Учебно-методическая разработка по курсу «Гидробиология»; сост.: О. Ю

22 

 

По  значению  индекса  сапробности  определяется  степень  загрязнения 

водоема:  0,5-1,5  –  олигосапробная  зона  (чистая  вода),  1,51-2,5  –  β  –

мезосапробная зона (умеренно загрязненная вода), 2,51-3,5 – α – мезосапробная 

зона (грязная вода), 3,51-4,50 – полисапробая зона (сильно загрязненная вода). 

Многие  виды-индикаторы  встречаются  в  водах  2,  3  или  4-х  зон 

сапробности,  что  является  причиной  неточности  при  установлении  средней 

сапробности биоценоза. 

Эти методы дают положительные результаты для грязных и загрязненных 

участков,  где  встречаются  организмы  с  установленными  индивидуальными 

значениями  сапробности,  и  непригодны  для  тех,  где  много  видов  с  не 

установленной  сапробностью,  особенно  для  самых  чистых  участков.  На 

“чистых” станциях индексы сапробности оказываются выше действительных.     

 

2.3. МЕТОДЫ ОЦЕНКИ КАЧЕСТВА ВОД ПО ФИТОПЛАНКТОНУ 

 

Водорослям  принадлежит  ведущая  роль  в  индикации  изменения  качества 

воды  в  результате  эвтрофирования  водоема.  Индикаторные  свойства 

фитопланктона  определяются  не  только  фактом  нахождения  или  отсутствия 

определенных  видов,  но  и  степенью  их  количественного  развития.  Поэтому 

изучение  таких  структурных  показателей,  как  видовой  состав,  численность  и 

биомасса,  распределение  водорослей  в  водоеме  имеют  большое  практическое 

значение.  Еще  одним  методом,  используемым  для  оценки  качества  воды  по  

фитопланктону является метод Пантле и Букка в модификации Сладечека (11). 

Для  установления  трофности  водоема  вычисляется  индекс  трофности 

Милиус по формуле: 

 

Ib = 44,87+23,22*log B                                                             ( 12 ) 

 

Где В – общая биомасса водорослей в пробе. 

Большое  число  индексов  основано  на  оценке  величины  продуктивности 

фитопланктона (табл. 3). 

Таблица 3. 

Оценка трофности водных экосистем по показателям фитопланктона 

(Дмитриев и др.,1997). 

Критерий 

  

Тип трофии 

Источник 

Олиготр.  Мезотр.  Эвтроф.  Гипертр. 

  

Валовая продукция 

фитопланктона за 

год, г С/м

2

 

10-30 

4-40 

30-100 

40-150 

100-300 

150-600 

>300 

>600 

Винберг, 1960 

Романенко, 1985 

23 

 

Продукция 

фитопланктона, 

мгС/л сут. 

0,005-0,05  0,05-0,5  0,5-5 

>5 

Гутельмахер,1986  

Максимальная 

первичная 

продукция за сутки 

гО/м

2

 

гС/м

2

 

 

 

0,5-1,0 

0,1-0,3 

 

 

1,0-2,5 

0,3-0,7 

 

 

2,5-7,5 

0,7-2,01 

 

 

>7,5 

>2,0 

 

 

Винберг, 1960 

Чистая первичная  

продукция,мгС/м

2

 

сут. 

 

50-300 

 

250-

1000 

 

600-

8000 

 

>8000 

 

Likens, 1975 

Средняя биомасса 

фитопланктона за 

вегетационный 

период, В

f

, мг/л 

<1,0 

<1,0 

1-3 

1-3 

3-10 

3-7 

>10 

>7 

Трифонова, 1979 

Милиус, 

Кывасик, 1979 

Отношение 

ассимиляции 

А к дыханию R 

 

<1 

 

1 

 

>1 

 

- 

 

Винберг, 1960 

Удельная 

биоактивность 

(А+R), мкгС/м

2

 

 

160 

 

220 

 

- 

 

- 

 

Ohle, 1958 

Индекс трофности, 

ИТ 

 

20-40 

 

40-60 

 

60-80 

 

>80 

 

Милиус,Кыва-

сик, 1979 

Отношение 

биомассы 

зоопланктона В

z

 

к биомассе 

фитопланктона В

f

 

 

 

