Реферат: Различные оценки степени загрязнения водоемов

Предисловие

Зависимость человека от природы, от естественной среды обитания существовала на всех этапах человеческой истории. С одной стороны, по мере развития производительных сил общества, по мере того как взаимоотношения человека с окружающей средой все более опосредовались создаваемой им “второй природой”, человек повышал свою защищенность от стихийного буйства природы. Изобретая, например, способы получения и использования железа, меди, человек резко увеличивает свое могущество во взаимоотношениях с природой. Вместе с тем с течением времени само развитие цивилизации оказывается зависимым от экологической обстановки на планете. Мы видим, что не только человек зависит от природы, но и сама окружающая человека природа зависит от него, от масштабов, форм и направлений его деятельности.

Антропогенное влияние на биосферу и неблагоприятные последствия загрязнения выходят за пределы локального воздействия, приобретая региональный и даже глобальный характер. Огромная угроза для всего человечества заключается в загрязнении водоемов. Синтетические органические вещества, ионы тяжелых металлов, аккумулируясь в тканях, оказывают отрицательное воздействие на репродуктивные процессы гидробионтов. Это влияние загрязнения находит свое реальное выражение в прогрессирующей эвтрофикации водоемов, накоплении химических токсикантов в разных средах, в снижении экологической продуктивности водных экосистем. А.С.Константинов (1986) отмечает, что создается угроза нарушения экологического равновесия в природе, опасность которого трудно переоценить. Поэтому перед человечеством встает грандиозная задача охраны гидросферы. И чтобы оценить состояние водоема, необходимы хорошо разработанные гидробиологические классификации водных экосистем, по которым возможно установление основных изменений водных биоценозов в условиях загрязнения окружающей среды.

Гидробиологические показатели являются важнейшим элементом системы контроля загрязнения водной среды. Контроль окружающей природной среды по гидробиологическим показателям является высоко приорететным также с точки зрения обеспечения возможности прямой оценки состояния водных экологических систем, испытывающих вредное влияние антропогенных факторов (Ю.А.Израэль, Н.К.Гасилина и др., 1981).

Различные оценки степени загрязнения водоемов.

Под загрязнением водоемов понимается ухудшение их экономического значения и биосферных функций в результате антропогенного поступления в них вредных веществ. Экологическое действие загрязняющих веществ проявляется на организменном, популяционном, биоценотическом и экосистемном уровнях. На организменном уровне наблюдаются нарушение отдельных физиологических функций, изменение поведения, снижение темпа роста, увеличение смертности вследствие прямого отравления или уменьшения устойчивости к стрессовым состояниям внешней среды. Большое значение имеет повреждение генетического аппарата и трансформация исходного генофонда особей. На уровне популяций загрязнение может вызвать изменение их численности и биомассы, рождаемости и смертности, половой и размерной структуры. Следует добавить хаотизацию внутрипопуляционных отношений, вызываемую изменением поведения особей и искажением языка химических сигналов. На биоценотическом уровне загрязнение сказывается на структуре и функциях сообщества, поскольку одни и те же загрязняющие вещества неодинаково влияют на разные компоненты биоценоза. В конечном итоге происходит деградация экосистем – ухудшение их как элементов среды человека и снижение положительной роли в формировании биосферы (Константинов, 1986).

В системе гидробиологической службы наблюдений и контроля поверхностных вод используются как индикаторы качества вод бактерии, простейшие, водоросли, макробеспозвоночные и рыбы. Каждая группа этих организмов в качестве биоиндикатора имеет свои преимущества и недостатки, которые определяют границы ее применения при решении тех или иных задач биоиндикации (Абакумов, Качалова, 1981).

Уделяется внимание рассмотрению современных методов отбора и анализа бентосных организмов, а также обсуждению оценок состояния донных сообществ. Актуальность такого подхода определяется тем, что донные сообщества являются важнейшим компонентом экосистем, и играет значительную роль в трансформации органического вещества. Вместе с тем в результате антропогенного воздействия, бентосные сообщества, как правило, находятся в неблагоприятных условиях вследствие аккумуляции загрязняющих веществ в придонном слое воды и осадках. В силу ограниченной лабильности бентоса и относительной устойчивости донных сообществ они отражают фоновые загрязнения водных масс за относительно продолжительный период времени (Израэль, Абакумов и др., 1981).

Зоопланктон успешно используют в различных методах оценки качества воды и, особенно, при выработке экспресс методов. В тоже время существует мнение, что зоопланктон мало полезен для оценки качества вод, так как в водотоках он проносится течением, не образуя достаточно стабильных по составу сообществ, характерных для данного участка реки (Иванова, 1976). Но использование зоопланктона как индикатора загрязнения в озерах дает положительные результаты.

В 1908 и 1909 гг. Кольквитцом и Марссоном были опубликованы материалы по оценке степени загрязнения вод разлагающимися органическими веществами, или сапробности (по Макрушину, 1978).

Сапробность (от греческого sapros – гнилой) – физиолого-биохимические свойства организма (сапробионта), обусловливающего его способность обитать в воде с тем или иным содержанием органических веществ, поступающих в водоем преимущественно с хозяйственно-бытовыми стоками. Кольквитц и Марссон изучая различные водоемы, установили 4 зоны сапробности:

1. Полисапробная зона – в воде разлагающиеся белки, условия среды анаэробные, характер биохимических процессов восстановительный, в воде много сероводорода.

