Бесплатный автореферат и диссертация по биологии на тему

Сравнительная оценка методов в комплексном исследовании экологического состояния малых рек

ВАК РФ 03.00.16, Экология

Автореферат диссертации по теме "Сравнительная оценка методов в комплексном исследовании экологического состояния малых рек"

ИНСТИТУТ ГЛОБАЛЬНОГО КЛИМАТА И ЭКОЛОГИИ РОСГИДРОМЕТА И РАН

На правах рукописи

ЧЕРМНЫХ ЛАРИСА ПЕТРОВНА

СРАВНИТЕЛЬНАЯ ОЦЕНКА МЕТОДОВ В КОМПЛЕКСНОМ ИССЛЕДОВАНИИ ЭКОЛОГИЧЕСКОГО СОСТОЯНИЯ МАЛЫХ РЕК.

03. 00. 16— экология

Автореферат диссертации на соискание ученой степени кандидата биологических наук

Москва - 2004

Работа выполнена в Международном университете природы, общества и человека «Дубна» и в Институте глобального климата и экологии Росгидромета и РАН

Научный руководитель:

доктор биологических наук, профессор В. А. Абакумов Научный консультант: доктор биологических наук А. Л. Калабеков Официальные оппоненты:

доктор биологических наук, профессор В.Д.Федоров

доктор биологических наук, профессор И.С.Барское

Ведущее учреждение: Институт водных проблем РАН

Защита состоится « Ш» „¿¿ОЛ- 2004 года в 43Л*, на заседании диссертационного совета Д 002.049.01 в Институте глобального климата и экологии Росгидромета и РАН по адресу: 107258, Москва, ул. Глебовская, Д.20-Б.

С диссертацией можно ознакомиться в библиотеке Института глобального климата и экологии Росгидромета и

РАН

Автореферат разослан 2004 г.

Ученый секретарь диссертационного совета, кандидат

сельскохозяйственных наук

О.Е.Воронина

Общая характеристика работы

Актуальность проблемы. Одной из важнейших практических задач современной экологии является контроль состояния водных объектов. Малые речные бассейны весьма чувствительны к антропогенной нагрузке и отвечают на эту нагрузку негативными изменениями, которые ухудшают или ограничивают водопользование. Особый научно-практический интерес представляют водотоки, впадающие непосредственно в водоёмы, используемые для питьевого водоснабжения, поскольку к качеству такой воды предъявляются достаточно высокие требования. Малые притоки водохранилищ в настоящее время изучены недостаточно, отчасти потому, что методы наблюдений за состоянием малых водотоков еще нуждаются в совершенствовании. Недостаточность информации затрудняет разработку мероприятий по охране и защите водной среды от загрязнений. Одним из фундаментальных принципов экологического мониторинга является его комплексность. Программы мониторинга, наряду с контролем окружающей среды, базирующемся на определении загрязняющих веществ химическими методами, предполагают и наблюдения ответной реакции биоты на антропогенное воздействие — гидробиологический мониторинг, включающий в себя биоиндикацию и биотестирование. Однако экспрессные методы биотестирования при контроле качества природных вод используются мало как в научных исследованиях, так и природоохранными организациями в основном из-за недостаточной проработки вопроса сопоставимости результатов биотестирования с данными биоиндикации в конкретных регионах. Это определяет важность комплексных гидробиологических оценок с учетом специфики природных условий и характера антропогенных нагрузок.

Цель работы — сравнительная оценка методов в комплексном изучении структурных и функциональных характеристик биоценозов малых рек Верхневолжского бассейна в условиях высоких антропогенных нагрузок.

Основные задачи:

1. Выбор обобщенных, наиболее информативных, показателей состояния основных экологических групп гидробионтов для биоиндикации малых рек, подвергающихся различным антропогенным нагрузкам.

2. Оценка экологического состояния вод малых рек методами биоиндикации и биотестирования и сравнительный анализ эффективности этих методов при оценке качества вод малых водотоков;

3. Определение уровня загрязнения воды и донных отложений рек Верхневолжского бассейна (Сестра, Дойбица, Лутосня, Яхрома, Дубна) гидрохимическими методами;

РОС. НАЦИОНАЛЬНАЯ БИБЛИОТЕКА

4. Выявление коррелятивных связей гидробиологических характеристик с гидрохимическими показателями среды;

5. Разработка структуры гидробиологической составляющей компьютерной базы данных для комплексного экологического мониторинга малых рек Верхневолжского бассейна.

Научная новизна. Впервые выполнены широкие сравнительные исследования эффективности гидробиологических методов оценки качества водной среды (биоиндикация и биотестирование) и сферы их успешного применения в сочетании с гидрохимическими методами при комплексном исследовании экологического состояния малых водотоков на примере рек северо-запада Верхневолжского бассейна. Показано, что биоиндикация представляет собой приоритетный метод в интегральной оценке качества вод, а метод биотестирования наиболее информативен на участках сильного загрязнения вод малых рек. Установлены гидрохимические параметры малых рек Верхневолжья, наиболее существенно влияющие на развитие гидробионтов.