>4:1 

 

 

=1:1 

 

 

05:1 

 

 

- 

 

 

Андроникова, 

1989 

Численность 

фитопланктона, 

млн.кл./л 

 

0,35-3,85 

 

3,85-20 

 

>20 

 

- 

Цветкова и 

др.,1988 

 

Диатомовые 

водоросли, 

% от общей 

численности 

 

95-15 

 

15-0 

 

- 

 

- 

 

Тот же 

24 

 

Зеленые 

водоросли, 

% от общей 

численности 

 

15-75 

 

75-100 

 

0,0-0,15 

 

- 

 

Тот же 

Синезеленые 

водоросли, 

% от общей 

численности 

 

0-55 

 

55-85 

 

85-100 

 

- 

 

Тот же 

Скорость 

фотосинтеза, 

мгО/л сут 

 

07-10 

 

1,0-2,4 

 

>2,4 

 

- 

 

Тот же 

Разность суточной 

продукции 

и деструкции, Ф-Д, 

мгО/л сут 

 

-0,1-0,1 

 

0,1-2,1 

 

>2,1 

 

- 

 

Тот же 

 

2.4. МЕТОДЫ ОЦЕНКИ КАЧЕСТВА ВОД ПО ЗООПЛАНКТОНУ 

 Антропогенное 

воздействие 

различных 

видов, 

приводящее 

к 

эвтрофированию  и  загрязнению  водоемов,  изменяет  основные  характеристики 

всех  компонентов  водной  экосистемы.  Одним  из  важнейших  компонентов,   

структурно  и  функционально  связанным  с    другими,    является  сообщество  

зоопланктона.    Различные  показатели  этого  сообщества  могут  быть 

использованы для  трофической  типизации  озерной экосистемы,  а  также  для  

выявления    и  определения  направленности  трансформации  экосистемы  

(Андроникова,  1989). 

 Видовой  состав  зоопланктона  озер  является  довольно  постоянным  и 

может  не изменяться на протяжении многих десятилетий и даже столетия. В то 

же  время,  при  определенного  рода  воздействиях  некоторые  виды  исчезают, 

другие  же  -  появляются.  Признаком  эвтрофирования  можно  считать  резкое 

увеличение  численности  коловраток  из  семейств  Brachionidae    (B.angularis,  

B.calyciflorus,    B.diversicornis,  K.  cochlearis)  и  Trichocercidae,    ветвистоусых 

ракообразных  Bosmina  longirostris,  Chydorus  sphaericus,    Daphnia  cucullata  и 

некоторых других видов,  а при устойчивом видовом составе - смену доминант 

(Кутикова, 1976; Андроникова, 1993).  

  Соотношение эвтрофных  и олиготрофных видов (Е/О) используется для 

характеристики  трофности  (Hakkari,  1972).  Для  гипертрофных  озер  этот 

коэффициент более 5,0,  для эвтрофных - 1,5-5,0, для мезотрофных - 0,5-1,5, для 

олиготрофных - менее 0,5.  

25 

 

 По  мере  эвтрофирования  часто  наблюдается  изменение  процентного 

соотношения  основных    групп    зоопланктона.    Науман  (1923)  отмечает,  что 

наименьшее  количество  коловраток  содержится    в    олиготрофных    и 

дистрофных  водоемах,  что связано с недостатком водорослей наннопланктона 

и  детрита,    служащих  им  пищей.    С  увеличением  уровня  трофности  в  

планктоне    начинают  преобладать  виды  с  простыми  жизненными  циклами  и 

высокой  скоростью  размножения  (коловратки,    мелкие  кладоцера),    большее 

развитие  получают  тонкие  фильтраторы  и  ракообразные  с  широким  спектром 

питания.  Увеличение  численности  коловраток  и ветвистоусых ракообразных 

при  уменьшении  веслоногих,    в  особенности  Calanoida,  можно  считать 

признаками  эвтрофирования.    В  водах  с  чрезвычайно    высокими    биомассами  

фитопланктона  снижается  также  и  доля  Cladocera  (Крючкова,    1987;  

Галковская, 1995). 

