Дальше

Назад

Начало

Конец

Список

Система сапробности – эта та часть гидроэкологии, которая претендует на быструю и емкую оценку типа водоема в зависимости от соотношения обилий отдельных видов индикаторных организмов. Изначально в используемую классификационную терминологию был заложен определенный понятийный дуализм. С одной стороны – это классификация организмов по их сопротивляемости загрязнению (органической нагрузке, недостатку кислорода, присутствию соединений сероводорода), поскольку:

С другой стороны, – классификация водоемов по сапробности прямого отношения к той или иной "физиологической способности отдельных видов организмов" не имеет – это типичное районирование водоемов по соотношению двух конкурирующих абиотических факторов: "концентрации органических веществ естественного (в основном, детритного) характера" и "концентрации растворенного кислорода". Поскольку у нас нет данных, что в основание этой классификации были положены какие-то количественные показатели (например, соотношение скоростей деструкции органического вещества, кМоль/час, по двум механизмам: аэробному и анаэробному), то эту классификацию следует считать феноменологической, т.е. основанной на некотором словесном описании. Основные признаки такой классификации по 4 классическим зонам сапробности, предложенным Р. Кольквитцем и М. Марссоном [Kolkwitz, Marsson, 1902; Долгов, Никитинский, 1927], приведены в табл. 4.3.

Примечание: греч. oligos – немногий, mesos – средний, poly – многий. Крайне неудачна идея с введением буквенных префиксов; создается впечатление, что у основателей классификации было не слишком хорошее знание спектра греческих приставок.

Наиболее широкая ревизия "классической" системы была выполнена В. Сладечеком [Sládeček, 1965, 1967^М], который включил в классификацию абиотические зоны, а внутри полисапробной выделил три зоны – изосапробную (преобладание цилиат над флагеллятами), метасапробную (преобладание флагеллят над цилиатами) и гиперсапробную (отсутствие простейших при развитии бактерий и грибов). Наконец, была сделана методологически решительная попытка [Sládeček, I969^М] сравнения некоторых бактериологических и химических показателей с отдельными ступенями сапробности и предложена общая "биологическая" схема качества вод (табл. 4.4).

В.И. Жадиным [1964] было предложено экспериментально обосновать и параллельно использовать сразу три шкалы индикаторных организмов: “Если для сапробных организмов, характерна реакция на гниющие органические вещества, то появление в воде токсических веществ (минеральных или органических ингредиентов) создает обстановку отравления организмов, не имеющую себе аналогов при органических источниках загрязнения... Поэтому необходимо принять и теоретически обосновать три шкалы степеней загрязнения и соответственно три шкалы показателей загрязнения: 1) шкалу сапробности (по Р. Кольквитцу и М. Марссону), 2) токсобности... и 3) сапротоксобности... Под токсобностью, – указывал далее Жадин, – мы понимаем свойство организмов существовать в водах, содержащих то или иное количество токсических веществ минеральной или органической природы, и способных использовать часть этих веществ себе в пищу или сорбировать на своей поверхности или внутри тела. В зависимости от степени загрязнения водоема токсичными веществами можно различать зоны токсобности: политоксобную, мезотоксобную и олиготоксобную, заселяемые организмами, выносящими соответственно сильную, среднюю и слабую степени токсического загрязнения водоема... В основу деления организмов по степени токсобности должны быть положены экспериментальные и полевые исследования в области водной токсикологии” (подчеркнуто нами).

Во-первых, гидрохимические показатели с большим трудом соотносимы с комплексными биологическими реакциями, т.к. химический анализ все же исследует свойства воды, в то время, как сапробиологический анализ характеризует водоем в целом. На структуру и функциональные внутрисистемные связи водного сообщества влияют не только (вернее, не столько) химические параметры, сколько физико-географические особенности водоема, не описываемые ни прямо, ни косвенно результатами химического анализа. В частности, вслед за В. Сладечеком, многие авторы приводили результаты своего "тарирования" зон сапробности относительно предельных значений химических и бактериологических показателей. Проведенный анализ показал, что граничные значения зон в версиях различных авторов по некоторым компонентам могут отличаться в десятки раз [Брагинский, 1985].

