщества, однако к его недостаткам можно отнести недостаточную корреляцию "группы" с численностью входящих в нее животных. При этом значение очень малочисленной "группы" может быть завышено. Указанные в таблице тубифициды - это, прежде всего, вид Tubifex tubifex и род Limnodrilus. Под красными хирономидами понимаются виды р. Chironomus; азеллюс - Asellus aquaticus (водяной ослик) - равноногий рачок.

По мнению большинства специалистов, организмы зообентоса наиболее четко отражают степень загрязнения водоемов. Они удовлетворяют многим требованиям к биоиндикаторам: повсеместная встречаемость, достаточно высокая численность, относительно крупные размеры, удобство сбора и обработки, сочетание приуроченности к определенному биотопу с их подвижностью, достаточно продолжительный срок жизни, чтобы аккумулировать загрязняющие вещества за длительный период.

В настоящее время в мировой практике используются свыше 60 методов мониторинга по зообентосу. Показатели зообентоса входят в качестве основных элементов в программу гидробиологических наблюдений Общегосударственной службы наблюдений и контроля над уровнем загрязнения водных объектов. Общей программой предусматривается определение общей численности организмов зообентоса (экз. /м²), общей биомассы (г/м²), общего числа видов, количества групп по стандартной разборке, числа видов в группе, численность основных групп (экз. /м²), биомасса основных групп (г/м²), массовых видов и видов-индикаторов сапробности (название, % общей численности, сапробность).

При загрязнении обычно уменьшается общее число видов в донном сообществе, причем это сокращение часто идет быстрее, чем уменьшение обилия организмов. В результате падает значение индекса удельного видового богатства, находимого, например, по формуле Маргалефа.

Распределение численности и биомассы организмов в водоемах характеризуется определенными статистическими законами. Для бентосных организмов наиболее характерно отрицательное биномиальное или лог-нормальное распределение, а при низком обилии - распределение Пуассона. При изменении условий обитания животных, например, вследствие загрязнения, параметры статистических распределений меняются. Обычно при ухудшении условий асимметрия увеличивается, при улучшении - уменьшается.

Индекс Вудивисса. Один из самых широко применяемых методик оценки загрязнения пресных вод - метод биотических индексов. Наиболее известен из них индекс Вудивисса. Изучая влияние загрязнения на бентос реки Трент (Англия), Вудивисс обратил внимание на то, что по мере увеличения интенсивности загрязнения вначале из состава донной фауны выпадают наиболее чувствительные группы животных - веснянки, затем поденки, ручейники и т.д. В конце концов, остаются только олигохеты и личинки красного мотыля, исчезающие только при очень сильном загрязнении. На этом основании он разбил возможные степени загрязнения на 10 классов и построил таблицу для определения этих классов по наличию и отсутствию отдельных групп гидробионтов с учетом общего количества таких групп на изучаемом участке. Большая ценность метода заключается в сравнительной легкости идентификации указанных групп, что может делать и не специалист-систематик.

Применяемый индекс Вудивисса вполне пригоден для биоиндикации состояния малых рек европейской части, загрязняемых большей частью бытовыми стоками. Пробы бентоса можно взять прямо с берега реки сачком, малой драгой или даже ведром. Этим индексом успешно пользуются школьники при квалифицированной помощи учителя или специалиста-гидробиолога и студенты под руководством преподавателя, знакомого с фауной пресных вод региона. Однако надо иметь ввиду, что даже грязные речки могут иметь у берега заросли высшей водной растительности. Пробы, взятые в их пределах, могут дать сообщества вполне "чистых" видов (личинки поденок и ручейников, жуки и рачки-хидориды), что может исказить общую картину состояния загрязненности реки. Этот индекс плохо работает на быстрых речках с каменистым или песчаным дном.

Оценка качества исследуемых водоемов, проводимая по личинкам насекомых, неизменно дает положительные результаты. Многие личинки ручейников, веснянок и поденок обитают лишь в чистых участках водоемов, на слабо заиленных субстратах, в то время, как личинки хирономид - более выносливых к загрязнению - обитают среди иловых отложений.

