Биологический мониторинг и оценка качества вод реки Москвы по сообществу бентосных диатомовых водорослей

Полноценная оценка состояния водных экосистем и качества воды невозможна без изучения биотической компоненты – сообществ водных организмов. Одной из перспективных биоиндикаци-онных групп организмов являются диатомовые водоросли, которые широко используются в мониторинге состояния водных систем стран Евросоюза [1], но в России, к сожалению, широкого прикладного применения еще не нашли.

Нами было проведено изучение сообщества бентосных диатомовых р. Москвы и последующая оценка качества воды в вегетационные сезоны 2010-2012 гг. на 10 станциях (рис. 1). На каждой станции по общепринятым методикам отбирали пробы диатомовых, а также пробы воды для гидрохимического анализа (содержание органических и неорганических форм азота и фосфора). Для оценки качества воды рассчитывали индекс Пант-ле-Букка в модификации Сладечека S (1) и специализированный диатомовый индекс DAIpo (Diatom Assemblage Index to organic water pollution) (2), видовые характеристики водорослей-индикаторов были взяты из литературных источников [2].

где s i – сапробная валентность организма, h i – частота встречаемости вида в пробе.

DAIpo = 100 - 2™ ± S( -^Ej, где Si – относительная встречаемость сапрофилов, Ej – относительная встречаемость эврисапробов на станции.

Всего в пробах было идентифицировано 154 вида и вариетета диатомовых водорослей, из них показательными для расчета индекса S были 111 таксонов (72%), индекса DAIpo – 123 таксо-на(80%). Индекс S является самым широко применяемым в России биологическим индексом

оценки качества вод и используется с разными группами организмов. Значения индекса S для р. Москвы, рассчитанные по сообществу диатомового микрофитобентоса изменялись в диапазоне 1,341,58, что соответствует условно-чистым водам (I класс качества согласно РД 52.24.309-2011). На графике изменения значений индекса по тракту реки (рис. 2) видно, что он не позволяет выявить различий в загрязненности участков реки выше и ниже г. Москвы – средние значения S для каждого участка одинаковы и составляют 1,5.

В то же время концентрации основных биогенных элементов – азота и фосфора, для участков реки до и после мегаполиса существенно отличаются. Так, согласно полученным нами гидрохимическим данным, в нижнем течении р. Москвы существенно возрастает концентрация фосфора, особенно его органических форм, практически отсутствующих в верховьях реки, а также неорганических форм азота, прежде всего нитратов и нитритов, а концентрация органических форм азота, напротив, снижается (рис. 2). Проведенная нами ранее оценка качества воды р. Москвы индексом S по сообществу фитопланктона [3, 4] показала, что значения S изменяются в диапазоне от 1,65 до 2,90, что соответствует слабо-загрязненным и загрязненным водам (II и III классы качества вод по РД 52.24.309-2011), при этом среднее значение S для верховьев реки по фитопланктону составляло 1,97, для нижнего течения – 2,15. Таким образом, оценка качества воды индексом Пантле-Букка в модификации Сладечека по сообществу диатомового микрофитобентоса завышает качество воды, что накладывает существенные ограничения на использование индекса для S применительно к бентосной диатомовой альгофлоре.

Рассчитанные нами значения индекса DAIpo лучше согласуются с результатами гидрохимического анализа. Индекс DAIpo изменяется от 0 до 100, большим значениям соответствует лучшее качество воды. Для р. Москвы полученные значения индекса составляли от 48 до 61, что, из-за отсутствия интеркалибровки, сложно сопоставить с классификацией качества вод, применяемой в системе Росгидромета. График изменения значений DAIpo приведен на рис. 3.

Рис. 1. Станции отбора проб на р. Москве

Рис. 2. Соотношение между значениями S и концентрацией различных форм азота и фосфора

Для верхнего течения реки среднее значение индекса составляло 60,2, для нижнего – 46,1, что характеризует его как более чувствительный по сравнению с индексом S. Согласно литературным данным, для естественных условий характерно отношение содержания фосфора к азоту в диапазоне 1:15-1:30, на распаханных территориях – 1:8-1:4 [5]. Для верхнего участка р. Москвы это отношение составляло 1:13 и соответствует тому, что водосборная площадь в верховьях реки используется в аграрных целях, для участка реки ниже г. Москва – 1:2, что отражает антропогенное воздействие, в частности поступление в реку огромных объемов бытовых и промышленных стоков, и согласуется с динамикой изменения значений индекса DAIpo. Изменение значений индекса DAIpo согласуется и с перестройкой в видовой структуре сообщества бентосных диатомовых водорослей по тракту реки (рис.4).

Так для диатомового микрофитобентоса нижнего участка р. Москвы было характерно увеличение процентной доли видов рода Nitzschia , характерных для вод, загрязненных органическим веществом, возрастание вклада в общую численность диатомеи Planothidium lanceolatum (Bréb.) Round, характерной для вод, богатых биогенными элементами [8], и резкое снижение численности водоросли Navicula tripunctata (Müll.) Bory, толерантной к повышенному содержанию в воде биогенных элементов, но слабо устойчивой к органическому загрязнению [8].

Рис. 3. Соотношение между значениями DAIpo и концентрацией различных форм азота и фосфора

В целом, оценка качества воды р. Москвы по индексу DAIpo позволила выявить ухудшение качества воды в реке после городов (Можайск, Звенигород, Коломна) и различия в степени загрязнения участков реки выше и ниже г. Москвы, что согласуется с данными гидрохимического анализа воды и перестройками в видовой структуре сообщества. Сообщество бентосных диатомовых водорослей целесообразно использовать в биомониторинге качества вод р. Москвы только при условии расчета специализированных диатомовых индексов, индекс Пантле-Букка в модификации Сладе- чека для данного сообщества неприменим, поскольку сильно завышает качество воды. Поскольку индекс DAIpo разработан в Японии и успешнее всего может быть применен на водных объектах Дальнего Востока, в дальнейшем, для его внедрения в прикладную деятельность, целесообразно модифицировать его для водных объектов средней полосы России, прежде всего за счет корректировки списка индикаторных таксонов и индивидуальных индексов толерантности в соответствии с особенностями видового состава альгофлоры водных объектов средней полосы России.

Рис. 4. Относительное обилие некоторых индикаторных видов диатомовых водорослей по тракту р. Москвы