В-третих, даже в условиях четырех зон для выяснения вопроса, какая сапробная валентность подходит отдельным видам, никаких точных ориентиров не существует. Иногда один и тот же вид животных разными авторами характеризуется в диапазоне от олиго- до полисапробного [Полищук с соавт., 1984^Б]. Выделение же зон, аналогичных сапробным, по каждому отдельному химическому компоненту (а в идеале – и для различных комбинаций ингредиентов) приведет к тому, что систем классификации будет никак не меньше, чем самих гидробиологов. В конечном итоге, все больше сторонников окажется у другого крайнего мнения: "Тут вообще нет никакой системы".

И, наконец, апологией здравого смысла можно считать фразу “Претензия на точность находится в вопиющем противоречии с основами, а именно, с точностью видового диагноза, количественным учетом наличности и экологической классификацией принятых для вычисления индикаторных видов” [Кaspers, 1977^М].

Р. Кольквитц и М. Марссон были не только пионерами в создании системы показательных организмов для оценки степени сапробности вод, но и дали списки видов-индикаторов, характерных для каждой из зон [Kolkwitz, Marsson, 1908^М, 1909^М]. В дальнейшем, в течении всего ХХ-го века, накапливалась библиография, расширяющая и уточняющая таблицы видовых коэффициентов сапробности.

Г.И. Долгов и Я.Я. Никитинский [1926^М,1927], обобщив опыт отечественных и зарубежных исследователей, внесли некоторые изменения в списки Кольквитца–Марссона. Эти списки в сокращенном виде приводят также В.И. Жадин и А.Г. Родина [1950^М]. Х. Либман [Liebmann, 1951^М, 1962^М] провёл ревизию системы Кольквитца–Марссона и опубликовал перечень показательных видов с описанием экологических условий, в которых эти виды встречаются.

В имеющейся библиографии видное место занимает основополагающая работа В. Сладечека [1973], содержащая наиболее полный список, включающий около 2000 видов и обобщивший результаты исследований С. Обра [Obr, 1956^М], Х. Диттмара [Dittmar, 1959^М], М. Зелинки, П. Марвана и Ф. Кубичека [Zelinka et al., 1959^М; Zelinka, Marvan, 1961^М; Zelinka, Sladecek, 1964^М], А. Сладечковой [Sladeckova, Sladecek, 1966^М], А.Н. Смирновой [1965^М], Г. Бикка и С. Кунце [Bick, Kunze, 1971^М] и других исследователей. Варианты списков видов-индикаторов даны в сборниках, изданных в ГДР и СЭВ [Ausgewalte, 1972^М; Унифицированные методы.., 1977], указателе А.В. Макрушина [1974] и др. Дополнения и видоизменения систем индикаторов сапробности вод предлагаются в работах Л.А. Кутиковой [1976], В.Н. Никулиной [1976], Т.В. Хлебович [1976], Н.П. Финогеновой [1976], А.Г. Охапкина и Г.В. Кузьмина [1978], Е.В. Пастуховой [1978], П.А. Цимдиня [1979], И.К. Тодераша [1984], Е.В. Балушкиной [1987].

Метод представления результатов биологического анализа в графической форме предложил Г. Кнепп [Knopp, 1954^М, 1955^М]. Количество встреченных в пробе особей видов-индикаторов системы Кольквитца–Марссона оценивается Г. Кнеппом по семибальной системе: 1 - единично, 2 - мало, 3 - от мало до средне, 4 - средне, 5 - от средне до много, 6 - много и 7 - массово. Раздельно подсчитываются суммы баллов олиго-, b -мезо-, a -мезо- и полисапробных видов. Найденные суммы откладываются на вертикальной оси, причем суммы баллов олиго- и b -мезосапробов принимаются за положительные, а a -мезо- и полисапробов – за отрицательные величины. На горизонтальной оси откладывается расстояние между станциями. В результате соединения соответствующих точек прямыми линиями получается фигура (см. рис. 4.4), состоящая из 4 частей, которая показывает для каждого створа обследованной реки соотношение видов-индикаторов.

• Индекс относительной чистоты = 100 S (о + b ) / S (о + b + a + p);
• Индекс относительной загрязненности = 100 S (a + p) / S (о + b + a + p),

где о , b , a , p – баллы встречаемости олиго-, b -мезо, a -мезо- и полисапробных видов.

Этот метод основан на векторном способе нахождения средней сапробности обследуемой пробы c помощью специальной диаграммы, условно названной автором “системой координат” (см. рис. 4.5).

По методу Головина абсолютное количество особей видов-индикаторов разных зон сапробности, найденное в 1 л воды, наносится на биссектрису соответствующего сектора таким образом, чтобы длины всех векторов были бы пропорциональны численностям каждого класса. Полученные на осях сапробностей отрезки складываются по правилу сложения векторов и находится угол наклона j среднего вектора S_res, показывающий, к какой ступени сапробности следует отнести данную пробу.

