Проблемы рационального использования биологических ресурсов водоемов и управление их продуктивностью

Существует множество методов оценки состояния водных экосистем по различным параметрам. В то же время большинство из них применимо не ко всем категориям водных объектов и факторов воздействия. Известно лишь несколько разработанных методов интегральных оценок, позволяющих применять их на любых водных объектах и для оценки большинства факторов воздействия. Так, например, количество растворенной в воде органики является интегральным показателем состояния вод и водных экосистем в целом, так как складывается из органических веществ, возникших в процессе жизнедеятельности организмов на всех трофических уровнях, а также внесенных с бассейна водосбора в результате природных и антропогенных процессов. Биотические компоненты водных экосистем отражают трофический статус водного объекта, который, в свою очередь, зависит от количества органических веществ, растворенных в воде. В соответствии с этим популяции, виды и сообщества организмов имеют определенный уровень толерантности в сложившихся условиях. Исследование изменений, происходящих в структуре популяций и сообществ, позволяют оценить состояние всей экосистемы.

Наиболее перспективным объектом для оценки состояния водных экосистем, по нашему мнению, являются водоросли - первичное и очень информативное звено трофических цепей. Кроме того, в отличии от других групп гидробионтов, водоросли встречаются везде, где есть вода. При изменении содержания органических веществ в воде изменяется видовой состав водорослей и, как правило, их обилие. Те виды, которые определенно реагируют на изменения условий среды, являются видами-индикаторами. У водорослей выделяются индикаторные организмы на рН среды, соленость, органическое загрязнение и др. В континентальных водоемах обитают около 10 тысяч видов микроскопических водорослей. Индикаторными является сравнительно небольшое число видов, около 1000, но они самые распространенные и массовые. Практически нет биотопов, где бы не встречались водоросли. Поэтому оценка состояния водных экосистем, основанная на биоиндикации с помощью водорослей, позволяет сравнивать водные объекты разного типа и расположенные в различных регионах. Методы биоиндикации разрабатываются уже давно, примерно с начала нашего века. В настоящее время сложилось три системы оценки качества вод, построенных на индикаторном значении таксонов. Наиболее оперативной и позволяющей охватить большую территорию сетью постоянно дающих информацию станций, является система, применяемая французскими коллегами (Лафон, 1988; Лафон и др., 1988), основанная на определении водорослей до крупных таксонов. Однако при этом оценки степени загрязнения слишком приблизительны. Метод основан на понятии сапробности - способности организмов выживать в загрязненной органикой среде. Виды-индикаторы сапробности имеют в этой системе свой вес, выраженный в виде индекса s числом от 0 до 4. Степень же загрязнения в месте отбора пробы водорослей определяется по набору видов-индикаторов, обитающих в исследуемом месте и обилию их в пробе. Третий метод разработан в последние годы японскими коллегами под руководством Т. Ватанабе (Watanabe et al., 1986a, b,1988a, b). В основе его также анализ сообщества видов-индикаторов сапробности, имеющих свой индикаторный вес. Однако, метод разработан только для диатомовых водорослей, хотя и являющихся наиболее распространенной группой, но не охватывающей всего разнообразия водных экосистем, что является существенным недостатком метода. Индекс органического загрязнения по сообществу диатомовых -DAIpo - изменяется от 0 до 100 и обнаруживает высокую степень корреляции со многими физико-химическими показателями вод. Особенно четко прослеживается связь DAIpo с электропроводностью.Объединение различных параметров качества воды, как физико-химических, так и биологических, включая биоиндикационные (Баринова, 1992б) и соотнесение индексов Пантле-Бука и Ватанабе представляют собой оригинальную разработку. Сопоставление индексов Пантле-Бука и индексов Ватанабе к настоящему моменту представляется не только необходимым, но и весьма продуктивным. Метод Пантле-Бука, применяемый в течение многих лет, дает большое количество информации по оценке органического загрязнения водоемов и водотоков, причем в пространственно-временном виде. Хорошо отработанные в этой системе представления о самоочищении приложены к конкретным типам водных объектов.

Таким образом, сопоставление индексов в обеих системах значительно расширяет возможности для интерпретации данных, получаемых по разным системам оценки качества вод. При сопоставлении объединенных из разных систем данных важными оказались не только область изменения индекса Шеннона, но и интервалы минимальных и максимальных значений в каждой из зон самоочищения или классе качества вод.

Сообщество обогащается до определенного предела, причем его состав формируется как за счет видов, характерных для водной экосистемы в соответствующей стадии сукцессии или уровню загрязнения, так и эврибионтных видов, толерантных к органическому загрязнению. При увеличении количества органики аборигенные виды замещаются эврибионтными при общем снижении числа видов и повышении продуктивности. Эта зависимость проанализирована и подтверждена на примере многолетних наблюдений за вновь созданным водоемом, биота которого проходит последовательные сукцессионные стадии. Однако, видовая характеристика конкретного сообщества недостаточна для оценки состояния водной экосистемы в целом. В структурных характеристиках сообщества прослеживаются следующие закономерности. Для анализа современного состояния среды и биоты на конкретном водном объекте, но и для прогноза изменений и степени устойчивости (Баринова, 1992б) конкретной водной экосистемы к антропогенным воздействиям.

Таким образом, описанная система взаимосвязей и закономерностей может служить моделью функционирования водных экосистем. На основе этой модели можно оценить состояние водной экосистемы, имея только некоторые из параметров. Чаще всего имеется лишь набор гидрохимических характеристик и иногда также продукционных. В этом случае, основываясь на классификации имеющихся химических параметров среды, проводится экстраполяция на ось значений индексов сапробности, а затем на параметры видового богатства и биоразнообразия. При наличии данных по видовому разнообразию или индексам сапробности в любой из систем, проводится обратная операция.

Как показывает опыт, наибольшее значение имеет нижняя часть фигуры поля точек, отражающая зависимость структуры сообщества и показателей среды. Размеры выделенного поля показывают широту экологических характеристик биоты. При равной ширине (т.е. равных областях изменения индексов сапробности) большая высота Н указывает на большую изменчивость физико-химических условий при равном количестве органики. Ширина амплитуды Н отражает сложность структуры биоты.

Таким образом, имея даже небольшой набор различных характеристик среды и биоты, на основе предлагаемой модели можно получить представление о состоянии экосистемы в целом и изменчивости недостающих компонентов. Предложенное нами сопоставление индексов сапробности в разных системах дает еще одну возможность - получить интегральную характеристику водного объекта по индексу загрязнения.

Для того чтобы полно и достоверно охарактеризовать состояние водной экосистемы предложенным методом, желательно иметь продукционные и гидрохимические показатели или данные по ним, полученные экстраполированием. Для оценки по биотическим показателям нужны данные, характеризующие сообщества микроводорослей.