Хорошими индикаторами загрязнения водоемов являются губки и мшанки, которые обитают только в чистых, богатом кислородом биотопах, и не выносят малейшего загрязнения воды. Живут они чаще всего в обрастаниях различных субстратов, находящихся в толще воды.

Моллюски не всегда могут быть использованы как четкие показатели степени сапробности водоема, так как вследствие толщины створок раковины (двустворчатые) или плотно закрывающихся крышечек (живородки, затворники, битинии) они оказываются относительно более защищенными и менее чувствительными к загрязнению, чем прочие донные животные. Однако легочные моллюски, особенно катушки и речные чашечки, относятся к достоверным индикаторам качества вод, что неоднократно отмечалось в литературе.

Наиболее выносливы к загрязнению пелофильные олигохеты. Как уже было сказано, они вместе с нематодами последними погибают при сильном загрязнении водоемов. Так, ряд исследователей, работающих на озере Мичиган, пришли к выводу, что плотность олигохет до 1 тыс. экз. /м² указывает на слабое загрязнение, от 1 до 5 тыс. экз. /м² - среднее, свыше 5 тыс. экз. /м² - сильное. В дальнейшем было уточнено, что сильное загрязнение характеризуется плотностью олигохет свыше 10 тыс. экз. /м². В нашей стране этот подход использован на различных типов водоемов, но на участках водохранилищ с высокой степенью проточности обилие реофильных видов олигохет приводит к заниженной оценке степени загрязнения.

Индекс Гуднайта-Уитли. Достаточно широко применяется в мировой практике также индекс Гуднайта-Уитли, показывающийся отношение численности олигохет к численности всего зообентоса. Если доля олигохет ниже 60%, состояние участка водоема считается хорошим, от 60% до 80% - сомнительным, свыше 80% - тяжелым. По величине этого индекса выделяют 6 классов чистоты воды.

1.2.2 Индексы сапробности

Для характеристики загрязнения водоемов по бентосу используются также индексы сапробности. Сапробиотические характеристики берутся обычно из различных публикаций, среди которых видное место занимает основополагающие работы Сладечека. Применение данного метода затрудняется тем, что для многих бентосных организмов величина индикаторной значимости и сапробной валентности неизвестна. Кроме того, иногда один и тот же вид животных разными авторами характеризуется в диапазоне от олиго - до полисапробного.

Антропогенное воздействие сказывается на функциональных, в том числе продукционных показателях донных гидробионтов. Для оценки этого влияния могут использоваться такие индексы, как Р/В, P/R, R/B, где Р - продукция, R - траты на обмен, В - биомасса. Так, в реке Ижора, величина P/R изменяется от 0,151 (на чистом участке) до 0,532 (на самом загрязненном). В Красноярском водохранилище этот показатель меняется от 0,11 до 0,46.

Продукционные характеристики, в конечном счете, самые важные для оценки сообщества водных организмов, их колебания отражают интегральное влияние всех факторов среды, поэтому использование их чрезвычайно привлекательно. Но следует отметить, что продукция, как правило, расчетная характеристика, точность оценки которой может быть невелика, получение, же соответствующих эмпирических данных весьма трудоемко и требует специальных продукционных исследований.

В отличие от биоценотических индексов, индексы сапробности характеризуют качество воды или ее сапробиологическую оценку по набору и количественным показателям популяций видов-индикаторов в пробах планктона и бентоса. Индексы сапробности могут характеризовать как точечные или локальные состояния воды водоема, так и позволяют дать оценку процессов самоочищения, например, в реке при отборе проб по заданной сетке станций относительно места сброса сточных вод. Пробы обычно отбираются до (выше) сброса, в районе сброса (на небольшом удалении) и далее по факелу распространения сточных вод.

Метод Пантле-Букк. Индекс сапробности Пантле и Букк (Pantle und Buck, 1955).