Практическая значимость. Методические рекомендации для мониторинга малых рек северо-запада Московской области, в проведении которого автор принимает участие с 1999 г., используются экоиспытательной лабораторией Федерального государственного водного учреждения «Центррегионводхоз» МПР России. Полученные в работе данные по загрязненности и весьма низкой самоочищающей способности рек Сестра и Дойбица рекомендованы для использования при разработке мероприятий по уменьшению отрицательных последствий совместного влияния городских очистных сооружений и АО «Клинволокно» на экосистему реки Сестры и сельскохозяйственного производства на экосистему реки Дойбицы.

Результаты сравнительной оценки методов исследования экологического состояния малых рек используются при чтении курса гидробиологического мониторинга для студентов Международного университета природы, общества и человека «Дубна».

Разработанная база данных комплексного экологического мониторинга является информационной. основой в деятельности Эколого-аналитической лаборатории Международного университета «Дубна», используется подразделениями Центрального управления Росгидромета и может быть использована природоохранными организациями службы Санэпиднадзора для составления прогнозов экологической обстановки в регионе.

Апробация работы. Материалы диссертации докладывались на международных и региональных конференциях: на международных конференциях «Экология и жизнь» (1999 г., Пенза); "Экологическая артерия" (2000 г., Дубна); "Малые реки: Современное экологическое состояние, актуальные проблемы и

природопользование" (2001г., Тольятти); "Великие реки — аттракторы локальных цивилизаций" (2002 г., Дубна)" Экологические проблемы бассейнов крупных рек" (2003 г.,Тольятти); «Great rivers as attractors for local civilization» (2003, Assiut); на конференции молодых ученых и специалистов Объединенного института ядерных исследований РАН (2000 г., Дубна); Всероссийской конференции "Научные аспекты экологических проблем России" (2001 г., Москва); расширенном семинаре отдела мониторинга пресноводных экосистем Института глобального климата и экологии (2003 г., Москва).

Публикации. По теме диссертации опубликовано 7 научных работ, 2 находятся в печати

Структура и объем диссертации. Диссертация состоит из введения, 8 глав и заключения общим объемом 135 страниц, проиллюстрирована 128 рисунками, 11 таблицами. Приложение включает 84 таблицы. Список литературы включает 239 работ, из которых 35 на иностранных языках.

Положения, выносимые на защиту.

• Комплексный подход с использованием различных гидробиологических и гидрохимических методов по определению степени антропогенных нагрузок является научной основой наиболее оптимальной стратегии исследований экологического состояния малых рек.

• Метод биоиндикации в сравнении с биотестированием позволяет наиболее полно оценивать экологическое состояние малых рек.

• Биотестирование более информативно для участков малых рек, подверженных влиянию сточных вод, при этом предпочтительно тестирование с использованием зеленых планктонных водорослей с никим сапробным индексом.

Глава 1. Научно-практические предпосылки исследований.

Система контроля экологического состояния водных объектов, основанная на дифференцированном определении концентрации вредных веществ и сопоставления их с ПДК малоэффективна, поскольку не более 10 % от общего числа нормированных вредных веществ обеспечено методами анализа на уровне ПДК. Кроме того, изолированные действия отдельных химических веществ без учета реальной экологической ситуации не отражают истинной картины воздействия. Действует вся сумма факторов. Это обуславливает необходимость внедрения в практику таких методов гидробиологического мониторинга, которые обеспечивают возможность прямой оценки состояния водных экосистем. Гидробиологические приемы разделяют на методы биоиндикации и биотестирования. Биоиндикация предусматривает выявление уже состоявшегося или происходящего загрязнения водного объекта по экологическим характеристикам сообществ организмов и учитывает в основном количество

растворенной в воде органики как интегрального показателя состояния водных экосистем. Существует ряд гидробиологических методов интегральных оценок, позволяющих применять их на любых водных объектах и для большинства факторов воздействия (Абакумов, Сушеня, 1991). Однако, большинство исследований экологического состояния пресноводных экосистем посвящено отдельным структурным элементам пресноводного биоценоза (фитопланктону, зоопланктону, перифитону, бентосу, макрофитам, ихтиофауне) в дальнейшем именуемым экологическим сообществом. Исследования состояния

гидробиоценозов рек в полном объеме достаточно редки, в первую очередь из-за своей трудоемкости.

Однако водоемы загрязняются не только органическими, но и другими токсическими веществами. Очевидно, что комплексный характер загрязнения, которое включает в себя органические вещества, токсичные соединения некоторых металлов, сточные воды промышленных предприятий, требует особого подхода к биологической оценке загрязненности водоемов и водотоков. В настоящее время пристальное внимание уделяется методам токсикологического биотестирования, то есть использования в контролируемых условиях биологических объектов в качестве средства выявления суммарной токсичности водной среды. Биотестирование вод может использоваться для выяснения отдаленного токсического эффекта и прогнозирования возможных изменений экосистемы водотока, поскольку токсические загрязнения могут иметь длительный латентный период действия и не обнаруживаться методами биоиндикации, а только с помощью биотестов (Моисеенко, 2002; Симаков, 2003). Поэтому совместное применение методов биоиндикации и биотестирования с учетом данных по гидрохимии может дать наиболее адекватную оценку состояния водного объекта.

