Различные оцінки ступеня забруднення водоемов

Предисловие.

Залежність людини від природи, від природною довкілля існувала всіх етапах перелому людської історії. З одного боку, з розвитком продуктивних сил суспільства, тоді як взаємовідносини людини з довкіллям дедалі більше опосредовались створюваної їм «другий природою», людина підвищував свою захищеність від стихійного буйства природи. Винаходячи, наприклад, засоби одержання і перспективи використання заліза, міді, людина різко збільшує свою могутність у відносинах із дикою природою. Разом про те з часом саме розвиток цивілізації виявляється залежатиме від екологічної обстановки планети. Ми, що українці людина залежить від природи, а й навколишня людини природа залежить від цього, від масштабів, форм і сучасних напрямів його деятельности.

Антропогенний впливом геть біосферу і неприємних наслідків забруднення за межі локального впливу, набуваючи регіональний і навіть глобального характеру. Величезна загроза для людства залежить від забруднення водойм. Синтетичні органічні речовини, іони важких металів, аккумулируясь в тканинах, надають негативний вплив на репродуктивні процеси гідробіонтів. Це вплив забруднення віднаходить своє реальне вираження у прогресуючій эвтрофикации водойм, накопиченні хімічних токсикантів у різних середовищах, у зниженні екологічної продуктивності водних екосистем. А. С. Константинов (1986) зазначає, що складається загроза порушення екологічної рівноваги у природі, небезпека якого важко переоцінити. Тому перед людством постає грандіозна завдання охорони гідросфери. І щоб оцінити стан водойми, необхідні добре розроблені гідробіологічні класифікації водних екосистем, якими можливо встановлення основних змін водних біоценозів за умов забруднення навколишнього среды.

Гідробіологічні показники найважливішим елементом системи контролю забруднення водного середовища. Контроль довкілля по гидробиологическим показниками є високо приорететным і з метою забезпечення можливості прямий оцінки стану водних екологічних систем, відчувають шкідливий вплив антропогенних чинників (Ю.А.Израэль, Н. К. Гасилина та інших., 1981).

Різні оцінки ступеня забруднення водоемов.

Під забрудненням водойм розуміється погіршення їх економічного значення й біосферних функцій внаслідок антропогенного надходження у яких шкідливі речовини. Екологічний дію забруднюючих речовин проявляється на організмовому, популяційному, биоценотическом і экосистемном рівнях. На організмовому рівні спостерігаються порушення окремих фізіологічних функцій, зміна поведінки, зниження темпу зростання, збільшення смертності внаслідок прямого отруєння чи зменшення опірності стресовим станам довкілля. Важливе значення має ушкодження генетичного апарату і трансформація вихідного генофонду особин. На рівні популяцій забруднення може викликати зміна їх чисельності та біомаси, народжуваності і смертності, статевої і розмірної структури. Слід додати хаотизацию внутрипопуляционных відносин, викликувану зміною поведінки особин та перекручуванням мови хімічних сигналів. На биоценотическом рівні забруднення б'є по структурі та функціях співтовариства, оскільки одні й самі забруднюючі речовини неоднаково впливають на різні компоненти біоценозу. У остаточному підсумку відбувається деградація екосистем — погіршення їх як елементів середовища чоловіки й зниження позитивну роль у формуванні біосфери (Константинов, 1986).

У системі гидробиологической служби спостережень і місцевого контролю поверхневих вод використовують як індикатори якості вод бактерії, найпростіші, водорості, макробеспозвоночные й. Кожна група цих організмів у ролі биоиндикатора має переваги та недоліки, які окреслюють межі застосування сили під час вирішення тих чи інших завдань біоіндикації (Абакумов, Качалова, 1981).