, где

S - индекс сапробности, s - индикаторная значимость вида (s: = 1 - олигосапробы, = 2 - альфа-мезосапробы, = 3 - бета-мезосапробы, = 4 - полисапробы); h - относительное количество особей вида (h: = 1 - cлучайные находки, = 3 - частая встречаемость, = 5 - массовое развитие). При S = 4.0-3.5 - полисапробная зона, = 3.5-2.5 - мезосапробная зона, = 2.5-1.5 - мезосапробная зона, = 1.5-1.0 - олигосапробная зона, = 0.5-0 - ксеносапробные воды. Метод Пантле-Букк широко применяется гидробиологами в оценке загрязнения природных вод (оценке сапробности) по фито - и зоопланктону и зообентосу.

Н.А. Дзюбан и С.П. Кузнецова (1981) предложили модификацию индекса Пантле-Букк:

, где

где n - фактическая численность индикаторного вида в пробе, S - средний индекс сапробности, s - сапробность отдельных видов.

Определение сапробности по этому модифицированному индексу Пантле-Букк проводится по следующим значениям:

Шкала сапробности	Значения сапробности S
Ксеносапробная	<1
Олигосапробная	³1<2
b - мезосапробная	³>2<3
a - мезосапробная	³3<4
Полисапробная	³4

 

Рассчитанные значения по этой формуле некоторые исследователи считают более объективными, и они позволяют регистрировать даже небольшие изменения качества воды.

В.Ю. Захаров в "Методическом руководстве" (1997) приводит расчет сапробности по модифицированной формуле Пантле-Букк для нескольких рядов наблюдений (например, индексов сапробности для нескольких групп организмов из одного места сбора материала):

где Sm - средний индекс сапробности для анализируемых групп организмов; S₁, S₂,. S_k - индексы сапробности для групп организмов 1, 2, k (например, для фитопланктона, зоопланктона и зообентоса); Sn₁ + Sn₂ +.. + Snk - суммы численностей видов в анализируемых группах организмов. Наиболее достоверные результаты получаются при наличии в расчетах более 7 видов.

Сейчас широко используются методы, основанные на характеристиках структуры зообентоса. Они позволяют оценить среднее состояние экосистемы за более длительный период времени. Сообщества донных животных, аккумулируя информацию об окружающих их условиях обитания (химических характеристиках воды и дна), реагируют на изменения ее качества соответствующими перестройками структуры и изменениями количественного развития.

В настоящее время разработано много методов оценки качества воды по составу донной фауны, среди которой чаще всего используются ее доминирующие виды. Некоторые исследователи создали индексы загрязнения воды на основе видового состава и численности малощетинковых червей и считающих наиболее универсальным индекс Гуднайта и Уитлея.

Индекс Гуднайта и Уитлея. Гуднайт и Уитлей о санитарном состоянии рек судят по соотношению олигохет и других обитателей дна: река в хорошем состоянии - олигохет менее 60% от общего числа всех донных организмов, в сомнительном состоянии - 60-80%, тяжелое загрязнение - более 80%.

Цанер (1964) качество вод оценивает по величинам абсолютной численности Tubifex tubifex и видов р. Limnodrilus:

Класс чистоты воды T. tubifex L. Hoffmeisteri (тыс. экз. /м²) (тыс. экз. /м²)

- 2 0,1-1,0 0,1-0,2

- 3 1,0-2,0 2,0-10,0

2,0-10,0 10,0-50,0

- 4 10,0-50,0 50,0-100,0

50,0-100,0 более 100,0

Э.А. Пареле, изучавшая загрязнения малых рек Латвии, предложила 4 олигохетных индекса, каждый из которых был более или менее эффективен для определенных рек и условий загрязнения:

 

где:

Т - тубифициды, В - все организмы бентоса + олигохеты без некоторых тубифицид, О - все олигохеты + тубифициды, S - отдельный вид тубифицид (Tubifex tubifex, Limnodrilus hoffmeisteri).