Глава 2. Природные условия района и источники загрязнения рек.

В главе дана физико-географическая характеристика района исследования, включающая в себя описание геологического строения местности, ландшафтов климата, почв и растительности. Приводятся данные по гидрологии изучаемых рек, перечисляются источники их питания и загрязнения, дается описание станций отбора проб. Подчеркивается, что особенностью района исследований является сильная заболоченность территории.

Глава 3. Материал и методики исследований.

3. 1 Материал исследований.

Структуру и объем первичного материала составили 232 гидробиологические пробы, отобранных в 22 пунктах различных участков пяти малых рек Верхневолжского бассейна: Сестра, Дойбица, Лутосня, Яхрома, Дубна с 1999 по 2002 г (рис 1).

Просмотрено (с определением видового состава) 696 временных препаратов фитопланктона, 580 — зоопланктона, 236 — макрозообентоса. Проведено 18 серий лабораторных экспериментов по биотестированию. Пробы на гидробиологический анализ отбирались на тех же участках рек, где проводились гидрохимические исследования сотрудниками Эколого-аналитического центра Международного университета природы, общества и человека «Дубна».

■ горела•

■ Н1ИПЩ11Ы1 пункты т отаниии отвара прав

масштаб 1:50 ООО

Рис. 1. Карта-схема отбора проб для исследования экологического состояния рек.

3.2 Методики гидрохимических исследований.

Данные по гидрохимии получены в ходе совместных работ с сотрудниками кафедры химии Международного университета «Дубна» под руководством к.х.н. С.В.Моржухиной и В.В. Успенской По аттестованным методикам определялись следующие физико-химические компоненты в пробах воды: рН, запах, цветность, взвешенные вещества, растворенный кислород, N0'", N0*', ИН4*, БОц2", РО43", СГ,

F, CaJt, Mg2*, Na+, K+, жесткость общая, Fe-общ., Си, Pb, Zn, Cd, Co, Ni, Mn, Cr-общ., ХПК, БПК5, фенолы, СПАВ, нефтепродукты. Определение ионов NO2", NH4+, общих содержаний Fe, фосфора, определялись при помощи фотометрических методов по аттестованным методикам на приборах КФК-2 и СФ-46. Определения хлоридов и нитратов проводились методом ионной хроматографии на жидкостном хроматографе PHARMACIA FPLC. Тяжелые металлы (медь, цинк, кадмий и свинец) определялись методом инверсионной вольтамперометрии с помощью полярографа АВС-1 и электрохимического датчика «Модуль ЕМ-04» по аттестованной методике.

3.3 Методики биоиндикации.

Отбор и обработка гидробиологических проб, использование методов биоиндикации осуществлялись по стандартным методикам приведенным в «Руководстве по гидробиологическому мониторингу пресноводных экосистем» (1992). Пробы отбирались в периоды максимально активного функционирования водных экосистем: в июне и в сентябре.

3.4 Методики биотестирования.

Эксперименты по биотестированию проводились в соответствии с аттестованными методиками: ППД ФТ 14.1:2:3:4.3-99 с использованием в качестве тест-объектов низших ракообразных и ФР. 1.39.2001.00284 с использованием одноклеточных зеленых водорослей.

Глава 4. Экологическая оценка вод малых рек методами гидрохимии.

Наиболее детально, от истока до устья, нами изучены реки Сестра и Дойбица, поскольку они подвержены сильным антропогенным нагрузкам различного характера. У рек Яхрома, Лутосня и Дубна исследовались приустьевые участки. Как пример оценки качества вод малых рек по гидрохимическим параметрам, приведем анализ состава вод реки Сестры.

Вода р. Сестры на всем протяжении сульфатно-гидрокарбонатная, магниево-натриево-кальцевая с минерализацией 432-640 мг/л, умеренно-жесткая до жесткой (4.95-6.56 ммоль/л). Вода прозрачная, но достигает большой цветности по причине заболоченности территории водосбора. Ниже сброса сточных вод г. Клин образуется зона, в которой формируется режим преобладания сульфат-ионов над гидрокарбонатами. Увеличение их содержания в воде реки Сестры объясняется большим количеством сульфатов, образующихся при производстве вискозного волокна (на 1 т вискозного волокна сбрасывается около 300 кг сульфатов цинка и натрия). Это приводит к изменению буферной емкости вод реки Сестры и влечет за собой их закисление во время половодья: весной значения рН достигали 6-6.5. В июне водородный показатель изменялся от 8.0 до 8.6; а в сентябре от 7.9 до 8.1.

На станции 4 (рис.1) отмечены стабильно высокие значения рН (10.1) как летом, так и осенью.

