Оценка степени загрязнения вод по показательным организмам

Оценка качества воды природных водоемов проводится с помощью различных методов, среди которых наиболее распространены биологические методы.

Оценка степени загрязнения вод по биологическим показателям, т. е. по видовому и количественному составу фауны и флоры, осуществляется двумя путями:

• • по присутствию в водоемах индикаторных организмов;
• • по результатам сравнения населения водоемов на загрязненных и чистых участках.

В первом случае пользуются разработанными системами индикаторных организмов, с помощью которых (по присутствию или отсутствию тех или иных видов и их относительному количеству) можно отнести водоем или его отдельные участки к определенному классу вод. Во втором случае заключение дается по результатам сопоставления состава населения на разных участках водоема, в разной мере подверженных загрязнению.

Наиболее разработанными являются система Кольквитца — Марссона (R. Kolkwitz, M. Marsson, 1908, 1909) и ее последующие модификации. Эта система, включающая показательные организмы для оценки степени загрязнения (сапробности) вод, в дальнейшем послужила основой для многих последующих систем биологического анализа.

Р. Кольквитц и М. Марссон выделили четыре зоны загрязнения вод — олигосапробную, ри а-мезосапробную, полисапробную — и составили списки видов-индикаторов, характерных для каждой из них. В дальнейшем списки видов претерпевали некоторые изменения — дополнялись и исправлялись. Списки основных видов-индикаторов сапробности представлены в методическом руководстве: «Унифицированные методы исследования качества вод» (1976).

Система Кольквитца—Марссона за время своего существования неоднократно усовершенствовалась; некоторые из новых методик мы приводим ниже. При подготовке настоящей главы использованы материалы из обзора А. В. Макрушина (1974).

Вычисление средней величины сапробности биоценоза. Результаты, основанные на использовании одних только видов-индикаторов, достаточно сложно интерпретировать. С одной стороны, среди большого перечня видов-индикаторов имеются организмы, относящиеся к разным зонам сапробности, с другой — в полученных результатах свободно могут ориентироваться лишь специалисты-систематики. Поэтому в дальнейшем были предложены методы, позволяющие оценить среднюю сапробность биоценоза и облегчающие понимание результатов биологического анализа неспециалистами.

Метод представления результатов биологического анализа в графической форме был предложен Н. Кнёппом (N. Кпёрр, 1954, 1955).

Количество встреченных в пробе особей видов-индикаторов системы Кольквитца — Марссона оценивалось Н. Кнёппом по семибалльной шкале (1 — единично, 2 — мало, 3 — от мало до средне, 4 — средне, 5 — от средне до много, 6 — много, 7 — массово). Раздельно подсчитывалась сумма баллов олиго-, р-мезо-, а-мезои полисапробных видов. По этим данным строился график. На вертикальной оси откладывались найденные суммы, причем сумма баллов олигои p-мезосапробов принималась за положительные значения, а-мезои полисапробов — за отрицательные. На горизонтальной оси откладывалось расстояние между станциями.

Соединяя соответствующие точки прямыми линиями, получают фигуру (рис. 11), которая визуально показывает соотношение видов-индикаторов (в пределах каждой зоны сапробности) в обследованных участках водоема. Из представленных результатов легко может быть получена кривая среднего балла (кривая «центра тяжести»), показывающая, на какой ступени сапробности находится тот или иной участок водоема. Ее получают путем вычитания из суммы баллов больших значений — меньших. На рис. 11 кривая «центра тяжести» обозначена пунктирной линией.

Представленные на рис. 11 значения могут быть дополнены графиком относительной чистоты водоема (рис. 12), показывающим отношение суммы баллов олигои p-мезосапробных организмов (в процентах) к сумме баллов всех показательных видов. Зеркальным отражением кривой «относительной чистоты» водоема является кривая «относительной загрязненности», показывающая отношение суммы баллов а-мезои полисапробов к сумме баллов всех показательных организмов.

Достоинство этих методов — выразительность графиков, с помощью которых можно наглядно показывать степень загрязнения водоема на разных его участках.

Р. Пантле и Н. Букк (R. Pantle, N. Buck, 1955; R. Pantle, 1956) предложили характеризовать степень загрязнения водоемов индексом сапробности (5). Для этого они приняли индикаторную.