В условиях Латвии хорошо зарекомендовал себя метод, основанный на оценке отношения численности тубифицид к численности олигохет:

 

Д₂ = N _Tubificidae/ N _Oligochaeta,

где индекс 0,3 - относительно чистая река, 0,3-0,54 - слабо загрязенная, 0,55-0,79 - загрязненная, 0,8-1,0 - сильно загрязненная река.

Для рек, где немалое значение имеют, и другие организмы бентоса имеет смысл применять и другой индекс, основанный на оценке доли олигохет в составе зообентоса:

Д₁ = N _Oligochaeta /N _{зообентоса}.

На основании показателей Д₁ участки исследованных водотоков подразделяются на 6 групп: 0,01-0,16 - очень чистая, 0,17-0,33 - чистая, 0,34-0,5 - умеренно (слабо) загрязненная, 0,51-0,67 - загрязненная, 0,68-0,84 - грязная, 0,85-1,0 - очень грязная.

С учетом экологического и зоогеографического облика малощетинковых червей для оценки состояния чистоты внутренних вод Европейского Севера был предложен индекс, характеризующий отношение массовых видов (обладающих разным потенциалом устойчивости к загрязнению) к общему составу фауны малощетинковых червей:

 

I_s = N_t + N_h + N_f / No,

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

Райт (Wright, 1955), Карр и Хилтонен (Carr and Hiltonen, 1965) для оценки уровня загрязнения использовали данные по плотности олигохет-тубифицид:

слабое загрязнение - 100-999 экз. /м^2,среднее загрязнение - 1000-5000 экз. /м^2,тяжелое загрязнение - более 5000 экз. /м².

Олигохеты - повсеместно встречающихся и часто доминирующих в бентосе и в зарослевой фауне группа животных большинства водоемов. Они наиболее часто привлекаются различными авторами для целей биоиндикации, так как в местах сильного органического загрязнения наблюдается массовое развитие некоторых из них.

Многие виды олигохет могут служить индикаторами качества вод, однако, только немногие виды характеризуют степень загрязнения воды. Это виды: Tubifex tubifex, Limnodrilus hoffmeisteri и L. udekemianus. Практически только эти виды следует использовать в формулах индексов сапробности, где указываются олигохеты, причем, Tubifex tubifex наиболее определенно характеризует органические, легкоокисляемые загрязнения, например, хозфекальные, молочные или бродильного производства, в то время как Limnodrilus hoffmeisteri и L. udekemianus - в массе развиваются в зоне промышленных загрязнений, особенно стоками ЦБК. Есть два вида наидид (нематоды) - Nais elinguis и Aulophorus furcatus, которые наряду с предыдущими могут использоваться как индикаторы альфа-мезо и полисапробных вод, но ввиду их редкой встречаемости и малочисленности в пробах они малопригодны в расчетах. В связи с этим, важно заметить, что если в формуле указываются олигохеты (О или Т - тубифициды), то надо оговаривать, какие виды имеются ввиду.

Известно так же, что олигохеты не могут служить индикатором разового или прерывистого загрязнения (за исключением случаев катастрофической гибели при чрезмерной нагрузке), так как продолжительность их жизненного цикла достаточно велика. Они дают информацию о состоянии водоема за довольно длительный период, предшествующий времени наблюдения, что иногда бывает очень важно.

Е.В. Балушкина (1976, 1987) предложила хирономидный индекс

где: α = N+10 - вспомогательная величина: N - относительная численность особей всех видов подсемейств (t - Tanypodinae, ch - Chironominae, o - Orthocladiinae и Diamesinae); слагаемое 10 подобрано эмпирически.

При К = 0,136-1,08 - чистая вода; 1,08-6,5 - умеренно загрязненная; 6,5-9,0 - загрязненная; 9,0-11,5 - грязная вода.