При  эвтрофировании  вследствие  обогащения  озера  биогенными 

элементами  и    общего  увеличения  фито-  и  бактериопланктона  часто 

наблюдается повышение общей численности зоопланктона. В различных озерах 

при  процессе  их  эвтрофирования  средняя  численность  зоопланктона  или 

отдельных  его  групп  за  летний  или  вегетационный  сезон  за  10-20    лет  может 

увеличиться в 2-5 раз. Увеличение биомассы обычно прослеживается не столь 

четко,    так  как  это  связано  со  структурной  перестройкой  сообщества  и 

увеличением доли мелких форм.  

По  величине  биомассы  зоопланктона  С.П.Китаев  выделяет  следующие 

трофические  типы  водоемов:  меньше  0,5  г/м

3

  -    α-олиготрофный;  0,5-1,0  -  β-

олиготрофный; 1,0-2,0 -  α-мезотрофный;  2,0-4,0 -  β-мезотрофный; 4,0-8,0 -  α-

эвтрофный;    8,0-16,0  -    β-эвтрофный;  более  16,0  -  гиперэвтрофный  (Китаев,  

1984).    В  случае  гиперэвтрофных  водоемов    при  преобладании    в  структуре  

зоопланктона мелких кладоцер и коловраток средняя за вегетационный период 

биомасса  зоопланктона  снижается. 

В  сезонной  динамике  в  эвтрофных  озерах,  где  доминируют  организмы  с 

партеногенетическим  размножением,    число  пиков  зоопланктона  в  течение 

вегетационного периода может быть очень большим,  но  интегральная  кривая 

имеет  одновершинный  характер  с  максимумом  в  летний  сезон  (Андроникова, 

1989).  

Увеличение  доли  коловраток  и  мелких  ветвистоусых    ракообразных 

закономерно  приводит  к  снижению  средней  индивидуальной  массы 

зоопланктера  в  сообществе.  Так,      для      олиготрофных      водоемов      она   

составляла  0,0250 



0,010,    для  мезотрофных  -  0,0178



  0,0071,  для 

высокоэвтрофных - 0,0155 



 0,0047,  для политрофных -  0,00494 



+0,0024  мг  

(Крючкова, 1987). 

26 

 

 Одним  из    наиболее  информативных  показателей  при  загрязнении  и 

эвтрофировании  является    индекс    видового    разнообразия  Шеннона  (Н, 

бит/экз).    Загрязнение  и  эвтрофирование  водоемов  и  водотоков  приводит  к 

упрощению структуры сообществ гидробионтов,  что находит свое отражение в 

снижении  их  разнообразия  (Алимов,  1995).  Уменьшение  величины  индекса  

Шеннона  указывает  на функциональную перестройку сообществ планктонных 

животных.    Общий  для  всего  сообщества  индекс    видового    разнообразия  

зоопланктона  уменьшается  при  эвтрофировании  озер.  Однако,  в  том  случае, 

когда  все    таксоны    в  сообществе  в  одинаковой  степени  испытывают 

воздействие  загрязняющих  веществ,  величина  индекса  может  не  изменяться 

даже  при  сокращении  общей  численности  организмов  .  При  эвтрофировании 

значения  индекса  Шеннона  в    пределах    2,6-4,0    характеризуют  трофический  

тип водоема как олиготрофный; от 2,1 до 2,5 - как мезотрофный;  от 1,0 до 2,0 - 

эвтрофный;    меньше  1,0  -   показатель   экстремальных  экологических  условий 

(Андроникова, 1989). 

Такой  показатель,  как  индекс  сапробности  водоема,  рассчитанный  на 

основе    списка  индикаторных  видов,  можно  соотнести  с  уровнем  трофии 

водоема:  ксено- и b-олигосапробные индексы соответствуют  олиготрофному 

типу,  a-олигосапробы  -  мезотрофному,    b-  и  a-мезосапробы  -  эвтрофному  и 

гиперэвтрофному (Теоретические..., 1993). 