Рис. 11. Соотношение видов-индикаторов, характеризующих степень сапробности различных участков водоема:

1 — олигосапробные организмы; 2 — p-мезосапробы; 3 — а-мезосапробы; 4 — полисапробы. Пунктирной линией обозначена кривая «центра тяжести», т. е. средний балл сапробности.

Рис. 12. Графики «относительной чистоты» (7) и «относительной загрязненности» (2) водоема значимость (5) олигосапробов за 1; p-мезосапробов — за 2; амезосапробов — за 3; полисапробов — за 4. Относительное количество особей вида (А) оценивается следующим образом: случайные находки приняты за 1; частая встречаемость — 3; массовое развитие — 5. Индекс сапробности обследуемой станции вычисляется по формуле

В полисапробной зоне он равен — 4,0—3,5; в р-мезосапробной зоне — 3,5 —2,5; в а-мезосапробной зоне — 2,5 —1,5; в олигосапробной зоне — 1,5—1,0.

Результаты, полученные с помощью этого метода, в основном отражают соотношение показательных организмов и совпадают с другими показателями загрязнения. Достоинство метода заключается в том, что с его помощью можно уловить различия внутри каждой из зон сапробности (R. Pantle, 1960).

И. Ротшайн (I.Rotschein, 1959, 1962) предложил индекс сапробности, аналогичный индексу Пантле и Букка. При его расчете учитываются сапробные валентности и индикаторный вес показательных организмов по М. Зелинке и П. Марвану (см. ниже) (M.Zelinka, Р. Marvan, 1961). Каждой ступени сапробности придается определенное числовое значение: ксеносапробная ступень S_x = 90; олигосапробная ступень S₀= 70; p-мезосапробная ступень.

= 50; а-мезосапробная ступень — S_a = 30; полисапробная ступень S_p = 10.

Для расчета отдельных ступеней сапробности, как и расчета средневзвешенных сапробных валентностей по М. Зелинке и А. Марвану, подсчитывают суммы Р (^Р), являющиеся произведением частоты встречаемости видов, их сапробной валентности и индикаторного веса.

Наибольшая и две соседние с ней для ступеней сапробности умножаются на соответствующие значения S_x, …, S_p

полученные три произведения складывают и делят на сумму трех соответствующих Y.P-

Индекс Ротшайна равен.

где — наивысшая Р.

Полученные значения индекса S истолковывают следующим образом: ксеносапробная ступень — 90 — 80; олигосапробная ступень — 80 — 60; p-мезосапробная ступень — 60—40; а-мезосапробная ступень — 40 — 20; полисапробная ступень — 20—10.

При расчете индекса Ротшайна (в противоположность индексу Пантле и Букка) принимают во внимание не все виды показательных организмов, а только те, которые относятся к ступени с наибольшей ?Р и к двум соседним к ней.

В том случае, если наибольшая ?Р приходится на одну из крайних ступеней сапробности (ксеносапробную или полисапробную), при расчете индекса учитываются не две, а одна соседняя ступень.

Если две YjP равны, то принимаются во внимание только две ступени сапробности.

Сапробная валентность и индикаторный вес показательных организмов. Многие виды-индикаторы встречаются в водоемах двух или даже трех зонах сапробности, что является причиной неточности при установлении средней сапробности биоценоза.

Чтобы уточнить результаты биологического анализа, М. Зелинка и П. Марван (M.Zelinka, Р. Marvan, 1961, 1966) ввели понятие сапробной валентности. Сапробная валентность вида показывает, в какой мере он характерен для той или иной ступени сапробности. Она выражается одной или несколькими цифрами, сумма которых для конкретного вида равна 10.

Сапробные валентности установлены авторами на основании многолетней регистрации сборов биологических проб при сравнении их с химическими анализами среды обитания организмов и литературными данными.

Для того чтобы при оценке степени загрязнения повысить роль видов, присутствие которых наиболее характерно для определенной ступени сапробности, по сравнению с видами, встречающимися в разных зонах сапробности, М. Зелинка и П. Марван ввели понятие «индикаторный вес» (J) организма. Он оценивается для каждого конкретного вида в баллах (от 1 до 5), который показывает, насколько высоко индикаторное значение того или иного вида.

Для определения степени сапробности всего биоценоза рассчитывают средневзвешенные сапробные валентности ксеносапробной ступени — А; олигосапробной ступени — В; р-мезосапробной ступени — С; а-мезосапробной ступени — D; полисапробной ступени — Е по следующим формулам:

где А, — — величина, характеризующая количество особей /-го вида; J, — индикаторный вес /-го вида; я" Ь" с, и т. д. — сапробные валентности вида /.

