Взаимосвязь индекса Пареле с классами качества воды и зонами сапробности

Не осталась без внимания исследователей и такая признанная группа биоиндикаторов загрязнения воды, как личинки и куколки хирономид. Индексы, основанные на учете личинок водных насекомых, более других подвержены ошибкам за счет особенностей сезонной динамики гидробионтов. Во время массового дружного вылета имаго насекомых из водоема величины этих индексов резко изменяются вне зависимости от степени загрязнения, поэтому соответствующие методики желательно применять только к пробам, собранным в одну и ту же фазу жизненного цикла насекомых.

Д.Л. Кинг и Р.С. Болл [King, Ball, 1964^М] для оценки санитарного состояния водоёма предложили индекс загрязнения бытовыми и промышленными стоками, значение которого уменьшается при загрязнении: .

При оценке эвтрофирования Куйбышевского водохранилища в многолетнем ряду измерений использовались следующие соотношения:

суммарная численность хирономид Chironomus sp. (N_Ch) и Procladius sp. (N_Pr) к общей численности бентоса (N): (N_Ch + N_Pr) / N ;

численность мирных Chironomus sp. (N_мСh) и хищных Procladius sp. (N_хРr): N_мСh / N_хРr ;

суммарная численность олигохет (N_О) и хирономид: N_О / N_Ch.

Определённое направленное изменение этих показателей интерпретируется как свидетельство интенсивности происходящего процесса эвтрофирования.

Индекс Е.В. Балушкиной основан на соотношении численности подсемейств хирономид:

К = (a_t + 0.5 a_ch) / a_{o ,} (4.2)

где a_t, a_ch и a_o – смещенные относительные численности отдельных групп хирономид: соответственно, Tanypodinae (a_t), Chironomidae (a_ch), Orthocladiinae и Diamesinae (a_o); a = N + 10, где N – относительная численность особей всех видов данного подсемейства в процентах от общей численности особей всех хирономид. Предлагается следующая связь индекса Балушкиной, который может варьироваться в диапазоне от 0.136 до 11.5.

2. Оценка качества экосистемы по индексам видового разнообразия

Видовое разнообразие слагается из двух компонентов:

видового богатства, или плотности видов, которое характеризуется общим числом имеющихся видов;

выравненности, основанной на относительном обилии или другом показателе значимости вида и положении его в структуре доминирования.

Таким образом, один из главных компонентов биоразнообразия – видовое богатство или плотность видов – это просто общее число видов, которое в сравнительных целях иногда выражается как отношение числа видов к площади или числа видов к числу особей. Так, например, Р.Маргалеф предложил в качестве меры биоразнообразия индекс видового богатства Маргалефа:

d = (s – 1) / ln N ,

где s – число видов, N – число особей.

Е.Ф. Менхиникк рассчитывал видовое богатство полевых насекомых по несколько другой формуле, используя в знаменателе функцию квадратного корня (индекс Менхиникка):

d_М = (s – 1) / (N)^1/2 .

Виды, входящие в состав биоценоза, очень сильно различаются по своей значимости. Традиционно принято выделение следующей иерархии видов: руководящие (или "доминантные") виды; за ними следует группа "субдоминантов"; остальные же виды считаются второстепенными, среди которых отмечают случайные или редкие. Значение отдельных видов должно определяться тем, какую роль играют они в функционировании экосистемы или в продукционном процессе. Но при исследованиях водных сообществ установить истинную функциональную роль видов нелегко, если об их значении судить только по обилию, т.е. численности и биомассе.

При этом для анализа биоразнообразия и степени доминантности в разных ситуациях используют два традиционных подхода:

сравнения, основанные на формах кривых относительного обилия или доминирования – разнообразия:

сравнения, основанные на индексах разнообразия, представляющих собой отношения или другие математические выражения зависимости между числом видов и их значимостью.

Е.Ф. Менхиникк рассчитывал видовое богатство полевых насекомых по несколько другой формуле, используя в знаменателе функцию квадратного корня (индекс Менхиникка):

d_М = (s – 1) / (N)^1/2 .

