Методы оценки качества вод, основанные на применении крупных таксонов зообентоса

Метод крупных таксонов широко применяется в практике гидробиологического мониторинга благодаря простоте вычислений, отсутствию трудоёмких таксономических определений (Слепухина, 1983; Слепухина, Петрова, 1981). Теоретическим обоснованием и условием универсальности метода является повсеместное распространение используемых таксонов в водоёмах разных типов с разным уровнем загрязнения. Такими группами являются олигохеты и личинки хирономид. Так, например, олигохеты, обычно немногочисленные в донных биоценозах, в местах спуска бытовых стоков часто развивается в огромных количествах. Поэтому многими гидробиологами массовое развитие олигохет (во многих случаях без более точного определения) расценивается как показатель загрязнения.

Райт (Wright, 1955), Карр и Хилтонен (Carr and Hiltonen, 1965), Хаумиллер и Битон (Hawmiller and Beeton, 1971), работавшие на озере Мичиган, используют следующие плотности олигохет для оценки уровня загрязнения:

• • слабое загрязнение — 100−999 экз./м²;
• • среднее загрязнение — 1000−5000 экз./м²;
• • тяжёлое загрязнение — более 5000 экз./м².

Классический вариант олигохетного индекса (ОИ) впервые был предложен Гуднайтом и Уитлесм в 1961 г. ОИ рассчитывается как отношение численности олигохет к общей численности организмов в пробе. При этом состояние реки считается хорошим, если ОИ меньше 60%, сомнительным при ОИ в пределах 60−80%, река тяжело загрязнена, если ОИ превышает 80%.

Гуднайт и Уитлей (Goodnight and Whitley, 1961) о санитарном состоянии рек судят по соотношению олигохет и других обитателей дна. Ими использовались следующие показатели:

• • река в хорошем состоянии — олигохет менее 60% от общего числа всех донных организмов;
• • в сомнительном состоянии — 60−80%;
• • тяжело загрязнена — более 80%.

Кинг и Болл (King and Ball, 1964) степень загрязнения оценивали по соотношению веса насекомых к весу олигохет. Ими предложен индекс загрязнения бытовыми и промышленными стоками:

Величина индекса (соотношения /) будет уменьшаться при увеличении загрязнения.

Большинство исследователей считают разнообразие фауны олигохет показателем чистоты водоёмов. Среди олигохет при усилении загрязнения интенсивно развивается лишь Zimnodrillus hofmeisteri, а другие виды успешно развиваются лишь в олигосапробных условиях (Milbrink, 1973). При этом имеются сведения, что для их массового развития требуется ряд других условий (седиментация, качество грунтов, количество хищников и т. д.). Также известно, что увеличение олигохет может быть следствием наличия в водоёме инсектицидов, а их отсутствие при одновременном массовом развитии членистоногих свидетельствует о наличии ионов тяжёлых металлов (Brinhurst, 1966; Aston, 1973). Однако большинство исследователей (Чекаковская, 1962; Цветкова, 1967,1969; Белявская, Егорова, 1970; Липсровская, 1970; Качалова, 1972; Липеровская, Дрожбина, 1972;Пареле, 1973) доказывают, что массовое развитие олигохет есть признак загрязнения водоёмов.

Э.А. Переле (1974) был применен ОИ для малых рек Латвии, ранжировав его в соответствии с классификацией качества вод С. М. Драчева. На основании значений модифицированного ОИ, названного коэффициентом Д Переле было выделено шесть групп в исследованных водотоках: очень чистая — 0,01−0,16 (или 1−16%); чистая — 0,17−0,33 (17−33%); умеренно загрязнённая — 0,34−0,50 (34−50%); загрязнённая — 0,51−0,67 (51−67%); грязная — 0,68−0,84 (68−84%); очень грязная — 0,85−1 (свыше 85%).

В условиях Русской равнины для крупных рек хорошо зарекомендовал себя другой метод Э. А. Переле (1975), основанный на отношении численности олигохет семейства тубифицид к суммарной численности всех олигохет:

где t — численность тубифицид;

О — численность всех олигохет.

