Биоиндикация в оценке состояния водной экосистемы

Водная экосистема понимается нами как единство среды и обитающей в ней биоты. Водная экосистема формируется под действием и в результате процессов, протекающих на бассейне водосбора и на протяжении всего русла реки. Химический анализ, поэлементно оценивая среду обитания, лишь косвенно может указывать факторы, оказывающие влияние на экосистему или являющиеся результатом ее жизнедеятельности. С другой стороны, биотестирование по водным организмам дает частную оценку среды, касающуюся лишь объекта тестирования.

Наиболее адекватно состояние водной системы можно оценить по составу сообществ водных организмов (Баринова, 1998a; Рысин, 1995). В ряде отечественных и зарубежных систем оценки используются показатели или индексы, связанные с развитием той или другой группы организмов от рыб до водорослей (Унифицированные..., 1977). Водоросли, являясь автотрофами, составляют основу трофической пирамиды, а, следовательно, первыми участвуют в утилизации трофического базиса экосистемы, потребляя для построения органического вещества биогенные соединения азота и фосфора (рис. 5). Интенсивность биогенной нагрузки отражается не только в обилии развивающихся на этой базе водорослей, но также и на их видовом составе. Именно эти характеристики - изменение численности и видового состава при изменении трофической базы - водорослей используются в биоиндикационных методах.

Биоиндикационные методы на основе видового состава сообществ и обилия водорослей дают интегральную оценку результатов всех природных и антропогенных процессов, протекавших в водном объекте. Кроме того, биоиндикация по сообществам водорослей - дешевый экспресс-метод, в то время как химические анализы дорогостоящи. Преимуществом автотрофов является то, что они первыми в трофической цепи реагируют на загрязнители, не успевая их значительно накапливать. Реакцией на изменение условий среды является изменение состава и обилия водных организмов, причем смена сообщества водорослей может произойти за несколько часов при смене условий среды. Экосистемный биоиндикационный подход к оценке качества среды обитания, по существу, аналогичен антропоцентрическому (приоритетному в большинстве западных стран), так как человек реагирует на среду в целом, а не на отдельные ее факторы. Методы биоиндикации по высшему трофическому звену наземных экосистем бассейна водосбора еще не достаточно разработаны. Биоиндикационные оценки по низшим трофическим уровням используются довольно широко (Вислоух, 1916; Макрушин, 1974; Унифицированные..., 1977; Pantle, Buck, 1955). Хотя есть много попыток сопоставить изменения среды обитания и биотическую динамику, но пока трудно увидеть в них целостную систему.

Самым существенным звеном в методах биоиндикации является видовой состав сообществ водорослей. Система биоиндикации развивалась таким образом, что сначала было замечено появление или исчезновение определенных видов в конкретных условиях среды. То есть, в качестве индикатора условий использовалась система "вид-индикатор: есть - нет". Система развивалась по направлению расширения списка видов-индикаторов, которые позднее стали группироваться по наиболее ярко выраженным характеристикам условий. Количественные характеристики обилия видов включились в систему позднее сначала в балльной, а затем в долевой форме. Методы биоиндикации разрабатываются с начала 20 века и включают к настоящему моменту данные о почти 7000 видов-индикаторов по нескольким направлениям - местообитанию, температуре, подвижности водных масс и насыщенности их кислородом, солености, закислению, присутствию сероводорода, кальция, органическому загрязнению в дополнение списка видов, собранного нами ранее (Бариноваи др., 2000).

рис. 5.

 

В основе биоиндикационного анализа лежит представление об иерархической организации биотического сообщества, которая выражена в виде модели трофической пирамиды (Sladecek, 1973). На нашем рисунке схематично показана миграция энергии (трансформация снизу вверх и перенос сверху вниз) по трофическим уровням, однако, взаимоотношения между уровнями в реальной экосистеме значительно сложнее (UNEP/IPCS, 2006). Разнообразие организмов, составляющих трофическую пирамиду, весьма сильно варьирует в зависимости от уровня трофической нагрузки (и воздействия стрессовых факторов, как будет показано ниже), что нашло отражение в эмпирической метафизической модели В. Сладечека (Sladecek, 1973), где учтено распределение групп организмов в зависимости от типов их питания (UNEP/IPCS, 2006). Именно распределение сначала групп организмов, а затем видов, по интервалам значений показателей среды стало основой биоиндикаторного анализа.

