Оценка качества экосистем по нескольким показателям

Вследствие принципиальной сложности экосистем, проблема оценки состояния изучаемого объекта по всему комплексу измеренных и расчётных показателей в гидробиологии особенно актуальна, поскольку, желая учесть всё множество тенденций и явлений, исследователи стремятся использовать не один, а несколько (иногда 7−8) частных критериев.

Классы качества воды по гидробиологическим и микробиологическим показателям в нашей стране определяются «Правилами контроля качества воды водоёмов 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. 6).

Согласно этому документу, степень загрязнённости воды оценивается с учётом индекса сапробности по Пантле и Букку в модификации Сладечека, олигохетного индекса Гуднайта-Уитлся и Парелс, биотического индекса Вудивисса и традиционного набора микробиологических показателей (столбец со значениями ИЗВ (Временные методические…, 1986) добавлен нами для обобщения). Эта таблица также приведена в специальном руководстве (Руководство по методам…, 1983), обязательном для гидробиологических постов наблюдения.

В.А. Яковлев (1988), применительно к поверхностным водам Кольского Севера, в аналогичную таблицу добавляет оценку зоны сапроботоксобности в соответствии с разработанным им индексом, индекс Классификация качества воды водоёмов и водотоков по гидробиологическим и микробиологическим показателям.

Таблица 6

Шеннона (табл. 6), степень токсичности по данным биотестирования и описывает для каждого класса доминирующий комплекс организмов.

С градациями класса качества вод, в принципе, можно связать неограниченное количество показателей и расчётных критериев. Если все они дают одинаковую картину (что бывает редко), то уверенность в правильности оценки возрастает. Однако каждый из индексов, выделяя ту или иную особенность биотического сообщества, недоучитывает другие, в результате чего возникает естественный феномен несовпадения в оценках качества экосистем по различным показателям. Чтобы преодолеть трудности в трактовке такой ситуации, ряд исследователей (Балушкина, 1997,2002; Баканов, 1999) предлагают методы вычисления обобщённых показателей, которые основаны на том, что выбранные исходные показатели нормируются в некоторой единой шкале, после чего суммируются. При этом появляется ещё один индекс (интегральный показатель IP, комбинированный индекс состояния сообщества — КПСС и т. п.), который делает попытку обобщить и представить одним числом всё множество процессов и факторов развития экосистемы.

Нельзя отрицать вполне доказанной работоспособности обобщённых индексов для экспресс-анализа в тех случаях, коша сравниваемые экосистемы имеют ощутимые различия в уровне антропогенного воздействия. Но эти методы перестают быть адекватными, если ставится задача детального анализа структурных изменений в биоценозах на видовом уровне.

Интегральный показатель по Е.В. Балушкиной (1997) разработан и используется для оценки состояния экосистем водоёмов, 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:

где S_t — индекс сапротоксобности В. А. Яковлева (К₍= 25);

01— олигохетный индекс Гуднайта и Уитлея, равный отношению численности олигохст к суммарной численности зообентоса в процентах (К₂= 1);

К,_н — хирономидный индекс Балушкиной (К_} = 8.7);

• 1 / BI— величина, обратная биотическому индексу Вудивисса
• (К_А= 100).

Целесообразнее использовать отношение 1/(BI+ 1) или, ещё лучше, линейную функцию (10−57), принимая во внимание вероятность нулевого значения индекса Вудивисса.

Основная идея автора — подобрать такие линейные множители К_{-К_А для всех обобщаемых индексов, чтобы они варьировались на соизмеряемом интервале от некоторого минимального значения до 100, после чего сложить преобразованные значения. Поскольку функциональность значений индекса Вудивисса имеет обратный характер по сравнению с остальными индексами, для его преобразования использовалась обратная величина

Диапазоны изменения значений используемых показателей соотнесены с градациями качества вод по А. А. Былинкиной с соавт. (1962) и С. М. Драчеву (1964) (табл. 7).

Таблица 7.

Границы классов качества вод по показателям зообентоса S_t, 01, K_ch, BI и интегральному показателю IP

Индекс сапротоксобности Яковлева.		Олигохетный индекс OI	Хирономидный индекс Балушкиной.		Биотический индекс Вудивисса.		Интегральный показатель IP	Класс качества вод по Былинкиной и Драчеву.
I.			0,14.	1,22.			36,22.	Очень чистые.
1,5.	37,5.		1,08.	9,4.	8,9*.		116,9.	Чистые.
2,5.	62,5.		6,5.	56,5.	7,4*.	33,3.		Умеренно загрязнённые.
3,5.	87,5.			78,26.	5,6*.		295,76.	Загрязснные.
			11,5.					Грязные.

Примечание: * — значения, полученные по пропорции Е. В. Балушкина полагает, что полученный ею интегральный показатель 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.