По значениям D₂ для рек Латвии были выделены: сильно загрязнённые воды (0,8−1,0); загрязнённые (0,55−0,79); слабо загрязнённые (0,3−0,54); относительно чистые (меньше 0,3). В малых быстротекущих водотоках с разнообразной донной фауной предлагается использовать коэффициент D₂ — соотношение численности тубифицид и всего бентоса в пробе.

В данном случае биоиндикация воды производится относительно лишь одной группы донных животных — малощетинковых червей, не может быть успешно использован в других регионах страны.

Значительно более широкое в зоогеографическом отношении применение нашёл индекс, разработанный В. И. Попченко и А. Г. Резановым (1987). Для оценки состояния внутренних вод Европейского Севера ими предложен информационный индекс сапробности /, который представляет собой отношение массовых, в разной степени устойчивых к загрязнению видов олигохет к общему составу фауны олигохст:

где / — индекс сапробности олигохет;

N — средняя численность Tubifex tubifex;

N_h — средняя численность Limnodrilus hoffmeisteri;

N_f— средняя численность Spirosperma ferox;

N_o — средняя численность всех олигохет в биотопе.

Значения характеризуют загрязнённость вод следующим образом: сильно загрязнённые воды (0,9−1,0); загрязнённые воды (0,5−0,89); слабо загрязнённые воды (0,3−0,49) чистые и относительно чистые воды (меньше 0.3).

Для оценки состояния воды по зообентосу применяются также индекс Балушкиной (Балушкина, 1976):

где а_р a_ch и а₀ — вспомогательные величины соответственно для подсемейств Tanypodinae, Chironominae и Orthocladiinae.

При оценке олигохет как индикаторов загрязнения водных экосистем В. И. Попченко учитывал широкую экологическую пластичность многих видов, типы водоёмов, для каждого из которых характерен определённый комплекс видов, зоогеографическую область обитания видов, обусловленную совокупностью абиотических и биотических факторов, а также степень изученности олигохетофауны.

Наличие личинок веснянок, подёнок и ручейников может быть также показателем чистоты водоёмов (Caufin, Tarzwell, 1956; Turaboiski, 1973).

Использование в качестве биоиндикаторов крупных таксонов наряду с преимуществами имеет ряд существенных недостатков, так как не позволяет выявить небольшие различия в уровнях загрязнения (Brinkhurst, 1966). Для более точной оценки качества воды предлагается определять организмы-индикаторы до вида, поскольку каждый вид имеет собственный уровень устойчивости (Шкорбатов, 1926, 1928; Wurtz, 1955; Surbcr, 1963).

Существует ряд других методов биологической оценки качества вод с использованием биоиндикаторов-организмов на различных таксономических уровнях (Patrick, Strawbriage, 1963; Fjedingstad, 1964; Moller Pillot, 1971; Kiestra, Nissink, 1972).

Цанер (Zaliner, 1964) считает, что в Боденском озере численность тубифицид служит классическим индикатором органического загрязнения, причём соотношение:

тем выше, чем сильнее загрязнение. Цанер (1966) показал зависимость между качеством воды и численностью тубифицид (табл. 20).

Таблица 20

Плотности олигохет, характеризующие разные степени загрязнения Боденского озера (по Цэнеру, 1965).

Класс чистоты воды по Либману (Liebmann, 1959) соответствует: 1 — олигосапробной ступени, 2 — Р-мезосапробной, 3 — а-мезосапробной, 4 — полисапробной (Макрушин, 1974).

Однако далеко не все виды малощетинковых червей могут рассматриваться как показатели загрязнения. Массовое развитие олигохет, наблюдаемое на загрязнённых участках, происходит за счёт одного-двух видов (обычно Tubifex tubifex и Limnodrillus hofmeisteri) и сопровождается гибелью многих других видов. Разнообразная фауна олигохет является показателем чистоты воды, а увеличивающаяся роль Limnodrillus hofmeisteri указывает начавшееся загрязнение {Brinkhurst, 1966). Среди олигохет есть показатели олигосапробных условий (Milbrink, 1973).