Представители п/сем Chironominae и Tanypodinae встречаются в массе в загрязненных водах. Род Chironomus - полиморфный и эврибионтный, виды которого трудно и часто неправильно идентифицируются, поэтому один и тот же вид разными авторами указывается в качестве индикатора для разной степени загрязнения вод. Chironomus plumosus может быть в массе в сильно эвтрофированных водоемах и отсутствовать в водоемах, в которые поступают стоки с полей фильтрации и скотного двора. Здесь встречаются Ch. annularius и Glyptotendipes barbipes. При сильном загрязнении легко окисляемой органикой Ch. plumosus может быть в массе. При промышленном загрязнении (стоки ЦБК) в массе развивается Ch. tummi, менее требователен к кислороду.

П/сем. Tanypodinae: Prodiamesa olivacea - ρ - α - мезосапроб; Procladius choreus и P. ferrugineus - эврисапробы. Род Psectrotanypus - в слабо загрязненной зоне. Macropelopia nebulosa - эврисапроб (β - мезо - олигосапроб). Ablabesmija monilis - α - мезосапроб.

П/сем. Orthockladiinae - в большинстве стеноксибионты, оксифильны.

Оценку загрязненности проводят по показателям развития бактериопланктона. 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 102-103 клеток/мл, указывает на ту или иную степень загрязнения этими веществами.

1.2.3 Индексы сходства видового состава

Показатели сходства биоценозов представляют интерес для сравнения между собой целых водоемов, их участков, определенных экологических зон и особенно в оценке степени деградации биоценозов в одном водоеме (реке) на пути переноса и трансформации (разбавления) сточных вод, иначе говоря, индексы биоценологического сходства позволяют оценить интенсивность процессов самоочищения в реке. В озере индексы сходства позволяют оценить продолжительность, характер и степень загрязняющих отложений на дне по многолетним сборам зообентоса.

Наиболее удобно проводить попарное сравнение биоценозов по Жаккару (Jaccard, 1908, 1912):

; ;

где:

с - число видов, общих для двух участков (биотопов, биоценозов), a и b - число видов соответственно на обоих участках.

Сёренсен (Sörensen, 1948) использует индекс Жаккара в несколько измененном виде:

здесь j, a и b - то же, что и в формуле Жаккара.

По данным k для сравниваемых участков составляется матрица:

	1	2	3	4	5	6	7	8	9	10
1	0
2		0
3			0
4				0
5					0
6						0
7							0
8								0
9									0
10										0

 

Коэффициент k имеет значения от 0 до 100%. Нулевое значение показывает полное несовпадение списков в сравниваемых пробах; 100% значает полное совпадение списков, чего практически не бывает. Полученные данные (проценты) матрицы делятся на группы сходства, соответствующие степени загрязнения, например, 65-80% - высокое сходство может быть между участками, близкими по условиям: чистые или одинаково загрязненые, 50-64% - показывают слабое загрязнение относительно чистых участков, 30-49% - умеренное загрязнение, 15-29% - низкое сходство, например, между чистыми участками и сильно загрязненными (разные загрязнения).

Б.А. Вайнштейн (1967) для оценки сходства биоценозов по обилию и видовому составу применил коэффициент биоценологического сходства (Кб):

 

Кб - коэффициент сходства видового состава:

Ко - коэффициент общности удельного обилия, предложенный А.А. Шорыгиным (1939, 1952) для сравнения спектров питания рыб и использованный Б.А. Вайнштейном (1949) для оценки сходства сообществ вычисляется следующим образом. Сначала определяется удельное обилие каждого вида в каждом биоценозе, т.е. процент числа особей данного вида от общего их числа в биоценозе.

Затем в двух сравниваемых биоценозах удельные обилия общих им видов сравниваются, отбираются меньшие величины для каждого вида и суммируются:

 

К_о = S О_мин.

В качестве индикатора степени используется зообентос.

Индекс Шеннона. В основу группы индексов видового разнообразия положено правило уменьшения числа видов с увеличением загрязнения. Чаще всего используется модификация индекса разнообразия Шеннона, предложенная Вильмом и Доррисом (Wilhm, Dorris, 1968) в качестве показателя степени загрязнения вод.