Индексы доминирования. Для природных биоценозов принято использовать индекс доминирования И. Балога: D_i = N_i / N_s,

где N_i – число особей i-го вида, N_s – общее число особей в биоценозе. К сожалению, этот идеальный по своей простоте индекс не отражает самого смысла доминирования, поскольку может принимать, например, значение 0.5 как при истинном доминировании, когда при нескольких сотнях видов один вид выражен половиной численности, так и в случае двух особей двух видов.

Другая формула индекса доминирования (или доминантности) предложена А. Ковнацки на основе "коэффициента обилия" В.Ф. Палия (индекс доминирования Палия – Ковнацки):

D_i = 100 × p_i ×N_i / N_s , (4.4)

где p_i – встречаемость; p_i = m_i / M_i , m_i – число проб, в которых был найден вид i, M – общее число проб, N_i – число особей i-го вида, N_s – общее число особей в биоценозе. Для характеристики видового комплекса предлагается выделять доминанты в пределах 10 < D_i < 100, субдоминанты – в пределах 1 < D_i < 10, субдоминанты первого порядка – в пределах 0.1 < D_i < 1 и второстепенные члены – 0.01 < D_i < 0.1.

К. Шеннон определил энтропиюопыта Н, как среднее значение неопределенности отдельных исходов:

для случая двух опытов

H(  ) = – (1/r) log(1/r) – (1/l) log(1/l)

или в общем случае произвольного опыта с k исходами, имеющими вероятности P₁, P₂, …, P_k

I (a,b) = H(b) – H_a(b)

где H ( ) – условная энтропия опыта  после выполнения опыта  (т.е. снижение неопределенности  в результате выполнения  ).

При расчете энтропии Н по Шеннону считается, что каждая проба – случайная выборка из сообщества, а соотношение видов в пробе отражает их реальное соотношение в природе. В качестве оценок вероятностей независимых событий р_i для формулы (4.6) могут быть использованы следующие апостериорные отношения:

удельная численность i –го вида, как частное от деления его численности N_i на общую численность всех видов, взятых для анализа: p_i = N_i /  N_i;

удельная биомасса i –го вида, как частное от деления его биомассы B_i на общую биомассу всех видов в пробе: p_i = B_i /  B_i.

Чуть позже Р. Маргалеф предложил другое выражение для индекса разнообразия:

где N! – факториальная величина всех исследуемых видов, n_i! – факториал от числа особей каждого вида. Сопоставляя формулы, нетрудно увидеть, что формула Маргалефа – просто иная форма расчета энтропии по Шеннону.

3. Классификация водоемов и биоценозов
по сапробности

Классификация организмов по сапробности – это их классификация по сопротивляемости загрязнению (органической нагрузке, недостатку кислорода, присутствию соединений сероводорода), поскольку: сапробность (от греч. saprós – гнилой) – «это комплекс физиологических свойств данного организма, обуславливающий его способность развиваться в воде с тем или иным содержанием органических веществ, с той или иной степенью загрязнения»..

Для каждой зоны сапробности можно выделить тесно связанное с ней подмножество видов гидробионтов, которые считаются ее индикаторами. Именно это обстоятельство породило иллюзию того, что в основании сапробиологической классификации водоемов лежат именно "биологические" факторы, а не механизмы деструкции органического вещества.

О.П. Оксиюк и В.Н. Жукинский в своих классификационных таблицах соотнесли две шкалы: сапробности и трофности. Если под сапробностью понимается интенсивность органического распада, то трофность означает интенсивность органического синтеза. В природе оба процесса – органический синтез и распад – существуют параллельно и состоят друг с другом в многократном взаимодействии, что позволяет говорить об аналогии ступеней сапробности и трофики: "олигосапробность – олиготрофия", "b-мезосапробность – мезотрофия", "a–мезасапробность – эвтрофия" и "полисапробность – гипертрофия". Эта аналогия привлекательна тем, что создает предпосылку к устранению одной из классификаций, как ненужного дублирующего звена. В худших конкурентных условиях находится система сапробности, как основанная на весьма "размытых" разделяющих факторах, когда как классификация по трофике жестко связана с концентрациями биогенных элементов. В то же время, ряд исследователей подчеркивает неполное совпадение форм трофики и сапробности, особенно в мезосапробных зонах и для непроточных водоемов.