Приділяється увага розгляду сучасних методів добору, і аналізу бентосных організмів, і навіть обговоренню оцінок стану донних співтовариств. Актуальність такий підхід залежить від того, що донні угруповання є найважливішим компонентом екосистем, і відіграє значної ролі у трансформації органічного речовини. Разом із цим у результаті антропогенного впливу, бентосные співтовариства, зазвичай, перебувають у несприятливі погодні умови внаслідок акумуляції забруднюючих речовин, у придонному шарі води та опадах. З огляду на обмеженою лабільності бентоса і відносній стійкості донних співтовариств відбивають фонові забруднення водних мас за щодо тривалий час (Израэль, Абакумов та інших., 1981).

Зоопланктон успішно використав різні методи оцінки якості води та, особливо, під час вироблення експрес методів. У водночас можна почути, що зоопланктон мало корисний з метою оцінки якості вод, позаяк у водотоках він проноситься течією, не створюючи досить стабільних за складом співтовариств, притаманних цієї ділянки річки (Іванова, 1976). Але використання зоопланктону як індикатора забруднення в озерах дає позитивні результаты.

У 1908 і 1909 рр. Кольквитцом і Марссоном були опубліковані матеріали з приводу оцінці ступеня забруднення вод разлагающимися органічними речовинами, чи сапробности (по Макрушину, 1978).

Сапробность (від грецького sapros — гнилої) — фізіолого-біохімічні властивості організму (сапробионта), зумовлюючого його спроможність жити у питній воді з тим чи іншим змістом органічних речовин, що у водойму переважно з господарчо-побутовими стоками. Кольквитц і Марссон вивчаючи різні водойми, встановили 4 зони сапробности:

1. Полисапробная зона — у питній воді разлагающиеся білки, умови середовища анаэробные, характер біохімічних процесів відбудовний, у питній воді багато сероводорода.

2. ?-мезосапробная зона — присутні аминоі амидокислоти, умови середовища полуанаэробные, характер біохімічних процесів востановительно-окислительный; присутній сероводород.

3. ?-мезосапробная зона — сполуки азоту у вигляді солей амонію, нітритів і нітратів, кисню зазвичай багато, але можливі заморы у дна і тільки вночі через припинення фотосинтезу, сірководень іноді у невелику кількість, характер біохімічних процесів окислительный.

4. Олигосапробная зона — чисті води, сполуки азоту у вигляді нітратів, вода насичена киснем; СО2 мало, сірководню немає.

Поза тим, що Кольквитц і Марссон визначили зони сапробности, вони дали списки видів, притаманних кожної з цих зон. У працях вони продемонстрували черговість зникнення і повторного появи організмів — водоростей, найпростіших, макробеспозвоночных і риб — внаслідок впливу забруднюючих речовин. Системи Кольквитца і Марссона стала основою багатьох наступних систем біологічного анализа.

У 1955 г. виходить робота Пантле і Букка (по Макрушину, 1978), у якій характеризують ступінь забруднення індексом сапробности (P.S). Індикаторну значимість (p.s) вони прийняли у олигосапробов за 1, ?-мезосапробов за 2, ?-мезосапробов за 3 і полисапробов за 4. Відносне кількість особин виду (h) оцінюється так: випадкові знахідки — 1, часта зустрічальність 3 і «масове розвиток — 5. Індекс сапробности обчислюється по формуле:

У полисапробной зоні він дорівнює - 4.0−3.5, в ?-мезосапробной -3.5−2.5 в ?-мезосапробной зоні - 2.5−1.5 й у олигосапробной зоні 1.5−1.0.

Багато виды-индикаторы зустрічаються водами 2, 3 чи 4-х зон сапробности, що причиною неточності під час встановлення середньої сапробности біоценозу. Для уточнення Зелинка і Марван в 1961 г запровадили поняття сапробной валентності. Сапробная валентність показує, якою мірою вид уражає тій чи іншій щаблі сапробности. Сапробные валентності висловлюють одна чи кілька цифрами, сума яких про людське око дорівнює 10 (табл. 1). Щоб в оцінці забруднень підвищити роль видів, наявність яких притаманно певному щаблі сапробности проти видами, зустрічаються в зонах різною сапробности, Зелинка і Марван вводять поняття індикаторного ваги (J), який кожному за виду в балах от1 до 5 і що свідчить про наскільки високо индикаторное значення вида.