Приведем несколько наиболее важных, устоявшихся и применяемых систем индикации показателей среды на основе видового состава и обилия видов водорослей.

Система индикаторов солености вод построена на основе классификации Р. Кольбе (Kolbe, 1927) и усовершенствована Ф. Хустедтом (Hustedt, 1957). Она широко распространена в индикации состояния водных объектов (Stoermer, Smol, 1999), поскольку охватывает широкий интервал концентраций, свойственный природным водам. Виды-индикаторы в этой системе разделены на 4 группы: (1) полигалобы, обитающие в гиперсоленых водах от 40‰ до 300‰, (2) эугалобы, обитатели морских вод с соленостью 20‰-40‰, (3) мезогалобы, живущие в солоноватых прибрежных водах морей и эстуариях, также как и в континентальных водах с соленостью от 5‰ до 20‰, (4) олигогалобы, обитающие в пресных или слегка солоноватых водах от 0 до 5‰, включающие, в свою очередь, 3 группы: а) галофилы, преимущественно пресноводные, но распространенные также в водах с невысоким уровнем концентрации NaCl; б) индифференты, типично пресноводные, иногда встречающиеся в слегка солоноватых водах; в) галофобы, типично пресноводные, избегающие даже небольших концентраций NaCl.

Среди индикаторов галобности (около 2600 таксонов) представлены, в основном, диатомовые водоросли. Общее представление об индикационном уровне разнообразия ограничивается рангом вида, однако, именно на соленость диатомовые водоросли реагируют на хлориды целыми родовыми группами (Ярыгин, Анисимова, 2004; Анисимова, Ярыгин, 2005.) Следует отметить, что реакция видов идет именно на хлориды, а не на общий ионный состав, в то время как в природных водах хлориды занимают определенное место, но присутствуют обычно и другие ионы (Meybeck, Helmer, 1989). Поскольку в полевых условиях легче измерять кондуктивность (электропроводность) для любых вод и/или минерализацию (TDS) для слабо минерализованных вод, то возникает необходимость в сопоставлении этих показателей с концентрациями хлоридов (табл. 7).

7. Классификация электропроводности и солености (Kolbe, 1927; Ehrlich, 1995)

Виды, чувствительные к рН воды, объединены в систему классификации, разработанную Ф. Хустедтом (Hustedt, 1938-1939). Классификационная система включает 11 групп видов-индикаторов рН от алкалибионтов, обитающих в водах с рН = 8 и более, до ацидобионтов, живущих в кислых водах с рН = 5 и менее. Списки видов-индикаторов рН (Merilainen, 1967) в настоящее время составляют до 1800 видов.

Виды, требующие определенной концентрации кислорода в воде (около 1500 таксонов), разделены на 4 класса (Cholnoky, 1968), а исследования, базирующиеся на работах Hustedt (1938-1939, 1957), Cholnoky (1968) и Van Dam (1975) относят виды к 5 экологическим группам по этому показателю (100%, 75%, 50%, 30%, 10% насыщения).

Терпимость к воздействию приливной зоны отнесена к 6 классам и выделено 5 классов местообитания от реобионтов до лимнофилов (Simonsen, 1962). Индикация температурной устойчивости проведена по диатомовым (Patrick, 1971) (около 420 таксонов).

Индикаторы метаболизма потребления азота разделены на 4 группы (от автотрофных видов, выживающих при очень низких концентрациях органически связанного азота, до гетеротрофных видов, нуждающихся в постоянно повышенных концентрациях органически связанного азота) согласно Cholnoky (1968) и Van Dam (1975).

Для оценки степени органического загрязнения водоемов и водотоков (около 3900 индикаторных таксонов) в России и странах ближнего зарубежья наиболее широко применяется метод Пантле-Бука (Pantle, Buck, 1955) в модификации Сладечека (1967) по результатам ряда исследований, где проводился сравнительный анализ чувствительности разных индексов (Lafont, 1988; Leynaud, 1975). Используя графу Si, в приводимой ниже таблице можно рассчитать индекс органического загрязнения по сообществу водорослей с использованием формулы:

где S - степень сапробности сообщества водорослей; s - сапробное занчение организма-сапробионта; h - частота встречаемости сапробионта в пробе.

 

Частоту встречаемости в баллах можно соотнести также с количественными характеристиками планктона или перифитона, имея которые легко воспользоваться переводом данных в баллы частоты встречаемости (табл. 8) и наоборот.