Система Кольквитца–Марссона была разработана применительно к условиям загрязнения вод средней Европы в начале века. В настоящее время характер и степень загрязнения водоемов изменились, в основном за счет интенсификации антропогенного воздействия. Это явилось причиной расширения "классической" классификации в двух основных направлениях:

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

выделение дополнительных зон на принципиально новой классификационной основе.

Наиболее широкая ревизия "классической" системы была выполнена В. Сладечеком, который включил в классификацию абиотические зоны, а внутри полисапробной выделил три зоны – изосапробную (преобладание цилиат над флагеллятами), метасапробную (преобладание флагеллят над цилиатами) и гиперсапробную (отсутствие простейших при развитии бактерий и грибов). Наконец, была сделана методологически решительная попытка [Sládeček, I969^М] сравнения некоторых бактериологических и химических показателей с отдельными ступенями сапробности и предложена общая "биологическая" схема качества вод.

Все системы сапробности учитывают фактически только нетоксичные органические загрязнения, которые влияют на организмы в первую очередь через изменение кислородного режима. Для учета влияния токсических органических и неорганических соединений делаются попытки разработать шкалы токсобности и затем объединить их со шкалами сапробности в единую шкалу сапротоксобности, причем существуют противоположные мнения о возможности такого объединения.

4. Оценка качества экосистемы по соотношению количества видов, устойчивых и неустойчивых к загрязнению

Соотношение количества видов, по-разному относящихся к загрязнению, неоднократно использовалось в качестве показателя качества воды. При усилении загрязнения, как правило, уменьшается обилие стенобионтных и олигосапробных видов животных, в результате чего возрастает относительная доля эврибионтных и сапробионтных видов. О.М. Кожова [1986] разделила виды гидробионтов на четыре группы: 1 – чувствительные и устойчивые, 2 – чувствительные и неустойчивые, 3 – нечувствительные и неустойчивые, 4 – нечувствительные и устойчивые. Группа 1 – лучшие индикаторы загрязнения; при усилении загрязнения виды группы 2 обычно мигрируют (при наличии соответствующей способности), а группы 3 – погибают. При дальнейшем загрязнении начинают доминировать представители группы 4.

Для оценки изменения биоразнообразия под влиянием загрязнений Дж. Кернсом с соавт.[Cairns еt al., 1968^Б, 1971^М] предложен простой индекс последовательного сравнения (SCI). Для его расчета не нужно определять организмы до вида, а достаточно лишь улавливать их различие по форме, окраске и величине.

Т. Ватанабе [Watanabe, 1962^М] для расчёта индекса загрязнения использует соотношение видов диатомей, которые автор считает в разной мере устойчивыми к загрязнению:

, где А – число видов, устойчивых к загрязнению, В – безразличных и С – встречающихся только в загрязненных водах.

.5. Интегральные критерии: оценка качества экосистем по нескольким показателям

Классы качества воды по гидробиологическим и микробиологическим показателям определяются "Правилами контроля качества воды водосливов и водотоков" [ГОСТ 17.1.3.07–82], которые регламентируют содержание программ контроля гидрологических, гидрохимических и гидробиологических показателей, периодичность контроля, а также назначение и расположение пунктов отбора проб
(табл. 13.7).Согласно этому документу, степень загрязненности воды оценивается с учетом индекса сапробности по Пантле и Букку в модификации Сладечека, олигохетного индекса Гуднайта–Уитлея и Пареле, биотического индекса Вудивисса и традиционного набора микробиологических показателей