Для визначення рівня сапробности всього біоценозу розраховують середньозважені сапробные валентності для ксеносапробной щаблі - Щодо олигосапробной щаблі - У тощо. по формуле:

Примітка. Див. в тексте.

Величини сапробной валентності і індикаторні ваги знаходять по опублікованим таблицям (Уніфіковані методи дослідження якості вод, 1966; Макрушин, 1974). Розраховуються твори a· J·h, b· J·h, c· J·h тощо. кожному за виду та їх суми. Ці суми діляться на суми творів J· h. Отримані величини (A, B, З, D, E) є середньозваженими сапробными валентностями біоценозу, сума яких дорівнює 10. Співвідношення значень A: B:C:D:E слід розуміти, як картину сапробных умов у біоценозі. Становище найвищого значення цій вервечці визначає, якої зоні сапробности слід віднести изучаемый біоценоз. Сусідні величини дозволяють очікувати, у який бік можливі відхилення (Макрушин, 1974).

Вдосконалюючись протягом великого відтинку часу, система Кольквитца-Марссона стала найбільш детально розробленої системою біологічного аналізу якості вод. Проте, багато авторів свідчить про ряд властивих їй недоліків. Багато дослідників вважає громіздкість практичного застосування цією системою. Використання методів Пантле і Букка, Зелинки і Марвана, потребує багато часу і кваліфікованих фахівців із систематики водної фауни і флори (Макрушин, 1974; Мороз, 1978; Макрушин, Кутікова, 1976).

Ці методи дають позитивні результати для брудних і забруднених ділянок, де зустрічаються організми з індексами сапробности переважно відомими, і було непридатні тим, де є багато видів з не встановленої сапробностью, особливо найчистіших ділянок. На «чистих» станціях індекси сапробности виявилися вище дійсних (Мороз, 1978; Макрушин, Кутікова, 1976; Финогенова, Алімов, 1976; Макрушин, 1974). Непридатність цих методів також обумовлена відмінностями фауни середньоєвропейських й річок (Финогенова, Алімов, 1976; Макрушин, 1974).

Довільна оцінка чисельності організмів видається досить коректною стосовно тваринам макрозообентоса через значних відмінностей у їх розмірах і втрачає яка витікає звідси суб'єктивності та плутанині у визначенні частоти народження. Поняття «багато» і «мало» тощо. до різних організмів матиме різних значень, що не то, можливо кваліфіковано усвідомлено (Финогенова, Алімов, 1976). Метод Пантле і Букка дозволяє наочно встановити, що станції, які стосуються одному й тому класу вод, відрізняються між собою (Мороз, 1978).

Система сапробности Кольквитца і Марссона і його модифікації розроблено стосовно водоймам, забрудненими органічними речовинами биогенного походження. Для оцінки ступеня забруднення вод речовинами хімічного походження вона придатна.

З 1955 року почала роботу над биотическим індексом Ф. Вудивисс. Під час розробки системи було вирішено, що вона повинна переважно відповідати наступним требованиям:

1. бути цифровой;

2. мати верхнє і нижнє граничні значення, у межах яких міг би вкластися всі випадки якості води, які стосуються контролю загрязнения;

3. бути простий при застосуванні навіть у польових умовах і вимагати складних вычислений;

4. має залежати від видів тих груп організмів, визначення яких аж занадто трудоемко;

5. вистачити гнучкою для можливого застосування у майбутньому виходячи з накопиченого досвіду.

