Биоиндикация водных экосистем

В биоте водоемов и водотоков принято выделяются следующие основные сообщества гидробионтов (водных организмов):

– нейстон – сообщество нейстали, поверхностного слоя воды, граничащего с атмосферой (от гр. "νηιν" - плавать);

– пелагос – сообщество пелагиали водоёма, толщи воды (гр. "pelagos" – море, пучина); делится на планктон ("парящий" – организмы, более или менее пассивно переносимые течением) и нектон ("плавающий" – активные пловцы);

– дрифт (от англ. "drift" – дрейф) – сообщество организмов, переносимых течением водотока;

– бентос – сообщество бентали – дна и придонного слоя воды (от гр. "behqos" - глубина)

– перифитон ("обрастания") – сообщество организмов, прикрепленных к поверхности различных предметов и других, более крупных организмов в толще воды (гр. "peri"- вокруг, "fitun"– растение);

Сообщество рыб называется ихтиоценоз (от гр. "icquz" – рыба) (составляет основу нектона).

В планктоне и бентосе традиционно выделяются фито– , зоо– и бактериоценозы. Фитопланктон и фитобентос составляют водоросли и сине-зелёные. Кроме того, в фитобентос входят также макрофиты ("крупные растения" – водные высшие растения, мхи и крупные водоросли). Организмы зоопланктона и зообентоса – беспозвоночные животные.

Использование некоторых структурных и функциональных характеристик указанных сообществ (особенно – фито-, зоо- и бактерио- планктона и бентоса) для оценки качества водной среды (наряду с абиотическими показателями) является уже традиционным и даже обязательным (ГОСТ 17.1.3.07-82; 17.1.2.04-77; РД 52.24.565-96; 52.24.564-96; 52.24.420-95, и др.). Наиболее широко применяется оценка скорости аэробной деструкции органических веществ – биохимическое (или "биологическое") потребление кислорода (БПК) планктоном. БПК легко определяется экспериментально; выражается обычно в миллиграммах кислорода, расходуемого при деструкции в единице объема воды (мг О₂/л) в условиях изоляции от солнечного света за период экспозиции (обычно – 5 суток; соответствующая величина БПК обозначается БПК₅). БПК₅ является одним из 6 обязательных показателей при расчете индекса загрязненности воды.

Первичная продуктивность водных экосистем и их способность к самоочищению обычно оцениваются по величинам первичной продукции планктона (мг О₂/л/сут) и по соотношению скоростей образования валовой первичной продукции и деструкции (P/R) (разд. 3.2.3).

Принятая классификация качества воды водоемов и водотоков по биотическим показателям (ГОСТ 17.1.3.07-82) учитывает следующие характеристики:

– отношение общей плотности олигохет к общей плотности сообщества зообентоса (класс Oligochaeta – малощетинковые черви; многие их виды характеризуются повышенной устойчивостью к загрязнению и гипоксии, что определяет высокое абсолютное и относительное обилие олигохет в бентосе загрязненных водоемов);

– концентрацию в воде бактерий (всех и отдельно – сапрофитных, т.е. активно разлагающих органические вещества);

– индекс сапробности (в модификации Сладечека) по фитопланктону, зоопланктону, перифитону;

– "биотический индекс" Вудивисса.

Два последних показателя требуют пояснений.

Шкала и индексы сапробности. Сапробностью называется степень загрязненности водоема органическими веществами, доступными редуцентам. Еще в начале XX века была предложена первая шкала оценки степени загрязненности водоемов, основанная на учете присутствия в сообществах гидробионтов индикаторных видов, чьи требования к качеству среды более или менее известны (Kolkwitz, Marsson, 1908, 1909). В основу шкалирования сапробности положен принцип, отра­жающий степень оксифильности гидробионтов–индикаторов. Водоемы и отдельные участки их акватории классифицируются по степени загрязненности органическими веществами следующим образом (ГОСТ 17.1.3.07–82):

– ксеносапробная зона (I класс чистоты) – вода "очень чистая";

– олигосапробная зона (II класс чистоты) – вода "чистая";

– бета-мезосапробная зона (III класс чистоты) – вода "слабо (умеренно) загрязненная";

– альфа-мезасапробная зона (IV класс чистоты) – вода "загрязненная";

– полисапробная зона (V класс чистоты) – вода "грязная";

– гиперсапробная зона (VI класс чистоты) – вода "очень грязная".

Система оценки сапробности постоянно модифицируется. Постоянно пополняется и уточняется перечень индикаторных видов. Введен учёт обилия особей индикаторного вида, их различную индикаторную значимость (Knopp, 1954; Pantle, Buck, 1955; Zelinka, Marvan, 1961, 1966; Sladecek, 1973; и др.). Это позволило перейти от балльной оценки сапробности к количественной, по индексу ( ): гиперсапробная зона — >4, полисапробная – =3.51–4.00, α–мезосапробная – =2.51–3.50, β–мезосапробная – =1.51–2.50, олигосапробная – =1.00–1.50 , ксеносапробная – <1.

1) Индекс сапробности по Пантле-Буку (R. Pantle, H. Buck, 1955):

где 0, 1, 2, 3 и 4 – значения индекса сапробности, соответствующие условиям ксено–, олиго–, β–мезо– , α–мезо– и полисапробности, соответственно; N _k, N _β, N _β, N _α и N _p – суммы популяционных плотностей всех видов–индикаторов ксено–, олиго–, β–мезо– , α–мезо– и полисапробности, соответственно.