Газовый режим реки определяется в основном составом сточных вод, которые содержат значительное количество целлюлозы — окисляемого органического соединения, что приводит к уменьшению концентрации кислорода. Выше городской черты содержание растворенного в воде р. Сестры кислорода в летний период составило 8.9-11 мгОг/л (87-100% насыщения), а осенью 5.3-11.2 мгОг/л. Ниже очистных сооружений оно резко падает и составляет лишь 1.4-1.7 мгОл/л. Антропогенное нарушение кислородного режима р. Сестры особенно заметно при сравнении с пространственным распределением концентрации кислорода р. Дойбицы, подверженной только диффузной нагрузке — поверхностному смыву с сельхозугодий и садовых участков. Низкое начальное содержание кислорода в верхнем течении реки объясняется ее болотным питанием, но за счет аэрации и самоочистительной способности уровень содержания кислорода увеличивается далее по течению в 1.8 раза на отрезке протяженностью в 10 км. Такие показатели качества воды как биологическое потребление кислорода (БПК) и химические потребление кислорода (ХПК) почти на всем протяжении реки Сестры превышают предельно допустимые концентрации соответственно в 2 раза и в 11 раз на участке ниже очистных сооружений г. Клин.

Помимо общих показателей качества воды по органическим загрязняющим веществам были определены также нефтепродукты, фенолы, СПАВ. Обнаружено, что на всем протяжении реки превышение ПДК по фенолам составляет 2-4 раза, а ниже очистных сооружений — 20 раз. Достаточно высок уровень загрязнения вод реки и СПАВ (от 2 до 8 раз). Нефтепродуктами река Сестра загрязнена в основном ниже стоков г. Клин и в местах пересечения ее с автомобильными трассами— самое большее в 2 раза. Между водосливом оз. Сенеж и станцией 4 имеется мощный источник загрязнения, увеличивающий концентрацию азота в форме нитратов со значения 0.47 мг/л более чем в 18 раз. Еще более мощным источником поступления всех форм азота в реку является сброс воды из очистных сооружений г. Клин, увеличивающий концентрацию аммонийного азота в 4 раза, нитритной формы в 1.8 раз, нитратной — в 7.4 раза. Зона повышенной концентрации различных форм азота простирается до реки Яхромы, что соответствует зоне пониженного содержания кислорода в воде. Содержание минерального Фосфора в форме ортофосфатов в воде р. Сестры определяется поступлением его со сточными водами. Летом концентрации его ниже очистных сооружений превышали ПДК даже в замыкающем створе. Тяжелые металлы (ТМ) среди нормируемых компонентов природной среды занимают особое место, так как они не подвержены процессам биодеградации, способны мигрировать в

различных формах и накапливаться в экосистемах. Многие ТМ замедляют процессы биохимического окисления органических веществ, чем снижают самоочищающую способность водотоков. Очистные сооружения г. Клина производят совместную очистку коммунально-бытовых стоков и производственных сточных вод, но не предназначены для удаления тяжелых металлов, в результате чего максимальное превышение содержания металлов в воде реки Сестры по цинку и по меди превышает ПДК в сотни раз.

Превышения ПДК по кадмию в 18 раз наблюдались только на станции 4, где в воду р. Сестры поступают отходы гальванического производства.

Установлено, что по многим гидрохимическим показателям загрязнение воды и донных отложений реки Сестра распространяется от места сброса сточных вод г. Клина на расстояние до 50 км ниже по течению. Донные отложения реки Сестры до г. Клина существенно обогащены кадмием и цинком. Река Дойбица испытывает наибольшую нагрузку в верхнем течении, в связи со смывом органических удобрений с территории водосбора. Экологическое состояние рек Лутосня и Яхрома оценивается как благополучное. Качество вод реки Дубны после впадения в нее реки Сестры несколько ухудшается.

Глава 5. Экологическая оценка вод малых рек методами биоиндикации. .

5.1. Биокднкацня по фитопланктону.

Планктонным водорослям принадлежит ведущая роль при биоиндикации изменения состояния экосистемы в результате эвтрофирования водного объекта, так как при ухудшении качества воды соответствующая сукцессия видового состава особенно отчетливо проявляется в сообществе фитопланктона.

За период исследования в составе фитопланктона рек было обнаружено 217 видов и подвидов водорослей. По отделам обнаруженные виды водорослей распределялись следующим образом: Cyanophyta (синезеленые) — 6, Chlorophyta (зеленые) — 40, Bacillariophyta (диатомовые) —163, Chrysophyta (золотистые) — 2, Euglenophyta (эвгленовые) — 5, Pyrrophyta (пиррофитовые) — 1.

Фитопланктонные сообщества обследованных рек были сформированы в основном водорослями трех отделов: Cyanophyta, Chlorophyta, Bacillariophyta. Большинство из найденных видов является широко распространенными пресноводными формами. При оценке родового состава выявлены несколько ведущих по таксономическому объему родов: АпаЪаепа, Scenedesmus, Cocconeis, Navícula. Массовых структурообразующих видов насчитывается около 20. Это доминанты, составляющие от 20 до 100% биомассы, и субдоминанты, дающие 10% биомассы. По количеству видов в планктоне преобладали диатомовые (75 % общего числа видов) зеленые (18 %) и синезеленые (3 %).