При виборі «ключових» організмів чи груп у ролі індикаторів зміни води від дуже забрудненій до чистої Ф. Вудивисс віддав перевагу організми, які найширше поширені в басейні річки Трент (Англія). Він досліджував понад 500 проб, узятих з усього водозбору річки й підтвердив зокрема можливість використання відзначених їм організмів як індикаторів якості води. Справді, забруднення вод скорочує розмаїтість організмів, хоча стійкі до забруднення води можуть продовжувати існувати в достатку у тому ж пункті (Вудивисс, 1977). Це і він вирішив використовувати Ф. Вудивисс для біотичного індексу, але, оскільки неможливо встановити таксономическое становище всіх організмів у протягом обмеженого терміну, Вудивиссом підготували список оперативних одиниць, які для зручності він їх назвав «групами». Безсумнівна гідність цього методу тому, що він об'єднуються принципи індикаторного значення окремих таксонов і принцип зміни розмаїття фауни за умов забруднення (Финогенова, Алімов, 1976; Гореликова, 1988). На відміну не від системи Кольквитца-Марссона система Вудивисса можна з успіхом використовуватися персоналом середньої кваліфікації (Макрушин, 1974).

Але є й негативні моменти використання цієї методу в водах. Порівнюючи різні методи оцінки якості вод, Т. Г. Мороз (1978) встановив, що метод Вудивисса прийнятний брудних і дуже забруднених вод; ще чистої води біотичні індекси занижені, оскільки були відсутні личинки поденщин, ручейников, веснянок і переважали групи, які у системі Вудивисса майже відбиті або ж об'єднують у дуже великі таксоны. Н. П. Финогенова і А. Ф. Алимов (1976) вважають, що необхідні спеціальні роботи з розробки методу стосовно особливостям фауни різних районів відповідно до зоогеографическим розподілом внутрішніх водоемов.

Н.М.Гореликова (1988) використовувала метод Вудивисса з оцінки якості вод Воткинского водосховища. З її розрахунках, метод неспроможна применятьсяв водоймищах загалом, оскільки загрязняемый, але це найбільш проточний район має більш різноманітну фауну, що нижчоюрозташовані ділянки з уповільненим водообменом і одноманітними мулистими грунтами. Оцінити якість води методом Вудивисса можна лише проточних ділянках водоймищ.

Індекс дає ненадійні результати коли ділянку забруднення перебуває в невеличкому відстані від розташованого вище чистого ділянки річки. Вниз за течією мігрують організми характерні для зон з вищим биотическим індексом (Тищиков, 1981).Фауна заростей теж дає позитивних результатів. Навіть під час ділянках поряд із високий рівень забруднення в заростях присутній різноманітний комплекс гідробіонтів, які включають групи й ті види, що вказують на високий биотический індекс (Тищиков, 1981).

У 1961 року Гуднайт і Уитлей (по Финогеновой, Алимову, 1976) запропонували оцінювати стан водойми стосовно чисельності олигохет до спільної чисельності тварин бентоса:

Якщо це співвідношення більш 60%, автори визначають хороше стан водойми, якщо 60−80% - ріка в сумнівному безпечному стані і більш 80% - ріка у тяжкому стані.

Індекс Гуднайта і Уитлея ділять на шість градацій (табл. 2).

Таблиця 2.

Ставлення чисельності олигохет до спільної численности.

тварин бентоса.

Сапробность.

0.01−0.16.

0.17−0.33.

0.34−0.50.

0.51−0.67.

0.68−0.84.

0.85−1.00.

Вода.

чистая.

умовно чистая.

слабо.

загрязненная.

загрязненная.

грязная.

очень.

грязная.

На думку багатьох учених (Винберг, Алімов, Балушкина, Нікуліна, Финогенова, Цалолихин, 1977; Мороз, 1978) індекс Гуднайта і Уитлея є найпридатнішою з оцінки якості вод по олигохетам, адже він простий і зручний. Але, зазначає Тищиков (1981), індекс Гуднайта і Уитлея залежить від повноти обліку олигохет. Вивчення річки Березини показали, що олигохеты зустрічаються до глибини 15−20 див, тоді як представники інших груп до 3−6 див. Використання дночерпателей, не які забезпечують відбір проб на достатню глибину призводить до недоучету олигохет і, зниження величини индекса.