Величины сапробной валентности и индикаторного веса организмов находят по специальной таблице (M.Zelinka, Р. Marvan, 1961, 1966). Высчитываются произведения aJh, bJh, cJh и т. д. для каждого вида и их суммы. Эти суммы делятся на суммы произведений Jh. Полученные значения А, В, С, D, Е являются средневзвешенными сапробными валентностями биоценоза, сумма которых равна 10.

М.Зелинка и П. Марван (M.Zelinka, Р. Marvan, 1961, 1966) в своих работах приводят список видов-индикаторов сапробности с указанием их сапробных валентностей и индикаторного веса вида. Позже количество видов-индикаторов и их показательные характеристики были уточнены и расширены работами других авторов (M.Zelinka, V. SladeCek, 1964; A. SladCekova, V. SladeCek, 1966; V. SladeCek, 1969).

Метод М. Зелинки и П. Марвана является усовершенствованной модификацией системы Кольквитца—Марссона. Однако возможность его широкого применения ограничена тем, что сапробные валентности и индикаторный вес организмов могут различаться в разных биотопах. Кроме того, некоторые специалисты отмечают трудоемкость самого этого метода.

Система Кольквитца—Марссона разработана применительно к условиям загрязнения вод начала XX века. В настоящее время характер и степень загрязнения водоемов сильно изменились. Для вод, загрязненных промышленными стоками, предложен термин антисапробная зона; в водах, загрязненных токсичными веществами, различают две зоны — хемобионтную (где встречаются организмы) и хемотоксичную (где их нет) и даже четыре зоны (олиго-, р-мезо-, а-мезои политоксичную). Для вод, в которых сказывается действие минеральных взвесей или высокой температуры, предложен термин криптосапробная зона (V. SladeCek, 1966, 1967).

В.Сладечек (1961) внутри полисапробной зоны различает три зоны — изосапробную (с преобладанием цилиат над флагеллятами), метасапробную (с преобладанием флагеллят над цилиатами) и гиперсапробную (отсутствие простейших при развитии бактерий и грибов). Этим автором (V. SladeCek, 1967, 1969) сделана попытка сравнения некоторых бактериологических и химических показателей с отдельными ступенями сапробности и предложена общая биологическая схема качества вод.

А.С.Скориков (1909, 1911) предложил совсем иную классификацию видов-индикаторов. Он разделил эти показательные организмы по типу питания (на автотрофов, миксотрофов, амфитрофов и гетеротрофов) применительно к оценке качества питьевых вод на три группы:

• 1) катаробионты — формы, характерные для планктона озер; они не выдерживают присутствия в воде даже небольшого количества способных к гниению органических веществ;
• 2) альгобионты — формы, типичные для прибрежных зарослей и планктона озер; могут жить при наличии некоторого количества разлагающихся органических веществ;
• 3) сапробионты — организмы, использующие для жизнедеятельности мертвое органическое вещество.

Среди сапробионтов А. С. Скориков различает:

• олигосапробионты — организмы, обитающие в незагрязненных или слобозагрязненных водоемах;

. мезосапробионты — организмы, характерные для загрязненных вод;

• полисапробионты — организмы, характерные для очень загрязненных вод.

Население озер, по А. С. Скорикову, состоит из трех групп — катаробионтов (планктонные организмы), альгобионтов (население прибрежных зарослей) и олигосапробионтов (обитателей дна).

По мнению А. С. Скорикова, увеличение в незагрязненных водоемах количества олигосапробионтов и альгобионтов за счет катаробионтов свидетельствует об ухудшении качества вод. Данная система может быть применена при оценке качества вод незагрязненных водоемов.

Система Кольквитца—Марссона, которая постоянно совершенствуется, оказалась самой разработанной системой биологического анализа качества вод. Тем не менее многие специалисты указывают на ряд ее недостатков. Наиболее существенный недостаток этой системы — громоздкость и трудоемкость при практическом использовании.

Детальная обработка проб — необходимое условие использования системы Кольквитца—Марссона — требует много времени и квалифицированных специалистов по систематике флоры и фауны. Кроме того, отмечается необходимость дальнейшего совершенствования системы показательных организмов для более точной оценки уровня и биологических последствий загрязнения вод.