Сильное органическое загрязнение не всегда сопровождается массовым развитием олигохет, так как плотность их популяций зависит от многих факторов-условий седиментации, качества грунта, хищников, сезона года и других (Zahner, 1964; Milbrink, 1973; Aston, 1973). Обилие членистоногих при отсутствии олигохет может указывать на наличие ионов тяжёлых металлов, тогда как обратная картина — на наличие инсектицидов (Brinhurst, 1966; Aston, 1973).

Ряд авторов (Gaufia and Tarswell, 1966; Gaufin, 1958; Gallup et al., 1970; Turaboiski, 1973 и др.) считают, что присутствие личинок веснянок, подёнок и ручейников свидетельствуют о чистоте воды. В списке индикаторов сапробности (Приложение 2), среди веснянок и подёнок нет а-мезои полисапробов. Система Вудивисса (Woodiwiss, 1964), ее модификации и некоторые другие системы биологического анализа основываются в значительной мере на индикаторном значении крупных таксонов.

Бринхёст (Brinkhurst, 1966) считает, что, используя в качестве биоиндикаторов таксоны высокого ранга, можно получить сведения о загрязнении, когда различия между пробами велики. Для выявления небольших различий в уровне загрязнения необходимо определение материала до вида, так как внутри крупных таксонов имеются различия в уровне устойчивости к загрязнению.

Особенно часто для биотестирования воды применяются индексы, учитывающие присутствие, обилие и соотношение представителей различных, более или менее крупных таксонов надвидового ранга.

Для определения некоторых из этих индексов важны лишь качественные признаки: присутствие в водоёме особей любых видов, относящихся к выделенным таксономическим группам.

Из таких показателей наиболее широко применяется для биоиндикации известный «индекс реки Трент», или «индекс Вудивисса», введённый автором в краткой и в расширенной модификациях.

Соотношения показателей обилия представителей таксономических групп надвидового ранга макрозообентоса также активно применяются для оценки условий среды и их изменения. Так, используются соотношения численности (или биомассы) амфипод и изопод, нематод из различных подклассов; хирономид и тотального бентоса; олигохет и тотального бентоса; олигохет и насекомых, олигохет и хирономид, олигохет и гаммарид и др. Значения перечисленных показателей считаются прямо зависящими от степени загрязнённости водной среды.

Подобные же индексы часто рассчитываются экологами нс только для всего макрозообентоценоза в целом, но и для отдельных таксономических групп бентонтов, делимых на подгруппы по каким-либо систематическим или функциональным признакам. Соответственно, в этих случаях индексы строятся на сопоставлении показателей обилия подгрупп. Таким образом, соотносятся показатели обилия подгрупп личинок хирономид, веснянок, подёнок, ручейников, ракообразных, моллюсков, нематод, пиявок и др. Особенно много индексов построено на соотнесении обилия различных подгрупп олигохет.

Существенным недостатком всех этих индексов является то, что в общие крупные группы объединены виды с очень разными требованиями к среде. Например, трудно согласиться, что присутствие особей любого вида хирономид или любого вида ручейников одинаково характеризует среду. На самом деле эти большие таксономические группы объединяют виды с очень разными экологическими валентностями: от весьма требовательных стенобионтных до неприхотливых эврибионтных. Поэтому подобные индексы, привлекательные своей простотой, не всегда обеспечивают достаточную надёжность биотестирования.

Например, при анализе показателей обилия личинок хирономид учитывается, что доля видов подсемейства Orthocladiinae в них обычно находится в обратной зависимости от степени загрязнённости, а доля видов подсемейства Tanypodinae — в прямой. Но при загрязнении водотоков описаны видоспецифичная стимуляция некоторых ортокладиин, и, наоборот, лимитирование таниподин, что противоречит привычным представлениям об индикаторной роли этих подсемейств. Аналогично, для биотсстирования среды по состоянию сообщества олигохет часто рассчитываются различные соотношения их толерантных и резистентных таксономических групп (семейств, родов или видов), или избирательно учитываются показатели обилия таких групп. Но и эти индексы часто дают ошибочную оценку качества среды.