Структурно-функциональные  показатели  зоопланктона,  которые  могут 

быть  использованы  для  характеристики  процесса  эвтрофирования  озерных 

экосистем,  включают  также:  появление  в  составе  зоопланктона  или  резкое 

увеличение  численности  следующих  видов-индикаторов:  Brachionus  spp., 

Anuraeopsis fissa, Filinia longiseta, Pompholux sulcata, Hexarthra mira, Polyarthra 

euryptera,  Trichocerca  cylindrica,  Keratella  cochlearis  v.  tecta,  Bosmina 

longirostris,    Chydorus  sphaericus,    Daphnia  cucullata,  Mesocyclops  crassus,  

Cyclops  kolensis;    уменьшение  числа    доминирующих  видов    в    сообществе,  

определенное    на  основе  функции  рангового  распределения;    снижение 

показателей  индекса  видового  разнообразия  за  вегетационный  период  (Н 

бит/экз.);  изменение  процентного  соотношения  таксономических  групп  - 

увеличение  доли  Cladocera  и    Rotatoria  в  общей  величине  численности  и 

биомассы,  уменьшение  доли  Copepoda;    изменение  соотношений  между 

разными    таксономическими  группами:  уменьшение  показателя  ВCr/BRot    и 

увеличение  показателей  NClad  /NCop  и  BCycl/BCal;  уменьшение  средней 

индивидуальной  массы  зоопланктера    (w)  за  вегетационный  период;  

увеличение  отношения  Ni/NTot  для  ракообразных  зоопланктона  за  

вегетационный    период;  увеличение    численности  зоопланктона;    увеличение 

общей  биомассы  зоопланктона,  которая  по  мере  перехода  водоема  к 

гиперэвтрофной  стадии  снижается  за  счет  массового  развития  коловраток  с  

27 

 

очень    низкой    индивидуальной    массой;    увеличение  внутригодовой   

амплитуды   колебаний   биомассы   -   отношении Влетн/Взимн;  увеличение 

доли  фильтраторов  в  общей  величине  биомассы;    снижение  величины 

отношения  В3/В2;  увеличение  показателя  Rz/Bz  для  сообщества  в  целом  за 

вегетационный  период,    так же   и  Рz/Rz;  снижение  величины  Взоо/Вфито  как 

отражение изменений межбиоценотических связей. 

Загрязнение  также  приводит  к    изменению  структуры    экосистем    и    их  

отдельных  компонентов.  Ответная    реакция  сообщества  зоопланктона  может 

быть  использована  для  выявления    направленности    изменений    и 

характеристики состояния экосистемы при загрязнении. Видимым отражением  

токсического  действия  является  картина  изменения  видового  состава,  

численности и биомассы планктона, структуры планктонных ценозов.  

Под  действием  загрязнения  наблюдается  обеднение  видового  состава 

зоопланктона (Иванова,  1976). Для сильно загрязненных водоемов характерно 

доминирование    одного-двух    видов,    массовое  развитие  Brachionus  rubens, 

B.calyciflorus,  B.urceus,  B.angularis,  K.quadrata,  Asplanchnidae  и  хищных 

Cyclopoidae  (Чуйков,    1975;  Поливанная,  Сергеева,  1978).    В    загрязняемых 

токсическими  веществами  водоемах  часто  наблюдается  смена  доминант,  а 

второстепенные формы достигают максимума численности или биомассы.  Эти 

изменения  могут  происходить  как  скачкообразно,  так  и  замедленно  в 

зависимости от силы действия токсиканта,  его концентрации, избирательности 

действия,  видового  состава  биоценоза  и  др.    При  действии  особо  сильных 

токсикантов биоценозы могут разрушаться, система становится бесструктурной 

(Строганов, 1973; Брагинский, 1981). 

Влияние  токсикантов    на    зоопланктон    осуществляется  как  прямо  путем 

адсорбции на поверхности тела и поглощения фильтрацией, так и косвенно, при 

питании  бактерио-  и  фитопланктоном,  накопившим  токсиканты.  При 

накоплении  в  организме  они    могут    вызывать    хроническую  интоксикацию. 

Включаясь  в  обменные  процессы  гидробионтов,  токсиканты  нарушают 

различные  звенья  их  метаболизма  и  тем  самым  вызывают  расстройства 

жизнедеятельности,  которые  в  конечном  итоге  могут  привести  к 

индивидуальной  смерти  пораженной  особи,  а  при  массовой  смертности 

индивидуумов  -  к  изменению  структуры  популяции  и  типа    ее    динамики 

(Комаровский,  Полищук,  1981). 