Интегральный показатель по Е.В. Балушкиной [1997] разработан и используется для оценки состояния экосистем водоемов, подверженных смешанному органическому и токсическому загрязнению. Прошел широкое тестирование в системе Ладожское озеро – р. Нева – восточная часть Финского залива [Балушкина с соавт.,1996]. Интегральный показатель IP рассчитывается по формуле:

IP = K₁ * S_t + K₂*OI + K₃*K_ch + K₄ / BI ,

где S_t – индекс сапротоксобности В.А. Яковлева (K₁ = 25); OI – олигохетный индекс Гуднайта и Уитлея, равный отношению численности олигохет к суммарной численности зообентоса в процентах (K₂ = 1); K_ch – хирономидный индекс Балушкиной (K₃ = 8.7); 1 / BI – величина, обратная биотическому индексу Вудивисса (K₄ @ 100).

Е.В. Балушкина полагает, что полученный ею интегральный показатель включил в себя все лучшие черты родительских индексов и максимально учитывает характеристики донных сообществ: наличие видов-индикаторов сапроботоксобности, соотношение индикаторных групп животных более высокого таксономического ранга, степень доминирования отдельных групп и структуру сообщества в целом.

Комбинированный индекс состояния сообщества по А.И. Баканову. При оценке состояния донных сообществ ряда рек, озер и водохранилищ России для количественной характеристики состояния бентоса автор использовал следующие показатели: численность (N), экз./м²; биомассу (B), г/м²; число видов (S); видовое разнообразие по Шеннону (Н), бит/экз.; олигохетный индекс Пареле (ОИП, %), равный отношению численности олигохет-тубифицид к общей численности бентоса, среднюю сапробность (СС), рассчитываемую как средневзвешенную сапробность трех первых доминирующих по численности видов бентосных организмов. Для объединения значений перечисленных показателей и замене их одним числом предлагается результирующий показатель – комбинированный индекс состояния сообщества (КИСС; [Баканов, 1997]), находимый по обычной методике расчета интегральных ранговых показателей:

, (4.22)

где R_i – ранг станции по i-му показателю, Р_i – "вес" этого показателя, k – число показателей.

Вначале все станции ранжируются по каждому показателю, причем, ранг 1 присваивается максимальным значениям N, B, Н и S. Если на нескольких станциях значения какого-либо показателя были одинаковыми, то они характеризовались одним средним рангом. В статье приводятся разные версии итоговой формулы (4.22) (подчеркнем, что в формулы входят не абсолютные значения показателей, а их ранги):

КИСС = (2B + N + Н + S)/5, где биомассе придан "вес", равный 2, поскольку с ней связана величина потока энергии, проходящей через сообщество, что чрезвычайно важно для оценки его состояния;

КИСС = (2СС + 1.5ОИП + 1.5B + N + Н + S)/8, где считается, что с загрязнением наиболее тесно связана средняя сапробность.

Чем меньше величина КИСС, тем лучше состояние сообщества.

Поскольку состояние сообщества зависит как от естественных факторов среды (глубины, грунта, течения и т.п.), так и от наличия, характера и интенсивности загрязнения, дополнительно рассчитывается комбинированный индекс загрязнения (КИЗ; [Баканов, 1999]), включающий ранговые значения трех показателей:

КИЗ = (СС + ОИП + B)/3 . (4.23)

Ранжирование показателей здесь проводится в обратном порядке (от минимальных значений к максимальным)

КИСС и КИЗ – относительные индексы, ранжирующие станции по шкале, в которой наилучшее по выбранному набору показателей состояние сообщества характеризуется минимальными значениями индексов, наихудшее – максимальными. Кроме значений, характеризующих величины показателей на конкретной станции, рассчитывают их средние значения для всего набора станций. Варьирование величин индексов на отдельных станциях относительно среднего позволяет судить, хуже или лучше обстоят на них дела по сравнению с общей тенденцией.

Вычисление коэффициента ранговой корреляции по Спирмену между значениями КИСС и КИЗ показывает, насколько загрязнение влияет на состояние сообществ зообентоса. Если между значениями этих индексов существует достоверная положительная корреляция, то состояние сообществ донных животных в значительной степени определяется наличием загрязнений (в противном случае оно определяется естественными факторами среды).