Н.Г.Гореликова (1988), досліджуючи зообентос Воткинского водоймища і перевіряючи різні індекси з метою оцінки якості води, запропонувала залучити до індексі Гуднайта і Уитлея не олигохет загалом, а чисельність тубифицид, що як точно відображало ситуацію якості вод.

Цанер в 1964 року (по Макрушину, 1974) запропонував оцінювати якість вод ставленням чисельності Tubifex tubifex до чисельності видів роду Limnodrillus. До чого співвідношення тим більша, чим сильніший забруднення. Цанер в 1965 року дає таблицю (табл. 3), у якій показано залежність між якістю води та чисельністю тубифицид.

Таблиця 3.

Щільність олигохет, характеризує різні степени.

забруднення (по Макрушину, 1974).

Классчистоты воды.

Tubifex tubifex.

(тис. эк/м**2).

р.Limnodrillus.

(тис. эк/м**2).

1 — 2.

0.1 — 1.

0.1 — 2.

2 — 3.

1 — 2.

2 — 10.

2 — 10.

10 — 50.

3 — 4.

10 — 50.

50 — 100.

50 — 100 і более.

більш 100.

Перший клас чистоти води відповідає олигосапробной щаблі, 2 — ?-мезосапробной, 3 — ?-мезосапробной і 4 — полисапробной.

У літературі можна зустріти різні погляду щодо індексу Цанера за чисельністю T. Tubifex і деяких видів роду Limnodrillus.

Финогенова і Алімов (1976) вважають, індекс непогано відбиває ступінь забруднення, позаяк у ньому враховано сезонна динаміка чисельності олигохет: граници кожного класу досить широкі, щоб вмістити сезонні колебания.

Незастосовним за умов вважають цей індекс Т. Г. Мороз (1978). Оскільки чисельність олигохет буває невилика, чому оцінка чистоти вод відповідає действительности.

У 1964 р. Кінг і Болл (по Финогеновой, Алимову, 1976) запропонували індекс, враховує ставлення біомаси (У) комах і олигохет:

При важкому забруднення індекс відповідно буде 0/1, а чистої води 612/1. Але це індекс не враховує сезонної динаміки чисельності тварин і звинувачують особливо личинок комах. Тому одноразові збори можуть збігтися з періодом мінімальної чисельності, зумовленої вильотом комах, а не з забрудненням, і призвести до зрадливої оцінці (Финогенова, Алімов, 1976).

Карр і Хилтонен в 1965 р. (по Макрушину, 1974) запропонували оцінювати ступінь забруднення за величиною абсолютної чисельності олигохет:

100 — 999 экз/м2 — слабке загрязнение;

1000 — 5000 экз/м2 — середнє загрязнение;

більш 5000 экз/м2 — тяжедое загрязнение.

Багато учених вважають цей індекс неприйнятним нашим вод (Мороз, 1978; Финогенова, Алімов, 1976; Гореликова, 1988).

Н.М.Гореликова (1988) пропонує свою модифікацію даного індексу. Для оцінки якості вод водоймищ вона використовує чисельність тубифицид, а чи не олигохет загалом. «Середнє» забруднення має відповідати чисельності тубифицид 5000 -10 000 экз/м2, «важке» — понад 10 000 экз/м2.

Бринхест в 1966 р. запропонував індекс відносини чисельності Limnodrillus hoffmesteri (по Финогеновой, Алимову, 1976) до сумарною чисельності олигохет — що стоїть його величина, то більше вписувалося забруднення. Н. П. Финогенова і А. Ф. Алимов (1976) вважають, індекс доречний під час водойм, у яких він розробили, саме для американських Великих озер.

У 1975 р. співробітниками АН Латв. РСР Э. А. Пареле і О. З. Качаловой спеціально для олигохет було запропоновано нову методику оцінки якості вод під назвою «Tubifex» (Пареле, 1975). Були отримані стандартні коефіцієнти сапробности D1 і D2 для водойм Латвии.

