Ориентировочное сравнение некоторых бактериологических и химических показателей с отдельными ступенями сапробности по в. Сладечеку [1967м,1969м]

Категория вод	Степень сапробности	Индекс сапробности	Психро-фильные бактерии, в мл	Кол-во бактерий	Концентрация, в мг/л			Специфические вещества и показатели
					БПК5	О2	H2S
Катаро-бная	Катаробность		< 5 102		0	Разное	0	Остаточный хлор
Лимно-сапробная	Ксеносапробность	0 – 0.5	103	104	1	> 8	0
	Олигосапробность	0.51 – 1.5	104	5 104	2.5	> 6	0
	 -мезосапробность	1.51 – 2.5	5 104	105	5	> 4	0
	 -мезосапробность	2.51 – 3.5	25 104	106	10	> 2	0
	Полисапробность	3.51 – 4.5	2 106	3 107	50	> 0.5	Следы	Eh< 200 mV
Эусап-робная	Изосапробность	4.51 – 5.5	107	3 109	400	Следы	< 1	Eh от 50 mV до 200 mV
	Метасапробность	5.51 – 6.5	108	1010	700	0	< 100	Eh< 50 mV
	Гиперсапробность	6.51 – 7.5	109	106	2000	0	< 10	Птомаины
	Ультрасапробность	7.51 – 8.5	10	0	120000	0	0
Транс-сапробная	Антисапробность		0		0	Разное	0	Токсические вещества
	Радиосапробность		Разное		Разное	Разное	0	Радиоактивные вещества
	Криптосапробность		Разное		Разное	Разное	0	Физические факторы

 

В 1947 г. для вод, загрязненных токсическими стоками, был предложен термин “антисапробная зона” [Z. Cyrus ^М]. В 1973 г. Л.А. Лесниковым было выделено 4 зоны: олиго-,  -мезо- ,  -мезо- и политоксичная. Эта система противопоставляет загрязняющие вещества, имеющие аналогию по их действию в природе (органические вещества, биогенные соли, хлориды и сульфаты щелочных и щелочноземельных металлов), веществам, в природе не встречающимся. В 1985 г. те же зоны берет за основу в своей классификации Л.П. Брагинский (см. раздел 3.6).

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 положеныэкспериментальные и полевые исследования в области водной токсикологии” (подчеркнуто нами).

Наиболее широко в России применяется система сапротоксобности, разработанная для водоемов и водотоков Кольского Севера В.А. Яковлевым [1984, 1988, 1998]. Она учитывает характер загрязнений, вносимых разнопрофильными (в первую очередь, горнодобывающими) предприятиями региона. Составлен список видов-индикаторов сапротоксобности и отдельно список видов-индикаторов закисления водоемов [Яковлев, 1984,1988]. Индикаторное значение видов устанавливалось, с одной стороны, на основе индикации сапробности (т.е. органического загрязнения), с другой стороны – на высокой чувствительности отдельных видов животных к различного рода токсическим веществам. Предложенные методы рекомендованы и нашли свое широкое применение на водоемах Северо-Запада России как самостоятельно, так и в составе интегрального показателя Е.В. Балушкиной [1997].

Поиск новых форм классификаций водоемов, либо расширение классической системы имеют под собой серьезное фактологическое основание – в условиях смешанного загрязнения применение систем сапробности чрезвычайно затруднено в связи с изменением индикаторной значимости отдельных видов в присутствии токсических веществ. Однако, специфическую и, во многом, обоснованную негативную реакцию, типа "Причем же тут сапробность? " вызывают использованные новообразованные словоформы “токсобность” и “сапротоксобность”.

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].

Во-вторых, как было показано в главе 3, не существует "токсичности вообще" (а следовательно, и "токсобности вообще"), а существуют сотни и тысячи химических веществ, попадающих в природные водоемы и обладающих различным и глубоко специфическим механизмом вредного действия на живые организмы. Это отмечал еще Ю. Одум [1975], когда формулировал положения, дополняющие принцип Либиха – Шелфорда:“организмы могут иметь широкий диапазон толерантности в отношении одного фактора и узкий в отношении другого”. Имеются многочисленные полевые и экспериментальные доказательства того, что даже простейшие организмы, устойчивые к одному виду загрязнения или фактору среды, не обязательно будут устойчивыми по отношению к другим факторам [Хокс, 1977^Б]. Большинство исследователей полагает, что индикаторные организмы не могут быть одинаково чувствительными ко всем типам загрязнения: биогенными веществами, нефтепродуктами, тяжелыми металлами, детергентами, пестицидами и т.п. [Washington, 1984^Б]. Л.П. Брагинский [1985] приходит к выводу, что “принципиальные различия между "обычным" органическим загрязнением и токсическим не позволяет строить систему классификации токсичных вод как простой аналог системы сапробности, основанный на учете способности организмов существовать в токсичной среде, поскольку в такой среде большинство гидробионтов вымирает. Видов, предпочитающих токсические среды (особенно при загрязнении ксенобиотиками), в отличие от сапробных, в природе не существует”. Таким образом, речь может идти только об определенной степени резистентности отдельных видов к отдельным типам токсикантов.

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].

Оценка зон сапробности по показательным организмам.

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].

Результаты биологического анализа, представленные в форме списков индикаторов, всегда, в большем или меньшем количестве, содержат виды, относимые к разным зонам сапробности, что осложняет однозначную оценку качества вод. Для преодоления этого затруднения предложены методы, позволяющие оценить среднюю сапробность биоценоза и облегчающие понимание результатов биологического анализа.