В зависимости от расположения станций отбора проб и периода наблюдения видовое разнообразие и качественный состав альгоценозов реки Сестры менялся. На фоновых участках реки (выше г. Клин) доминирующая группа зеленых водорослей представлена p. Pediastrum, количество синезеленых и диатомовых невелико (табл. 1). На участках реки ниже города Клин фитопланктон был представлен в основном диатомовыми родов Cocconeis и Gomphonema. В месте сброса с очистных сооружений преобладали синезеленые водоросли {Anabaena, Microcistis) и мелкоклеточные диатомовые рода Cocconeis, который образовал практически монодоминантное сообщество диатомей.

Рис.2. Численность фитопланктона р. Сестры. Рис.3. Численность фитопланктона р.Дойбицы.

На участках реки ниже очистных сооружений в течение всего сезона основу планктона составлял синезелено-диатомовый комплекс водорослей с преобладанием родов Andbaena, Nitzschia, Navícula. Заметна качественная перестройка сообщества диатомовых водорослей, в котором на смену цетрическим диатомеям рода Cocconeis приходят пеннатные представители родов Nitzschia и Navicula. В таком составе сообщество диатомовых продолжает существовать вплоть до устья реки Сестры, в то время как синезеленых (АпаЪаепа) вытесняют зеленые водоросли (Scenedesmus).

Обращаясь к оценке качества вод по степени органического загрязнения, стоит отметить, что наибольшая доля обнаруженных индикаторных видов относилась к отделу диатомовых. Обнаружено 112 видов индикаторов органического загрязнения по списку Сладечека. Большинство из них относятся к мезосапробам. Среди них в качестве наиболее характерных можно выделить следующие виды: Navicula cryptocephala, Nitzschia palea — амезосапробы, Cyclotella comta, Nitzschia holsatica — а-Р-мезосапробы, Cocconeis placentula, Amphora ovalis, Melosira granulata — p-мезосапробы. Наряду с этим, основная масса обнаруженных водорослей отдела Chlorophyta относилась к мезосапробам {Scenedesmus quadricauda, Pediastrum duplex, Pediastrum borianuni). Индекс сапробности на протяжении периода исследований колебался от 2.53 до 2.85 (рис.8), что соответствовало а-Р-мезосапробной зоне загрязнения и позволило оценить воды, как умеренно загрязненные и загрязненные (ниже очистных).

Особенностью альгоценозов реки Дойбипы является полное отсутствие представителей золотистых и желтозеленых водорослей, видовое богатство синезеленых. Среди синезеленых встречены представители родов Anabaena, Lyngbia, Oscilatoria, Phormidium. Эвгленовые характеризуются присутствием родов Trachelomonas, Phacus. Диатомовые отличаются обилием видов рода Navícula. Для зеленых характерно развитие зигиемовых. Во все сезоны отмечены различия в видовой структуре и интенсивности развития фитопланктона на различных участках реки. Наибольшим видовым обилием отличался фитопланктон на станции 5, где альгоценоз обогащается представителями различных фитопланктонных групп, поступающих из водохранилища. Самыми бедными в видовом отношении оказались сообщества планктонных водорослей станций 1 и 2. Это объясняется не только присутствием загрязняющих веществ, но и более низкой степенью освещенности на данных, сильно залесенных участках, что подавляет развитие водорослей (табл.1). Расположение станции 5 в зоне подпора Иваньковского водохранилища повлияло и на количественное развитие фитопланктона, здесь зарегистрированы максимальные для р. Дойбицы численность и биомасса микроводорослей (рис.3, табл.1). Минимальные количественные показатели фитопланктона регистрируются в месте сброса отходов птицефабрики (станция 6), где преобладали мелкие формы диатомей рода Nitzschia и активно развивались отдельные виды зеленых и синезеленых водорослей, наиболее устойчивых к загрязнению.

Сапробиологический анализ реки Дойбицы по показаниям фитопланктона указывает на два участка, испытывающих сильное органическое загрязнение: в верхнем течении реки (район коллективных садов) и в нижнем течении (район птицефабрики). Индекс сапробности, находящийся в пределах от 2.25 до 3.51 (рис. 9), позволяет оценить качество вод реки Дойбицы как умеренно загрязненные и грязные (птицефабрика).

5.2. Биондикация по зоопланктону.

В сравнении с фитопланктоном зоопланктон менее показателен при индикации изменения состояния экосистемы в результате процессов эвтрофирования. Тем не менее, значение зоопланктона в качестве биоиндикатора экологического состояния достаточно велико и в большой мере обусловливается тем, что среди зоопланктонных организмов встречаются представители патогенной фауны, ограничивающей использование водного объекта в целях водоснабжения и рекреации.