8. Баллы частоты встречаемости и обилие видов (Кузьмин, 1976) в комплексах водорослей по пятибалльной (Whitton et al., 1991) и шестибалльной (Корде, 1956) шкалам

 

Используя второй метод Т. Ватанабе (около 1000 таксонов) можно также рассчитать на основе данных графы D в таблице (часть2: табл. 1) степень органического загрязнения водоема или водотока по формуле:

Индекс S меняется от 0 до 4, соответствует пяти классам качества вод и четырем зонам самоочищения. Индекс DAIpo меняется от 0 до 100 и соответствует тем же классам и зонам самоочищения (Баринова, 1990б). Соотнесение классов и зон в двух системах проведено авторами ранее (Баринова, Медведева, 1986). Подробнее методы расчетов и соотношения этих индексов органического загрязнения вод приведены в работах С. Бариновой и Л. Медведевой (1996, 1998).

Третий метод оценки сапробности, привлекаемый нами, разработан в последние годы (Dell'Uomo, 1995) на основе системы Зелинки-Марвана (Zelinka, Marvan, 1961) для диатомовых водорослей (около 90 индикаторных таксонов; и применяется для оценки органического загрязнения в странах Средиземноморья, что важно, например, для соотнесения с результатами оценок по Израилю. Также как и в расчетах по методу В. Сладечека, здесь имеет значение сапробная валентность вида-индикатора и его обилие в сообществе, но вводится также индивидуальный видовой коэффициент. Расчет индексов EPI (Environmental Pollution Index) проводится по формуле:

EPI = S aj rj ij / S aj rj,

где EPI - индекс эвтрофикации/загрязнения для каждой станции;

aj - обилие вида в сообществе по пятибалльной шкале;

rj - постоянный видовой индекс EPi эвтрофикации/загрязнения;

ij - коэффициент R, изменяющийся от 1 до 5.

Индекс EPI рассчитывается по составу только диатомовых водорослей (список, коэффициенты и валентности приведены в части 2: табл. 3), варьирует от 1 до 4 и коррелирует с основными гидрохимическими показателями. Качество вод, определенное по индексам EPI, соответствует восьми градациям:

· 0.0 < EPI < 0.5 - естественные незагрязненные воды;

· 0.5 < EPI < 1.0 - воды высокого качества;

· 0.1 < EPI < 1.5 - воды хорошего качества;

· 1.5 < EPI < 2.0 - воды удовлетворительно качества;

· 2.0 < EPI < 2.5 - слабо загрязненные воды;

· 2.5 < EPI < 3.0 - умеренно загрязненные воды;

· 3.0 < EPI < 3.5 - сильно загрязненные воды;

· 3.5 < EPI < 4.0 - очень сильно загрязненные воды.

По предположению Делль Уомо индекс EPI коррелирует с составом водорослей-индикаторов галобности, а также с трофическим статусом водного объекта (табл. 9).

Разработка новых индексов, все более точно отражающих процессы, происходящие в водном объекте, его трофический статус, направлена на унификацию с последующим выходом на мониторинг (Padisak, al., 2006).

Наш многолетний опыт работы по трем системам оценки органического загрязнения показал, что индексы DAIpo рассчитываются трудно, поскольку видов-индикаторов, имеющих релевантные валентности обычно в сообщества мало. Индексы EPI, также основанные только на диатомовых, не учитывают большую часть видов в сообществе, если оно составлено с доминированием не диатомовых, как, например, в р. Хедера или оз. Великое. Кроме того, расчеты в ряде случаев неадекватны, поскольку индекс выходит за рамки классификационной системы.

9. Соответствие уровней сапробности, галобности и трофии с классами качества вод по Делль Уомо (Dell'Uomo, 1995)

Наиболее широко охватывающий возможные варианты состава сообществ индекс Сладечека S не только подходит для разнообразных сообществ, но и имеет большой список видов-индикаторов, среди которых не только водоросли, но и другие водные организмы, в том числе бесцветные жгутиковые, другие гетеротрофы, а также сосудистые растения и мхи, что весьма расширяет возможности его применения. Кроме того, в классификационной системе Сладечека имеется около сотни параметров воды, которые связаны с интервалами изменения индекса S. Именно эта связь дает возможность рассчитывать индексы WESI (ниже) и судить об активности процессов самоочищения и уровне токсического влияния. Индексы органического загрязнения включены в системы мониторинга ряда стран Европейского Союза и СНГ (Кимстач, 1993).