2) Индекс сапробности по Сладечеку(V. Sladeček, 1955):

_S = :

где Š_i — фактическая величина индекса сапробности i-го индикаторного вида; N_i — его популяционная плотность, абсолютная или относительная (доля от общей плотности всех m индикаторных видов в сообществе). Значение Š_i рассчитывается с учетом т.наз. "сапробных валентностей" данного индикаторного вида (χ) – показателей распределения его встречаемости в 5 зонах различной сапробности (в зависимости от частоты встречаемости особей данного вида в данной зоне сапробности, значения "сапробной валентности" могут варьировать от 0 до 10):

Š_i =0.1 ×

где 0, 1, 2, 3 и 4 – значения индекса сапробности, соответствующие условиям ксено–, олиго–, β–мезо– , α–мезо– и полисапробности, соответственно; χ _k, χ _β, χ _β, χ_α и χ_p – "сапробные валентности" (значения от 1 до 10) данного индикаторного вида для условий ксено–, олиго–, β–мезо– , α–мезо– и полисапробности, соответственно.

Таким образом, индекс Сладечека, в отличие от индекса Патнле-Бука, дает более точную оценку, т.к. в расчетах учитывается фактическая величина индекса сапробности каждого из индикаторных видов (Š_i).

3) Индекс сапробности по Ротшайнув модификации И.К. Тодераша (Тодераш, 1984) рассчитывается по формуле:

_R = :

где G_i – т.наз. "индикаторный вес" соответствующего индикаторного вида (Zelinka, Marvan, 1961), отражающий его характерность, приверженность именно к определенным условиям сапробности. Чем надежнее свидетельствует присутствие данного вида об определенных условиях сапробности, тем выше "индикаторный вес" данного вида (оценивается по 10–балльной системе). Благодаря этому, модифицированный индекс Ротшайна дает еще более надежную количественную оценку сапробности, чем индекс Сладечека и, тем более, чем индекс Пантле-Бука.

Простой пример расчета индексов сапробности для ситуации, когда в зообентосе встречено 5 индикаторных видов, приведен в таблице 11.

Таблица 11.

Пример расчета индексов сапробности

_PB = 1.61 (ближе к β–мезосапробности)

_S = 1.53 (ближе к β–мезосапробности)

_R = 1.40 (ближе к олигосапробности)

Результаты расчета показывают, что использование модифицированного индекса Ротшайна позволяет заметно уточнить диагностику степени сапробности и является предпочтительным.

"Биотический индекс вудивисса" введён автором в краткой и в расширенной модификациях (Woodiwiss, 1964, 1977, 1981). Был разработан для конкретного водотока (краткая модификация известна в литературе также как "индекс реки трент"), но широко применяется для оценки качества вод любых малых рек. Основное достоинство индекса Вудивисса заключается в широкой доступности и простоте определения, т.к. он основан на учете любых представителей крупных, общеизвестных таксономических групп зообентоса (табл. 12). Основные недостатки индекса:

1) балльная оценка качества воды

2) искусственность выделенных градаций;

3) территориальная ограниченность применения (в конкретных водотоках структуру индекса приходится корректировать соответственно составу местного бентоса по усмотрению исследователя);

4) реакция, в основном, только на органическое загрязнение.

Последний недостаток очень характерен для всей действующей нормативно-методической базы биологического мониторинга пресноводных экосистем. Практически все показатели, приведенные в настоящем разделе, лучше всего отражают степень загрязненности водных объектов органическими веществами, что позволяет судить о развитии процесса эвтрофирования водоемов и водотоков. В первой половине XX века, когда основная антропогенная нагрузка на водные объекты создавалась поступлением органических поллютантов и минеральных солей фосфора и азота, такая система биоиндикации была вполне адекватной. Однако в настоящее время многие водоемы испытывают, преимущественно, техногенное воздействие, искажающее привычный сценарий эвтрофирования или вызывающее вообще принципиально иную сукцессию гидроэкосистем.

Так, при интенсивных техногенных воздействиях эвтрофирование водоемов обычно сочетается с их ацидификацией и многокомпонентной токсификацией. Соответственно, аэробные процессы биологической деструкции органических веществ часто ингибируются вследствие ацидоза и интоксикации гидорбионтов (особенно – при хронических отравлениях металлами и другими техногенными поллютантами метаболического действия). Следовательно, привычные симптомы антропогенной сукцессии (например, развитие гипоксии) подавляются, а могут и вообще не проявляться. Ясно, что в таких условиях обычные биоиндикационные показатели (БПК, индексы сапробности и Вудивисса, и т.д.) становятся непригодными. Это требует разработки и применения новых методов биоиндикации: количественных, высоко точных, универсальных, гибко учитывающих специфику современных многофакторных антропогенных воздействий на гидроэкосистемы. При этом большую роль играет также правильный выбор биоиндикаторов. Большинство гидроэкологов обоснованно считает наиболее перспективным биоиндикатором зообентос. Поскольку седименты накапливаются в бентали, именно там наиболее резко проявляются антропогенные изменения абиотических условий водоема. Кроме того, по сравнению с другими сообществами гидробионтов, зообентос наиболее стабилен в пространстве и времени, поэтому особенно чётко отражает и долго хранит следы антропогенных воздействий на конкретные биотопы и на водную экосистему в целом. Характеристики планктона могут эффективно использоваться только для оценки краткосрочных изменений условий среды.

Таблица 12