Всего за период исследований отмечено 40 видов зоопланктонных организмов: 20 видов Rotatoria (коловратки), 11 - Copepoda (копеподы), 20 — Cladocera (кладоцеры). Массовыми были такие виды, как коловратки: Brachionus

guadridentatus, Euchlanis dilatata, кладоцеры: Chydorus spchaericus, Daphnia longispina, копеподы: Cyclops strenuus. Анализ видового состава зоопланктона показывает, что он, преимущественно, представлен широко распространенными-формами. Более половины составляют виды, обитающие во всех или в большинстве зоогеографических областей, т.е. являющиеся космополитами.

Для реки Сестры характерна относительная нестабильность группировок зоопланктона и преобладание фауны коловраток. На всём протяжении реки Сестры ведущей группировкой в сообществе зоопланктона были коловратки, составляющие в среднем 49% общей численности, а их биомасса составляла в среднем 24%. Увеличение доли коловраток в общей численности и биомассе, зоопланктона выступает показателем реакции сообщества на увеличение степени органической и биогенной нагрузки. Вторыми по численности были кладоцеры (30%), их биомасса - 65%. Копеподы составили 21% общей численности и 11% общей биомассы сообщества. На участках реки, расположенных выше г. Клин, сообщество зоопланктонных организмов обладает невысоким биологическим разнообразием и небольшой численностью.

123456789 10 11 1 2 3 4 5 6

РисАЧисленность зоопланктона р.Сестры Рис.5. Численность зоопланктона р.Дойбицы.

Максимальные количественные характеристики зарегистрированы на станции 4 (рис.4).

В месте сброса сточных вод зоопланктон был представлен только простейшими и коловратками рода Rotaría. При удалении от источника загрязнения, когда происходит частичное разбавление загрязненных вод, наблюдалась небольшое увеличение численности зоопланктона, однако, при этом продолжали преобладать коловратки, регистрировались низкие величины биомассы и видового разнообразия, доминировали виды-индикаторы загрязнения. Ниже по течению численность и разнообразие зоопланктона растет очень медленно на протяжении более чем 50 км. Только в устье р. Сестры (станция 11) общая численность и разнообразие видов повышаются до величин сопоставимых с таковыми на фоновых участках.

Индекс сапробности на протяжении периода исследований колебался на выше г. Клин от 1.53 до 1.85, а ниже городских очистных от 3.25 до 1.79 (рис.8),

что соответствовало а-Р-мезосапробной зоне загрязнения и позволило оценить воды, как умеренно загрязненные и загрязненные (ниже очистных).

Зоопланктон реки Дойбицы не отличается разнообразием, преобладающей группой являются копеподы. Верхние участки характеризуются однообразием биотопа и бедной водной растительностью. В верховье реки (станция 1) обнаружено только 8 видов зоопланктеров, а на станции 2 на фоне низкой численности (рис.5) сохранились лишь наиболее устойчивые к загрязнению виды копепод: Paracyclopsfibriatus и Eucyclops serrulatus. На станциях 3, 4, 5 в составе планктонных организмов появляются крупные виды кладоцер, что свидетельствует о существенном органическом загрязнении территории водосбора в районе этих станций. Высокая численность коловраток и копепод, устойчивых к органической нагрузке отмечена на станции 6. Сапробиологический анализ реки Дойбицы по показаниям зоопланктона указывает на два участка, испытывающих сильное органическое загрязнение: в верхнем течении реки (район коллективных садов) и в нижнем течении (район птицефабрики). Индекс сапробности, находящийся в пределах от 1.1 до 3.60 (рис. 9), позволяет оценить качество вод реки Дойбицы как умеренно загрязненные и грязные. 5.3. Биондикация по макрозообентосу.

Качественный состав и количественные характеристики сообществ бентических организмов широко применяются в различных системах биоиндикации. Состав донного населения водоемов относительно постоянен, пока не подвержен сильному загрязнению. В загрязненной среде из него выпадают целые группы беспозвоночных животных и происходят изменения видового состава бентоценозов.

В составе зообентоса исследованных рек обнаружено 49 видов, принадлежащих к 12 систематическим группам. Из них по видовому разнообразию преобладали личинки хирономид 15 видов. Ракообразные были представлены 3 видами, черви 14 видами. Группа моллюсков была представлена 11 видами, принадлежащим к двум классам {Gastropoda—9, Bivalvia—2).

Полученные нами данные свидетельствуют, что зообентос реки Сестры не отличается разнообразием и высокой численностью, за исключением станции 5 (ниже г. Клин) — 11 таксонов, тогда как на всех остальных станциях в зообентосе насчитывалось не более 2-5 видов, в основном личинок хирономид и олигохет. Представители ортокладиин, предпочитающие чистые водоемы не зарегистрированы вообще. Моллюски найдены только на станциях выше очистных сооружений и в устье реки (в основном представители рода Lymnaea).

В озере Сенеж отмечена самая богатая фауна бентических организмов, в том числе мелкораковинных моллюсков, среди них: Physafontinalis, Planorbis

vortex, Bithynia tentaculata, Sphaerium corneum. На станциях 2 и З индекс биологического разнообразия составляет 1.21-1.25. Обеднение и упрощение сообщества бентических организмов на этих участках представляет собой, по-видимому, не столько результат загрязнения (видно по индикаторному значению таксонов), сколько результат дефицита ресурсов органического вещества, необходимого для формирования более сложных пищевых сетей. Тяжелые металлы, присутствующие в воде и донных отложениях станции 4, привели к уменьшению индекса биологического разнообразия по численности за счет изменения структуры популяций олигохет и хирономид, и развитию моллюсков, обитающих в зарослях макрофитов.