      Загрязнение  водоемов  и  водотоков  вследствие  поступления  сточных  вод 

вызывает  изменения  в  структуре  зоопланктонных  сообществ.  По  мере  

увеличения  степени  загрязнения  наблюдаются  тенденции  к  уменьшению 

общего  числа  видов  ракообразных  в  планктоне,    качественное    и 

количественное  обеднение  ветвистоусых  ракообразных  вплоть  до  полного  их 

исчезновения  в    наиболее    загрязненных    местах,    значительное  уменьшение  

28 

 

суммарной  численности  ракообразных.    В  ряде  случаев  как  показатель 

загрязнения  может  быть  использовано  отношение  числа    видов    кладоцер 

(фильтраторы,  фильтраторы-собиратели и собиратели) к числу видов копепод 

или соотношение  величин  численности  этих  же групп (Иванова, 1976). При 

загрязнении  бытовыми  стоками  также  часто  наблюдается  преобладание 

копепод над кладоцерами,  отражая увеличение  роли  крупных  частиц  детрита 

с бактериальной флорой на них в энергетике сообщества (Чуйков, 1978). 

     Под  действием  токсикантов  в  первую  очередь  происходит  выпадение 

ветвистоусых  ракообразных,    в  отличие  от  них  Copepoda    (по    преимуществу 

хищники,  имеющие плотный хитиновый покров) весьма стойки по отношению 

к токсикантам. Даже при экспериментальной обработке водоемов  различными 

гербицидами и инсектицидами не удавалось наблюдать снижение численности 

веслоногих,    включая  науплиальные  стадии.  Наоборот,  в  некоторых  случаях 

отмечены  интенсификация  их  размножения  и  возрастание  численности. 

Популяции коловраток отличаются чрезвычайной динамичностью и в условиях 

токсического  загрязнения  могут  также  быстро  восстанавливаться,    как  и 

снижать  численность  до  исчезновения.  Высокосапробные  формы  коловраток 

довольно устойчивы к пестицидам и другим токсикантам,  в экспериментально 

обработанных водоемах полностью не исчезают (Брагинский и др., 1987). 

      Исследования  по  токсичности  СМС  и  входящих  в    их    состав    СПАВ 

показали,  что    их    опасность    для  зоопланктона  часто  обусловлена  не 

токсичностью,  а  механическим    засорением    фильтрационного    аппарата 

крупнодисперсными  частицами,  утяжелением  тела.  Токсичность  проявляется 

при концентрациях 5-10 мг/л или хроническом воздействии  (Брагинский и др., 

1987). 

Как  правило  "химический    стресс"  резко  меняет  ход  кривой  численности 

или биомассы в сторону снижения,  но  этот  перелом  может быть недолгим и 

сменяться  в  силу  фазовых  реакций  новым  пиком.  В  зависимости  от  силы 

действия и концентрации токсиканта этот ход  кривых может быть и обратным, 

т.е.  сначала  отмечается  пик  численности  и  биомассы,  а  затем  происходит 

депрессия.  Большинство токсикантов являются ферментными ядами,  поэтому 

их  токсическое  действие  резко усиливается при подогреве воды свыше 25

0

 C, 

что  нередко  случается  в  водоемах  -  охладителях  тепловых  электростанций  в  

летнее    время.    В  интервале  25-30

0

  С  отмечен  явный  скачок,  и  токсичность 

возрастает  на  несколько  порядков.    Вследствие  высокой  чувствительности 

ветвистоусых    фильтраторов  к  тяжелым  металлам  и  повышения  летального 

эффекта  с повышением  температуры  перегрев  воды  до 30

0

  С  и  выше    должен  

существенно  отразиться      на    самоочистительной    способности    водоемов 

вследствие  снижения  фильтрационной  функции  Cladocera  (Брагинский    и  др., 

1987). 

29 

 

      Стресс, вызванный высокой температурой  и  токсикантами  часто приводит 

к  уменьшению  среднего  размера  тела  зоопланктонных  организмов,    либо  к 

преобладанию мелких видов над крупными  в  сообществах зоопланктона. 

      Для  определения  уровня  загрязнения  часто  используют    модификации 

системы    Кольквитца-Марсона  -  методы  Пантле  и  Букка  в  модификации 

Сладечека ( 11 ).  

      

жүктеу/скачать 0.76 Mb.

Достарыңызбен бөлісу: