|
Документ взят из кэша поисковой машины. Адрес
оригинального документа
: http://herba.msu.ru/journalsplus/Herba/algae/12.html
Дата изменения: Mon Nov 2 16:31:40 2015 Дата индексирования: Sun Apr 10 08:02:39 2016 Кодировка: koi8-r |
БИОИНДИКАЦИЯ - МЕТОДИЧЕСКАЯ СВЯЗЬ БИОЛОГИЧЕСКОГО РАЗНООБРАЗИЯ ВОДОРОСЛЕЙ С ТРОФНОСТЬЮ ВОДОЕМА
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,а основным преимуществом автотрофов является то, что водоросли первыми в трофической цепи реагируют на загрязнители, не успевая их 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.
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: Pantle, Buck, 1955; Макрушин, 1974: Унифицированные..., 1977). Хотя есть много попыток сопоставить среду и биоту, но пока нет единой системы.
Методы биоиндикации разрабатываются с начала 20 века, однако существенный скачек произошел лишь в последние годы с разработкой сначала метода Сладечека (Сладечек, 1967: Sladec ek, 1973), а затем - Ватанабе (Watanabe et al., 1986; Watanabe, Asai, Houki, 1988a,b). Во ВНИИПрироды исследования в этой области существенно дополнены в последние годы, в результате чего сформирована единая система оценки качества вод и состояния водных экосистем по сообществам водорослей-индикаторов (Баринова, 1992: Баринова, Медведева, 1996). Система дает оценку качества воды, устанавливает интервалы важнейших химических, физических и продукционных показателей в соответствии с состоянием биоты, дает возможность восстановить недостающие показатели по имеющимся, позволяет определить подвержена ли экосистема антропогенному воздействию, на какой стадии естественной либо антропогенной сукцессии она находится и каковы перспективы ее изменений, вплоть до оценки кризисности ситуации. Рассмотрим этот аспект подробнее.
На первом этапе нами была предпринята попытка объединения различных параметров качества воды и создания системы биоиндикации вод, основанной прежде всего, на соотнесении индексов в системах Сладечека и Ватанабе.
Перед этим был проведен сравнительный анализ методов Пантле-Бука и Ватанабе на двух реках Дальнего Востока, имеющих примерно одинаковую протяженность и впадающих в Японское море с юго-восточного склона хребта Сихотэ-Алинь. Р.Ботчи - чистая на всем протяжении, протекает в труднодоступном таежном районе. Р.Рудная - чистая в верховье, но в среднем и нижнем течении испытывает влияние стоков двух промышленных комбинатов и поселка Дальнегорск.
Органическое загрязнение - интегральный показатель суммы загрязнений. Оценка его ведется методом Пантле-Бука (Макрушин, 1974: Баринова, Медведева, 1996) путем расчета индекса S как по всему сообществу водорослей, так и отдельно по диатомовым. В Японии Т.Ватанабе (Watanabe et al., 1986; Watanabe, Asai, Houki, 1988a,b) разработал новый метод расчета индексов органического загрязнения DAIpo по сообществу диатомовых водорослей, который применен впервые нами на Дальнем Востоке (Баринова, Медведева, 1986).
Индексы S в р.Ботчи изменялись от 0,49 в верховье до 1,91 в устье и показывали переход от ксеносапробной к бетамезосапробной зоне самоочищения. Индексы DAIpo в тех же пробах были - 100 в верховье и 69,3 в устье и показывали переход от ксеносапробной к альфаолигосапробной зоне самоочищения.
Следовательно, чтобы соотнести данные, полученные двумя различными методами, необходимо использовать коэффициент, рассчитанный нами на основе проведенного сравнительного исследования на чистой и загрязняемой реках. Этот коэффициент равен 73,21.
Теперь индексы, вычисленные в любой из этих систем, взаимозаменяемы для каждой зоны самоочищения вод. Это позволяет привлечь для совместного анализа показатели биоразнообразия из системы Ватанабе и физико-химические и продукционные показатели воды (Романенко и др., 1990), которые мы соотносим с индексами Сладечека. Таким образом, сопоставление индексов в обеих системах значительно расширяет возможности интерпретации данных.
Новым элементом, введенным нами на следующем этапе в интегральную систему, является показатель биоразнообразия - число видов в сообществе, а также структура сообщества, сложность которой отражается, как правило, индексом биоразнообразия Шеннона (Н).
Объединение значений индексов загрязнения (в различных системах) и индексов Шеннона по данным отечественных и зарубежных работ (Баринова, 1990; Баринова, Медведева, 1987; Лафон и др., 1988; Медведева и др. 1986; Laal et. al., 1982) дало поле точек, очерченное кривой с осью симметрии (рис. 10). Левое крыло поля соответствует естественной, а правое - антропогенной сукцессиям. Снижение разнообразия до нуля при увеличении загрязнений является катастрофической стадией антропогенной сукцессии. Для более ранних фаз антропогенной сукцессии нами разработана шкала степеней кризисности у водных экосистем по мере увеличения антропогенного загрязнения
Для проведения оценки состояния водной экосистемы, как способности ее к самоочищению, необходимо определить стадию сукцессии водного сообщества и соответствие показателей среды показателям биоты. Их классификация проводится с учетом таблицы 2, составленной на основе наших данных и имеющихся в литературе. В таблицу 2 включены не только значения индексов сапробности, указывающие по нашей модели на стадию естественной или антропогенной сукцессии, но также включаются и интервалы изменения основных показателей среды, связанные с трофностью водного объекта. Кроме указанных показателей среды в таблицу могут быть включены дополнительно около ста других показателей, относящихся как к воде, так и к биологической составляющей экосистем.