Особо следует отметить развитие бентических организмов в месте сброса с очистных сооружений г. Клин. Биомасса полисапробного представителя хирономид Chirinomus dorsalis достигает здесь 500 - 1500 г/м2. Дно здесь покрыто множеством иловых домиков личинок, расположенных в несколько слоев (рис.6). Личинки Chirinomus dorsalis продолжают доминировать на протяжении более 20 км до впадения реки Яхрома (станция 8), образуя практически монодоминантное сообщество.

Рис.6. Численность зообентоса р. Сестры. Рис.7. Численность зообентоса р. Дойбицы.

В устье реки Сестры (станция 11) биоценоз зообентоса невысок по численности, основу его составляют личинки хирономид и олигохеты. Среди моллюсков обнаружены только представители родов, Lymnaea, Pisidium и Viviparus. Основная часть биомассы приходится на Lymnaea stagnalis. Индекс сапробности р. Сестры по показаниям зообентоса находился в пределах от 2.01 до 3.65, что соответствовало а-Р-мезосапробной и полисапробной зоне загрязнения и позволяло оценить качество вод реки как умеренно-загрязненные и очень грязные.

В реке Дойбице самой распространенной, а часто и доминирующей группой являются олигохеты, которые представлены только сем. Tыbificidae. Среди них доминируют ТыЫ/вх ЫЫ/ех, Limnodrilus udekemianus, L. hoffmeistery. В составе брюхоногих моллюсков были отмечены Lymnaea, Viviparыs (станции 4 и 5), а из двустворчатых, Sphaeriыm, Pisidiыm (станция 3).

Среди личинок хирономид преобладают представители рода Chironomus. Зарегулированность стока (устройство запруды) на фоне органического загрязнения от расположенных на территории водосбора садовых участков станции 2 приводит к минимальной численности бентических организмов, к отсутствию моллюсков и хирономид (рис.7). Главную роль здесь играют ручейники с трофической специализацией глотателей (Hydropsiche). На станции 5 формирование структурной организации сообществ зообентоса происходит по типу «река-озеро» со всеми, присущими ему особенностями и структурными характеристиками, т.к. находится в зоне подпора водохранилища. По этой же причине на зообентос станции 5 влияют стоки птицефабрики, расположенной ниже по течению. Здесь обнаружены виды, способные переносить высокий уровень органического загрязнения: моллюски: Sphaerium nitidum, олигохеты: Isochaetides newaensis, пиявки: Glossiphonia complanata. В пробах со станции 6 обнаружены олигохеты: Tubifex tubifex, Limnodrilus hoffmeisteri, хирономиды: Procladius sp. Олигохеты здесь составляют 62 % численности и 65% биомассы бентоса. Единичные пиявки рода Erpobdella встречались на кусках гравия, покрытых слизистым налетом от осевшей органики. Сапробность реки Дойбицы по данным зообентоса за период исследования колебалась от 1.47 до 3.79, что соответствовало а-Р-мезосапробной и полисапробной зонам загрязнения и позволяло оценить качество вод реки как умеренно-загрязненные, грязные и очень грязные.

В целом, можно отметить, что биоценозы малых рек остро реагируют на загрязнения. При увеличении уровня загрязнения реки Сестры промышленно-бытовыми стоками наблюдалось:

— уменьшение индекса биологического разнообразия экологических

сообществ с 2.25-2.75 до 0.85-1.08 (табл.1),

— увеличение численности и биомассы синезеленых, зеленых с высоким

сапробным индексом и центрических диатомовых в составе фитопланктона,

— увеличение доли коловраток в составе зоопланктона,

— увеличение численности и биомассы организмов макрозообентоса за счет

формирования монодоминантного сообщества высокосапробных хирономид,

— преобладание среди видов индикаторов а -мезосапробных вод (коловраток рода Rotaria, синезеленых водорослей рода Anabaena, личинок хирономид рода Chironomus).

В приустьевом участке реки Сестры, по-видимому, происходит вторичное загрязнение из-за поступления в воду значительных концентрации ТМ из донных отложений, о чем свидетельствует некоторое уменьшение численности и биомассы, снижение индекса биологического разнообразия.

Высокая органическая нагрузка на экосистему реки Дойбицы вызывала:

— уменьшение индекса биологического разнообразия экологических сообществ с 2.5 до 0.8-0.5

— увеличение численности и биомассы фитопланктона, но при этом отмечается преобладание синезеленых водорослей и угнетением зеленых и мелкоклеточных пеннатных диатомовых,

— увеличение численности и биомассы зоопланктонных организмов за счет массового развития лишь двух групп — хищных копепод и коловраток,

— уменьшение численности и биомассы бентических организмов с преобладанием малощетинковых червей;

— доминирование видов индикаторов а-мезосапробных вод (коловраток родов Вгаекюпт и Еиек1апк, синезеленых водорослей рода ОеНШопа, олигохет рода ТиЫ/ех).