2. a-мезосапробная зона – присутствуют амино- и амидо- кислоты, условия среды полуанаэробные, характер биохимических процессов востановительно-окислительный; присутствует сероводород.

3. b-мезосапробная зона – соединения азота в форме солей аммония, нитритов и нитратов, кислорода обычно много, но возможны заморы у дна и ночью из-за прекращения фотосинтеза, сероводород иногда в небольшом количестве, характер биохимических процессов окислительный.

4. Олигосапробная зона – чистые воды, соединения азота в форме нитратов, вода насыщена кислородом; СО2 мало, сероводорода нет.

Помимо того, что Кольквитц и Марссон определили зоны сапробности, они дали списки видов, характерных для каждой из этих зон. В своих работах они продемонстрировали очередность исчезновения и повторного появления организмов – водорослей, простейших, макробеспозвоночных и рыб – в результате воздействия загрязняющих веществ. Системы Кольквитца и Марссона послужила основой многих последующих систем биологического анализа.

В 1955г. выходит работа Пантле и Букка (по Макрушину, 1978), в которой они характеризуют степень загрязнения индексом сапробности (S). Индикаторную значимость (s) они приняли у олигосапробов за 1, b-мезосапробов за 2, a-мезосапробов за 3 и полисапробов за 4. Относительное количество особей вида (h) оценивается следующим образом: случайные находки – 1, частая встречаемость 3 и массовое развитие – 5. Индекс сапробности вычисляется по формуле:

В полисапробной зоне он равен – 4.0-3.5, в b-мезосапробной –3.5-2.5 в a-мезосапробной зоне – 2.5-1.5 и в олигосапробной зоне 1.5-1.0.

Многие виды-индикаторы встречаются в водах 2, 3 или 4-х зон сапробности, что является причиной неточности при установлении средней сапробности биоценоза. Для уточнения Зелинка и Марван в 1961г ввели понятие сапробной валентности. Сапробная валентность показывает, в какой мере вид характерен для той или иной ступени сапробности. Сапробные валентности выражают одной или несколькими цифрами, сумма которых для вида равна 10 (табл. 1). Чтобы при оценке загрязнений повысить роль видов, присутствие которых характерно для определенной ступени сапробности по сравнению с видами, встречающимися в зонах разной сапробности, Зелинка и Марван вводят понятие индикаторного веса (J), который оценивается для каждого вида в баллах от1 до 5 и который показывает насколько высоко индикаторное значение вида.

Для определения степени сапробности всего биоценоза рассчитывают средневзвешенные сапробные валентности для ксеносапробной ступени – А, для олигосапробной ступени – В и т.д. по формуле:

; и т.д.

где: – количество особей i-го вида;

– индикаторный вес i-го вида;

, , - сапробные валентности вида i.

Таблица 1

Извлечение списка индикаторов сапробности

В.Сладечка (по Макрушину, 1978)

ВИД	A	B	C	D	E	J
	ксено-	олиго-	b-мезо	a-мезо	поли-
X1	-	10	-	-	-	5
X2	-	8	2	-	-	4
X3	2	7	1	-	-	3
X4	-	4	5	1	-	2
X5	1	4	4	1	-	1

Примечание. См. в тексте

Величины сапробной валентности и индикаторные веса находят по опубликованным таблицам (Унифицированные методы исследования качества вод, 1966; Макрушин, 1974). Рассчитываются произведения a·J·h, b·J·h, c·J·hи т.д. для каждого вида и их суммы. Эти суммы делятся на суммы произведений J·h. Полученные величины (A, B, C, D, E) являются средневзвешенными сапробными валентностями биоценоза, сумма которых равна 10. Соотношение значений A:B:C:D:Eследует понимать как картину сапробных условий в биоценозе. Положение наивысшего значения в этом ряду определяет, к какой зоне сапробности следует отнести изучаемый биоценоз. Соседние величины позволяют судить о том, в какую сторону возможны отклонения (Макрушин, 1974).

Совершенствуясь в течение долгого времени, система Кольквитца-Марссона стала наиболее детально разработанной системой биологического анализа качества вод. Тем не менее, многие авторы указывают на ряд присущих ей недостатков. Большое количество исследователей отмечают громоздкость практического применения этой системы. Использование методов Пантле и Букка, Зелинки и Марвана, требует много времени и квалифицированных специалистов по систематике водной фауны и флоры (Макрушин, 1974; Мороз, 1978; Макрушин, Кутикова, 1976).

Эти методы дают положительные результаты для грязных и загрязненных участков, где встречаются организмы с индексами сапробности в основном известными, и были непригодны для тех, где много видов с не установленной сапробностью, особенно для самых чистых участков. На “чистых” станциях индексы сапробности оказались выше действительных (Мороз, 1978; Макрушин, Кутикова, 1976; Финогенова, Алимов, 1976; Макрушин, 1974). Непригодность этих методов также обусловлена различиями фауны среднеевропейских и наших рек (Финогенова, Алимов, 1976; Макрушин, 1974).

Произвольная оценка численности организмов не представляется достаточно корректной применительно к животным макрозообентоса из-за значительных различий в их размерах и вытекающей отсюда субъективности и путанице в определении частоты встречаемости. Понятия “много” и “мало” и т.д. для разных организмов будет иметь разные значения, что не всегда может быть квалифицированно осознанно (Финогенова, Алимов, 1976). Метод Пантле и Букка позволяет наглядно установить, что станции, относящиеся к одному и тому же классу вод, разнятся между собой (Мороз, 1978).

--> ЧИТАТЬ ПОЛНОСТЬЮ <--