D1 — бентос складається з різних груп животных;

D2 — бентос полягає майже зовсім з олигохет.

B — все організми бентоса, включаючи олигохет;

Про — все олигохеты, включаючи тубифицид;

Т — все тубифициды.

Значення коефіцієнтів D1 і D2 майже збігаються і тому Э. А. Пареле пропонує використовувати коефіцієнт D2:

D2 = 0.80 — 1.00 (сильне загрязнение);

D2 = 0.55 — 0.79 (загрязненная);

D2 = 0.30 — 0.54 (слабко загрязненная);

D2 = < 0.30 (щодо чистая).>

Использованиеданного індексу на водах Нижнього Дніпра може дати цілком позитивних результатів (Мороз, 1978). У пробах олигохеты були представлені у основному тубифицидами. У зв’язку з цим індекс відносини їх чисельності до сумарной чисельності олигохет було дуже високим — за його свідченнями, все станції слід було зарахувати до сильно забрудненій зоні, що ні відповідало реальності. Финогенова і Алімов (1976), Гореликова (1988), вважають, що методику оцінки води «Tubifex» застосовна тим річок, у яких усталилася, тобто. для водотоків Латвии.

Е.В.Балушкина (1976) запропонувала використовувати як індикаторів ступеня забруднення хирономид. Її засвідчили, що під впливом забруднення відбувається закономірне зміну співвідношення чисельності личинок хирономид які стосуються подсемействам Chironomidae, Ortocladiinae, Tanypodinae. У найбільш чистих водах домінують личинки ортокладиин, а забруднених таниподин. Для індикації забруднень Е. В. Балушкиной (1976) було запропоновано індекс До, який відбиває співвідношення представників цих 3-х подсемейств:

?t, ?ch, ?or — відповідно індикаторні значення представників кожного з подсемейств. ?=N+10, у своїй N — відносна чисельність особин кожного з подсемейств у відсотках від кількості личинок хирономид. Кількість 10 введено обмеження меж значень індексу До. Визначення величини індексу До в досліджуваних річках показали його закономірне зростання принаймні забруднення води (Винберг, Алімов та інших., 1977; рис. 1).

0.136 1.0806.5009.11.500.

чистые.

помірковано забруднені.

загрязненные.

грязные.

Рис. 1. Значення індексу До водами різного рівня забруднення.

Голубєва (1981) підтверджує залежність співвідношень подсемейств хирономид від рівня забруднення водойми. Проте дуже багато дослідників зазначає, індекс Балушкиной це не дає позитивних результатів (Тищиков, 1981; Мороз, 1976; Гореликова, 1988).

Здатність малощетинковых хробаків жити на різноманітних субстратах, реагувати на антропогенні впливу зміною структури і чисельності своїх популяцій досліджував у своїй індексі В. И. Попченко (1988). З урахуванням екологічного та зоогеографического образу олигохет з оцінки стану чистоти внутрішніх вод європейського Півночі В. И. Попченко запропонував інформаційний індекс сапробности, який відбиває ставлення масових видів, стійких по-різному до забруднення, до спільного складу фауни олигохет:

Is — індекс сапробности олигохет;

Nt — середня чисельність T. tubifex;

Nh — Limnodrillus hoffmeisteri;

Nf — Spirosperma ferox;

No — чисельність всіх олигохет в биотопе.

По значенням показника Is до різних умов водних екосистем Північної Європи, вважає Попченко (1988), доцільні 4 групи кількісних показників в пределах:

Is = 0.90 — 1.00 — сильно забруднені воды;

Is = 0.50 — 0.89 -забруднені воды;

Is = 0.30 — 0.49 — слабко забруднені воды;

Is < 0.30 — чисті й щодо чисті воды.>

Біологічний індекс залежить переважно від рівня забруднення, але не характеру грунту та глибин. Показано, що однаковий тип грунту на місцях з різною мірою забруднення характеризується різними за величиною биотическими індексами (Попченко, 1988).