Для количественной оценки способности гидробионта обитать в воде с тем или иным содержанием органических веществ было введено некоторое условное численное значение – индикаторная значимость s_i (иной термин – индивидуальный индекс сапробности i-го вида). Выражаясь менее образно, Р. Пантле и Г. Букк, основываясь на обширных к тому времени списках показательных видов по сапробности, предложили заменить греческий термин на соответствующее число: s_i = {1 для олигосапробов, 2 для b –мезосапробов, 3 для a -мезосапробов, 4 для полисапробов}.

где N – число выбранных видов-индикаторов; h_i – относительная численность i-го вида.

Зона сапробности для биоценоза оценивается по S так же, как s_i – числом от 1 до 4 с округлением до ближайшего значения.

Неоднозначны взгляды различных авторов на оценку показателя обилия h_i :

• Р. Пантле и Г. Букк предложили следующие относительные градации – { 1 – случайные находки, 3 – частая встречаемость, 5 – массовое развитие };
• В. Сладечек в своей модификации метода прибегает к более дробной детализации – { 1 – очень редко, 2 – редко, 3 – нередко, 5 – часто, 7 – очень часто, 9 – массовое развитие };
• Н.А. Дзюбан и С.П. Кузнецова [1981] считают, что наименьшие искажения будут, если включать в формулу (4.14) вместо относительных баллов h фактическое количество особей.

Многие виды-индикаторы встречаются в водах двух или даже трех ступеней или зон сапробности, что является причиной неопределенности при установлении средней сапробности биоценоза. Чтобы уточнить результаты биологического анализа, М. Зелинка и П. Марван [Zelinka, Marvan, 1961^М, 1966^М] ввели понятие вектора сапробных валентностей вида, который показывает, в какой мере вид характерен для той или иной ступени сапробности. Сапробные валентности теоретически совпадают с оценками распределения вероятности встречаемости вида в каждом из индицируемых классов и выражаются одной или несколькими цифрами, сумма которых для вида равна 10. Например, вид Baёtis gemellus (см. табл. 4.5) характерен для двух ступеней сапробности, но в большей степени для ксеносапробной ступени. Сапробные валентности обосновываются авторами на основании многолетней регистрации сборов, сравнения их с химическими анализами и с литературными данными, хотя конкретный математический алгоритм их расчета не был нами установлен (по-видимому, он носит субъективный характер).

Чтобы подчеркнуть роль (дискриминирующую важность) отдельных видов при оценке степени загрязнения, Зелинка и Марван вводят шкалу индикаторного веса J, который оценивается для каждого вида в баллах от 1 до 5. Индикаторные веса J_i предлагается вычислять, ориентируясь на характер распределения сапробных валентностей по классам. Например, индикаторный вес J = 5 присваивается хорошим индикаторам, если все 10 баллов сапробной валентности распределены в одной зоне сапробности. Если валентности равномерно распределяются по классам, то такие виды считаются индифферентными или плохими индикаторами и получают небольшой балл.

Пусть к = {1,2,…,n} – множество классов сапробности, i = {1,2,…,m} – множество индикаторных видов. Если для каждого вида определены значения коэффициентов a_ik (сапробные валентности), J_i (индикаторные веса), а для произвольной гидробиологической пробы измерены значения количества видов h_i , то можно предположить, что средневзвешенная сапробная валентность сообщества A_k, рассчитанная как

(4.15)

является эффективной и несмещенной оценкой принадлежности пробы к k-му классу (см. табл. 4.5).

При подстановке в формулу (4.15) показатель относительной численности индикаторных видов h_i может быть выражен в абсолютном числе экземпляров, относительных уровнях обилия в баллах или в процентных отношениях.

Метод Зелинки и Марвана явился серьезным методологическим шагом вперед по сравнению с обезличенным и явно деформированным в сторону "экватора" "сапробным центром тяжести" в интерпретации Р. Пантле и Г. Букка. Вектор значений A = {A_x, A_о, Аb , Aa , A_p} следует понимать как картину сапробных условий в сообществе. Положение наивысшего значения в этом ряду определяет, какую степень cапробности водоема характеризует изучаемое сообщество. Соседние величины позволяют судить о том, в какую сторону возможны отклонения.