Тема лекции №17:Загрязнение водной среды углеводородами

1. Нефтепродукты: источники загрязнения, состав нефтяных загрязнений, формы нефтяных загрязнений.

2. Континентальные воды.

3. Воздействие нефтепродуктов на водные экосистемы.

4. Полициклические ароматические соединения: источники бен(а)пирена, бен(а)пирен в воде, донных отложениях, планктонных и бентосных организмах, разложение бен(а)пирена морскими организмами, последствия загрязнения бен(а)пиреном

1.Нефтепродукты: источники загрязнения, состав нефтяных загрязнений, формы нефтяных загрязнений

В настоящее время поверхность Мирового океана на огромных лощадях оказалась покрытой углеводородной пленкой. Причинами этого считают:

сброс отходов нефтеперегонных заводов (например, только один завод средней мощности дает 400 т отходов сут.–1);

сброс балласта и промывка танков нефтевозов после транспортировки (количество нефти, попадающей при этом в воду, в среднем, составляет 1% от перевозимого груза, т. е. 1-2 Мт год-1);

большое число аварий с нефтеналивными судами (только за период с 1967 по 1974 г. произошла 161 авария (Эрхард, 1984), с 1960 по 1970 – около 500 (Рамад, 1981)).

Мировая общественность обратила внимание на проблему в конце шестидесятых годов в связи с катастрофой танкера «Тори Каньон», который 8 марта 1967 г. по пути в Милфорд сел на мель к северо-востоку от островов Силли. В Северное море вылилось около 123 тыс. т нефти, было загрязнено 180 км побережий Англии и Франции. В течение последующих полутора десятилетий произошел целый ряд привлекших внимание общественности аварий танкеров, повлекших катастрофическое загрязнение морской поверхности и побережий. Вот далеко неполный их перечень:

21.08.1972 г.: столкновение двух либерийских танкеров; к берегам Южной Африки принесено 100 тыс. т нефти;

7.06.1975 г.: гибель в Индийском океане японского танкера; выброшено в океан 237 тыс. т нефти;

12.05.1976 г.: взрыв танкера «Уркиоло» у берегов Испании; выброшено в море 100 тыс. т нефти;

март, 1978 г.: авария супертанкера «Амоко Кадис» водоизмещением 233 тыс. т у берегов Франции; выброшено в море 220 тыс. т нефти;

6.08.1983 г.: гибель испанского супертанкера у берегов Южной Африки; в океан выброшено 217 тыс. т нефти;

19.12.1987 г.: затопление танкера в Оманском заливе; выброшено в море 115 тыс. т горючего.

Примерно половина всей добытой нефти транспортируется морем. Только в 1989 г. из Персидского залива было вывезено 504 Мт нефти, из которых 117 Мт обогнуло мыс Горн. 340 Мт нефти было привезено морем в Европу и 315 Мт – на восточное побережье США (Clark et al., 1997).

В настоящее время по морю ежегодно транспортируется более 1 млрд. т нефти. Часть этой нефти (от 0,1 до 0,5 %) выбрасывается в океан более или менее легально: речь идет не о непредвиденном, а в некотором смысле сознательном загрязнении в результате практики сброса промывочных и балластных вод в открытое море. После разгрузки нефтяные танки промываются морской водой, а потом заполняются ею как балластом, что придает судну большую устойчивость. Эта вода, загрязненная нефтью, впоследствии сбрасывается в зонах открытого моря, специально оговоренных международными соглашениями. Например, только за год в Средиземном море легально сбрасывается около 300 000 т груза нефтеналивных судов.

По словам Ф. Рамада (1981) не менее 300 судов, которые проходят Па-де-Кале и огибают побережье Франции, ежедневно сбрасывают балластные воды, в результате чего образуется настоящее «черное море». Обычно это проделывается ночью или же сброс производится в кильватерную струю судна, что позволяет ввести в заблуждение патрульные самолеты.