Мем № 23: “Следует отметить и то, что индексы сапробности описывают степень загрязнения среды лишь в качественных категориях. Правда, внешне индексы выглядят количественными характеристиками, но это достигается лишь путем обозначения качественных состояний условными величинами, которые трудно интерпретируются при математическом моделировании” А.С. Константинов [1981].

Графо-аналитический метод Г. Кнеппе

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-,  -мезо-, -мезо- и полисапробных видов. Найденные суммы откладываются на вертикальной оси, причем суммы баллов олиго- и  -мезосапробов принимаются за положительные, а  -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.

На графике легко может быть получена кривая "среднего балла", соединяющая точки, соответствующие центрам тяжести фрагментов фигуры и показывающая, по мнению Кнеппа, к какой ступени сапробности следует отнести тот или иной участок реки. Согласно принципу псевдокомпенсации (см. раздел 1.5) средний балл по Кнеппу с большой вероятностью гарантирует отнесение практически любой реки к одной из двух мезосапробных зон.

>

Рис.4.4. Пример диаграммы Г. Кнеппе – биологический разрез качества воды р. Майн в июле I954 г.

Г. Кнепп рекомендует для углубленного анализа изменения качества воды по участкам водоемов использовать графики двух индексов, выражающих относительную долю видов индикаторов, причисляемых к двум смежным зонам сапробности:

• Индекс относительной чистоты = 100  (о +  ) /  (о +  +  + p);

• Индекс относительной загрязненности = 100  ( + p) /  (о +  +  + p),

где о ,  ,  , p – баллы встречаемости олиго-,  -мезо,  -мезо- и полисапробных видов.

Система координат С. Головина [Golowin, 1968^М]

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

Рис.4.5. Графическое изображение “системы координат” осей и границ сапробного спектра по С. Головину

Диаграмма представляет собой полуокружность, на которой каждой зоне сапробности отводится сектор размером  /4 (негласно предполагается, что разные зоны сапробности равны между собой). При этом диапазоны угловых координат и биссектрисы секторов для каждой зоны сапробности имеют следующие значения:

Зона сапробности	Угол сектора	Угол биссектрисы
Полисапробная зона	От 0 до  /4	 /8
 -мезосапробная зона	От  /4 до  /2	3/8
 -мезосапробная зона	От  /2 до 3/4	5/8
Олигосапробная зона	От 3/4 до 	7/8

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  среднего вектора S_res, показывающий, к какой ступени сапробности следует отнести данную пробу.

Само по себе графическое сложение векторов путем соотнесения площадей равнобедренных треугольников, относящихся к разным ступеням сапробности, представляет собой достаточно кропотливую работу, для проведения которой С. Головин приводит специальную расчетную таблицу.

Наш комментарий. Эту работу можно вполне облегчить, если воспользоваться аналитическим выражением для сложения векторов, известным из начального курса высшей математики, которое легко преобразуется к следующей простой формуле:

  (4.13)

где h_p, h , h , h_o – численности организмов соответствующих зон сапробности. Для примера, представленного на рис. 4.5, при h_p = 14, h = 34, h = 70, h_o = 45 имеем: 

Отсюда  = 0.61 = 110^о , что согласно приведенным выше диапазонам соответствует  -мезосапробной зоне.

В. Сладечек видоизменил метод С. Головина применительно к своей биологический схеме качества вод, представленной в табл. 4.4, в результате чего 180° делятся не на 4, а на 9 ступеней сапробности.

 

Индекс сапробности по Р. Пантле и Г. Букку [Pantle, Buck, 1955^М; Pantle, 1956^М].

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  –мезосапробов, 3 для  -мезосапробов, 4 для полисапробов}.

Тогда для каждой произвольной гидробиологической пробы по всем видам, встретившимся в справочниках, можно вычислить средневзвешенный индекс сапробности, характеризующий степень загрязнения в точке измерения:

  (4.14)

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.

Для статистической достоверности результатов необходимо, чтобы в пробе содержалось не менее двенадцати индикаторных организмов с общим числом особей не менее тридцати.

В. Сладечек, расширивший систему Кольквитца–Марссона, предложил несколько изменить значение индекса для зон сапробности и принять его значения для наиболее загрязненных (эусапробных) вод от 4.51 до 8.5, а для чистых, ксеносапробных вод от 0 до 0.5 (см. табл. 4.4).

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.

Наш комментарий. Очевидно, что с методологической точки зрения все три рассмотренных метода (Кнеппе, Головина и Пантле-Букка) используют совершенно идентичный подход: выбирается некоторый "экватор", а именно – граничная линия между  - и  –мезосапробными зонами, после чего рассчитывается, насколько далеко "сапробный центр тяжести" тестируемого биоценоза отстоит от этого "экватора". Различия лишь в условиях нормировки и численном выражении для точки граничного отсчета: для Г. Кнеппе – это 0, С. Головина –  /2, Р. Пантле и Г. Букка – 2.5. Можно утверждать, что при сравнительном анализе все три метода дадут совершенно идентичные результаты. Важно другое – ни один из этих методов не дает несмещенную оценку принадлежности изучаемого водоема к классам сапробности, а только меру расстояния "сапробного центра тяжести" от граничной черты. В результате этого при расчетах сапробности водоемов наиболее часто встречаются мезосапробные зоны.

 

Модификация расчета индекса сапробности М. Зелинкой и П. Марваном

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).

Таблица 4.5