Вряд ли такая аргументация логична, поскольку предметом метода является сам метод (т.е. техника расчетов), а не готовые таблицы индикаторных видов, полученные 40 лет назад на реках Средней Европы. Без сомнения, при изменении пространственно-временного аспекта эти таблицы претерпевают серьезные модификации: появляются новые виды-индикаторы, либо коренным образом изменяется индикаторная роль уже имеющихся видов. Поэтому понятно стремление исследователей-гидробиологов, накопивших значительный массив экспедиционных данных, провести самостоятельные расчеты индикаторных валентностей с учетом региональных особенностей гидробионтов, характера загрязнений и типологии водоемов. Как проделывается эта работа, описано, например, П.Я. Цимьдинем [Гидробиологический, 1981]. Им предложена формула вычисления сапробных валентностей для произвольного вида с использованием его численности N и встречаемости D_i в основных зонах сапробности (o-p) :

где встречаемость D_i = m_i / M; m_i – число проб, в которых был найден вид i; M – общее число проб.

Дж. Ротшейн [Rotschein, 1959^М], предложил формулу, отличающуюся от механизма расчета средневзвешенной сапробности по Р. Пантле и Г. Букку, тремя следующими особенностями:

• при расчете слагаемых индекса учитываются сапробные валентности и индикаторный вес показательных организмов по М. Зелинке и П. Марвану;
• рассчитываются средневзвешенные валентности S Р_i = S a_ikh_iJ_i для отдельных ступеней сапробности и в формулу Пантле–Букка подставляются не все виды показательных организмов, а только те, которые относятся к ступени с наибольшей S Р_i и к двум соседним к ней

S = (S₁ S Р₁ + S₂ S Р₂ + S₃ S Р₃ ) / (S Р₁ + _S Р₂ + S Р₃ ) , (4.17)

• нормировка и оценка индексов идет (по непонятным мотивам) не в диапазоне от 1 до 4, а от 10 до 90.

Этот индекс математически ничем не отличается от средневзвешенного индекса сапробности по Пантле–Букку:

где n_i – количество особей i-го индикаторного вида, s_ti – индекс сапроботоксобности вида, равный 1.0 – 1.5 в олигосапротоксобной зоне, 1.5 – 2.5 в b -мезосапротоксобной зоне, 2.5 – 3.5 в a - мезо-сапротоксобной зоне и 3.5 – 4 – в полисапротоксобной зоне.

Принципиальные отличия концепции сапроботоксобности лишь в том, какой набор гидрохимических показателей является основанием для деления водоемов на четыре класса: по В.А.Яковлеву следует учитывать не только БПК₅ и содержание кислорода, но и широкий набор неорганических поллютантов.

Автор для предварительной классификации водоемов вообще отказался от каких-либо гидрохимических показателей и использовал такой естественный и доступный параметр антропогенной нагрузки, как плотность населения в бассейне водотока. При населенности водосбора до 10 чел/м² считалось, что водоем относится к ксеносапробной зоне, от 10 до 30 – к олиго-, от 30 до 50 – к b -мезо-, от 50 до 200 – к a -мезо- и свыше 200 чел/км² – к полисапробной зоне.

Поскольку М.В. Чертопруд счел, что определение организмов до вида слишком трудоемко и часто малоэффективно для решения проблем биоиндикации вод, он использует для своей системы таксоны показательных организмов рангом выше видового (преимущественно на уровне семейств и, как минимум, родов; в частности, в качестве индикаторов им были выбраны 44 таксона зообентоса – сообщества насекомых, моллюсков, пиявок, ракообразных, олигохет и т.д.) Используя данные биомониторинга на 245 малых реках центра Европейской России, для каждого из выделенных таксонов определены сапробность s_i и мера разброса по шкале загрязненности (индикаторный вес J_i в четырех балльной шкале). Формула для определения индекса сапробности i-го таксона имела вид:

(4.19)

где S_k – коэффициент сапробности k-го класса загрязненности водотока, V_ik – встречаемость i-го таксона в этом классе загрязненности.

Наконец, вместо показателя обилия h_i в формулу Пантле–Букка М.В. Чертопруд включил индикаторный вес таксона J_i:

где s_i – сапробность каждого найденного в пробе индикаторного организма (от 0 до 4). Предложенная модификация метода, по свидетельству автора, оказалась более адекватной на располагаемой обучающей выборке, чем выполненные параллельно расчеты с использованием "классических" индексов сапробности Пантле-Букка в модификации Сладечека.

Дальше

Назад

Начало

Конец

Список