Таким образом, учитывая значительную видоспецифичность требований гидробионтов к условиям среды, для обеспечения приемлемой точности биотестирования требуется учитывать видовой состав зообентоса. Известны также другие попытки судить о чистоте воды по аналогичным качественным признакам — по присутствию особей любых представителей какого-либо таксона надвидового ранга: подёнок, веснянок и ручейников, двустворчатых и брюхоногих моллюсков и др. Наличие любых представителей некоторых весьма крупных таксономических групп (от семейств до классов) рассматривается в качестве индикаторного признака токсопробности ГОСТом «Охрана природы. Гидросфера. Показатели состояния и правила таксации рыбохозяйственных водных объектов».

Комбинированный индекс состояния сообщества по А. И. Баканову (1997,1999). При оценке состояния донных сообществ ряда рек, озёр и водохранилищ России для количественной характеристики состояния бентоса автор использовал следующие показатели: численность (N), экз./м²; биомассу (В), г/м²; число видов (S); видовое разнообразие по Шеннону (Я), бит/экз.; олигохетный индекс Пареле (ОИП, %), равный отношению численности олигохеттубифицид к общей численности бентоса, среднюю сапробность (СС), рассчитываемую как средневзвешенную сапробность трёх первых доминирующих по численности видов бентосных организмов. Для объединения значений перечисленных показателей и замене их одним числом предлагается результирующий показатель — комбинированный индекс состояния сообщества (КПСС) (Баканов, 1997), находимый по обычной методике расчёта интегральных ранговых показателей.

Вначале все станции ранжируются по каждому показателю, причём, ранг 1 присваивается максимальным значениям N, В, 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 (подчеркнём, что в формулы входят не абсолютные значения показателей, а их ранги):

• , где биомассе придан «вес», равный 2,.

поскольку с ней связана величина потока энергии, проходящей через сообщество, что чрезвычайно важно для оценки его состояния;

• , 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 (КПЗ) (Баканов, 1999), включающий ранговые значения трех показателей:

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).

Индекс экологического состояния по Т. Д. Зинченко и Л.А. Вы- христюк (2000). Предложенный способ комплексной оценки речной системы на основе интегрального индекса экологического состояния экосистемы — ИИЭС, даёт возможность оценить суммарный эффект воздействия загрязнения на сообщества гидробионтов и на экосистему в целом.

Основной подход к построению индекса заключается в следующем:

• • выделяется некоторое базовое подмножество измеряемых или рассчитываемых показателей гидрохимического (табл. 21) и биологического (табл. 22) мониторинга;
• • каждый показатель делится на диапазоны (с использованием статистических методов или экспертных оценок);
• • каждому выделенному диапазону ставится в соответствие оценка в баллах;
• • для каждого тестируемого объекта (например, участка реки) индекс определяется как усреднённая сумма всех показателей в баллах.

Таблица 21

Градации концентраций химических веществ для вычисления балльной оценки.

Градации биологических показателей для вычисления балльной оценки.

Таблица 22

ИИЭС учитывает обе основные составляющие качества пресноводной экосистемы (химическую и биологическую), выраженные в относительных единицах (баллах), и рассчитывается как:

где В — используемые биологические показатели;

Н — используемые гидрохимические показатели;

N.hN. — количество показателей каждого класса, включённых в расчёт.

При составлении списка гидрохимических показателей в основу формирования балльной системы была взята работа О. П. Оксиюк с соавторами (1993). Однако достаточно скупой и специфический перечень принятых ими за основу ингредиентов заставляет задуматься, что авторы сильно недооценивают степень влияния минерализации, тяжёлых металлов и др., которые традиционно считаются более опасными, чем предлагаемые показатели.

В число отобранных биологических характеристик включены наиболее широко употребляемые показатели, характеризующие состояние донных сообществ. При расширении анализируемых групп организмов за счёт, например, зоопланктона, таблица может претерпеть естественные количественные и качественные изменения.

Были экспертно оценены числовые диапазоны ИИЭС, соответствующие каждой из зон, определённой нормативными документами (Критерии оценки…, 1992):