Кроме того, внимание общественности привлекли и аварии морских буровых установок. Так, в январе 1969 г. в открытом море у побережья Калифорнии, неподалеку от Коал-Ойл-Пойнт, в результате неправильной эксплуатации буровой установки в Тихий океан ежедневно попадало от 8 до 16 т нефти. В апреле 1977 г. произошла большая авария на буровой платформе «Браво» в центральной части Северного моря. За 8 сут. из скважины было потеряно 13 тыс. т нефти и 19 тыс. т газа.

Источники загрязнения

На рисунке 39 приведены доли разных антропогенных источников в загрязнении океана нефтепродуктами. Но, необходимо учитывать и то, что нефть – природное вещество и попадает в морскую воду не только в результате техногенной активности, но и с естественными выходами (по разным оценкам от 20 кт до 2 Мт год^-1). Расчеты антропогенного поступления нефти и нефтепродуктов, по разным источникам, существенно различаются (см. таблицы 21–23), варьируя в пределах от 3 до 6 Мт год^–1. В любом случае это превосходит естественное поступление нефти в 1,5 – 30 раз. Необходимо обратить внимание на то, что техногенное поступление нефтепродуктов далеко не всегда связано с прямыми выбросами в воду. Чрезвычайно мощным источником загрязнения открытых районов океана являются дальние атмосферные переносы. Возникновение этого потока связано с неполным сгоранием бензина, керосина и других легких фракций нефти. Время их пребывания в атмосфере составляет 0,5-2,3 года, причем около 90 % этих веществ выпадает из атмосферы в северном полушарии. Следует отметить и более высокую, как правило, токсичность этих легких нефтепродуктов по сравнению с тяжелыми фракциями, которые ближе к естественным нефтям.

Таблица 21

Основные источники поступления нефти в океан (Сытник, 1987)

Рис. 39. Антропогенное поступление нефтепродуктов в океаны (Frid, 2002)

Таблица 22

Поступление нефтяных углеводородов в морскую среду (Мт год^-1) (Segar, 1998)

Таблица 23

Поступление нефтяных углеводородов в морскую среду (Мт год^–1) (Израэль, 1989)

Состав нефтяных загрязнений

Нефти из разных месторождений существенно отличаются по химическому составу (табл. 26). Так, нефти Северного моря относительно светлые, содержат много легких фракций, нефти из Венесуэлы – тяжелые и темные. Естественно, что основные химические элементы нефти – углерод (80-87 %) и водород (10-15 %). Кроме того, в гетероциклических соединениях нефти содержатся также обычные для органических соединений сера (0-10%), кислород (0-5%) и азот (0-1%). Помимо этих элементов, сырая нефть включает целый ряд металлов в следовых количествах – V, Ni, Fe, Al, Na, Ca, Cu, U.

Таблица 26

Среднее содержание основных классов углеводородов и их производных (%) в нефти и бензине из различных месторождений (Израэль, 1989)

Формы нефтяных загрязнений

В море нефть встречается в самых разных формах: мономолекулярные пленки, пленки толщиной до нескольких миллиметров, пленки на скалах, нефть в донных осадках, эмульсии «вода в нефти» или «нефть в воде», нефтяные агрегаты.

Сразу же при попадании нефти в морскую среду обычно образуется слик (поверхностная пленка). В первые часы существования нефтяного слика доминируют физико-химические процессы. Затем важнейшее значение приобретает микробная деструкция. В целом судьба нефтяного слика в море характеризуется общей цепью последовательных процессов: испарение, эмульгирование, растворимость, окисление, образование агрегатов, седиментация, биодеградация, включающая микробное разрушение и ассимиляцию.

1 т нефти, растекаясь по поверхности океана пленкой толщиной в 1/16 мкм, занимает площадь 10-12 км², а 5 т, сброшенных при промывке танков, образуют на поверхности воды покрывало длиной 75 км и шириной 800 м, т.е. нефтяная пленка покрывает площадь около 60 км².