 

d = - S (n_i / n) log _{2 (}n _i / n),

где n_i - число особей i-го вида, n - число особей в пробе, s - число видов. Считается, что d > 3 соответствует чистым, d от 1 до 3 загрязненным, d < 1 - грязным водам.

Индекс Коте. При хорошем знании фауны реки достаточно иформативным может быть индекс "видового дефицита" Коте (Kothe, 1962):

где Ai - число видов выше сброса сточных вод или загрязнения, Ax - число видов ниже сброса сточных вод или загрязнения.

При всем многообразии индексов оценки качества вод или степени загрязнения их, следует подходить к ним дифференцированно и выбирать их (индексы) в соответствии с уровнем и задачами исследования.

Для специальных исследований, выполняемых по научным программам, следует использовать расчетные индексы, например, Пантле-Букк, Шеннона, олигохетные индексы Пареле, хирономидный индекс Балушкиной. Для экспресс-анализов, например, при прохождении полевой практики студентов по гидробиологии, при выполнении курсовых работ или при проведении экскурсий со школьниками на водоемы, когда нет специальных плавсредств и приборов для отбора проб, следует использовать более простые в расчетах индексы видового сходства (разнообразия), например, индексы Коте, Жаккара, Сёренсена или биоценотические индексы Бека, Вудивисса. Кстати сказать, сам Вудивисс, по рассказу очевидцев, пользовался своим методом просто и оригинально: он заходил в воду реки в высоких резиновых сапогах, зачерпывал ведром грунт, размывал его по частям с помощью сита и выбирал организмы. Сортировка по группам организмов без детальных определений видов позволяла на месте судить о степени чистоты воды в данном месте.

Список литературы

 

1.      Арустамов Э.А., Леванова И.В., Баркалова Н.В. Экологические основы природопользования.М. 2000 г.

2.      Владимиров А.М. и др. Охрана окружающей среды. Л.: Гидрометиоиздат, 1991.

.        Голубовская Э.К. Биологические основы очистки воды.М., Высшая школа. 1978.

.        Дмитриев М.Т., Казнина Н.И., Пинигина И.А. Санитарно-химический анализ загрязняющих веществ в окружающей среде. М.: "Химия", 1989.

.        Еремин В.Г., Сафонов В.Г. Экологические основы природопользования.М. 2002.

.        Жуков А.И., Монгайт И.Л., Родзиллер И.Д. Методы очистки производственных сточных вод. М.: Химия, 1996.

.        Миронов А.Г. Санитарно-биологические исследования в Черном море. СПб.: Гидрометеоиздат, 1992.

.        Новиков Ю.В. Экология, окружающая среда и человек: Учебное пособие. М., 1998.

.        Общая экология: Учеб. / Под ред.А.С. Степановских. - М.: ЮНИТИ, 2000.510 с.

.        Орлов Д.С. Экология и охрана биосферы при химическом загрязнении: Учеб. пособие / Орлов Д. С, Садовникова Л.К., Лозановская И.Н. М.: Высшая школа, 2002.334 с.

.        Охрана производственных сточных вод и утилизация осадков. Под редакцией Соколова В.Н. М.: Стройиздат, 1992.

.        Петров К.М. Общая экология: Взаимодействие общества и природы: Учебное пособие для вузов.2-е изд., стер. СПб: Химия, 1998.

.        Семерных В.П. Санитарная гидробиология. Ярославль. 2001.

.        Телитченко М.М. Биологическое самоочищение и формирование качества воды. М.: Наука, 1975.

.        Телитченко М.М. Самоочищение и биоиндикация загрязненных вод. М.: Наука. 1980.

.        Ушаков Г.В., Солодов Г.А. Экология. Биосфера и человек. Кемерово, 1999 г.

.        Хотунцев Ю.Л. Человек, технологии, окружающая среда М.: Устойчивый мир, 2001.