Рис.8. Сапробность (8) вод р. Сестры по данным трех сообществ гидробионтов.

Рис.9. Сапробность (8) вод р. Дойбицы по данным трех сообществ гидробионтов.

Как видно из рис. 8 и 9, сапробиологическая оценка вод малых рек по состоянию экологических сообществ гидробионтов оказывается не всегда однозначной. Близкие величины сапробности наблюдаются не более, чем у двух сообществ. Индекс сапробности, рассчитанный по организмам зообентоса оказывается, как правило, выше индексов вычисленных по -планктонным

организмам. Основываясь на величинах индекса сапробности, можно установить, что участки реки Сестры, расположенные выше г.Клин относятся к одной и той же Р-мезосапобной зоне, то есть по уровню загрязнения органическими веществами значительно не различаются. В то же время индекс биологического разнообразия по Шеннону на этих участках меняется в среднем от 2.5 до 1.5, что указывает на существенные перестройки в структуре сообществ гидробионтов. На основании величин индекса Шеннона можно выделить три станции на р.Сестре, где, по крайней мере, два сообщества находятся в состоянии экологического напряжения с индексом биологического разнообразия не превышающим 2 бит: станция 2, станция 3, станция 5. Поскольку индекс сапробности регистрирует органическое загрязнение, а загрязнения иного характера не влекут за собой появление индикаторных видов, но приводят к упрощению структуры сообществ, целесообразно использовать для биоиндикации оба индекса: сапробности (S) и Шеннона (Н). С другой стороны, прямой зависимости между величиной индекса Шеннона и загрязненностью воды не обнаружено. Вместе с тем нельзя отрицать определенной закономерности его изменения, которая не противоречит состоянию исследуемых водотоков. Относительно чистые воды, содержащие небольшое количество органики, не могут иметь значительное число видов, поэтому и величина индекса биологического разнообразия не может быть высокой, но и чрезвычайно грязные воды не имеют большого числа видов по другой причине, и в этом случае величина индекса будет также невелика. В промежуточных по качеству водах индекс Шеннона принимает все возможные значения от 1 до 3. Таким образом, разграничение вод на ß-мезосапробные, ß-a-мезосапробные, а-мезосапробные только на основе величины индекса биологического разнообразия оказывается затруднительным и требует дополнительного использования индекса сапробности, рассчитанного по индикаторным видам. Итак, всесторонняя, исчерпывающая характеристика состояния биоценозов малой реки возможна только на основании достаточно полных данных, касающихся разных экологических сообществ с использованием индексов сапробности и индекса биологического разнообразия по Шеннону.

Глава 6. Метод биотестирования при оценке качества вод малых рек.

Биотестирование с применением гидробионтов рекомендовано использовать для контроля токсичности как сточных, так и природных вод. Для выявления токсического агента неизвестного химического состава в природных водах используют набор объектов, представляющих различные группы водного сообщества. Мы ставили эксперименты с низшими ракообразными — Ceriodaphnia ajfinis, Daphnia magna (Crustacea, Cladocera) и микроводорослями — Chlorella vulgaris, Scen edesm us quadricauda (Ch lorophyta).

Таблица 1._Основные структурные характеристики сообществ гилробнонтов реки Сестры.

стан ция фитопланктон зоопланктон зооПентос

AoMHHiipyroiuite BIUM Бноразно образке H(N) Преобладающий морфотмп диатомовых Доминирующие виды Бноразно образие H(N) Преобладающая экологическая группа Доминирующие виды Бноразно образие H(N) Преобладающая экологическая группа

1. Pedia.st rum borianum Roichosphaenia cúrvala Navícula gracilis 2,45 Преобладают леннатные Cyclopoida spp. Daphnia hialina: D. cucullata 2,74 Плавающие Clyptoíendipes sp. Chaetogaster limnei Bithinia, Physa, Planorbis 1,92 Фитодетритофаги (собиратели)

2. Coelastrum microporum Cocconeis placentula Navícula gracilis 2.05 Пеннатные и центрические Euchlanis dilata ta; E. deflexa: 1,61 Ползающе-плавающне Pisidium sp. Stylaria lacustris. Ml Зоофитофаги Фильтраторы хищники

3. Closierium moniltferum Cocconeis placentula Gomphonema olivaceun Ml Пеннатные и центрические Euchlanis dilatata: Cyclopoida spp. Daphnia hialina 1,81 Ползающе-плавающие Chyronomus annularis Planorbis vortex Stylaria lacustris 1¿5 Детритофаги Фитофаги (собиратели)

4 Chroococcus lurgidus Kfougeotia sp. Cocconeis placentula 2,37 Пребладают центрические Cyclopoida spp. Ceriodaphnia ajjinis: Chydorus spchaer; 2,59 Прикрепленно-плаваюшие Bithinia lentaculata Lymnea ovata Isochaetides newaensis 1,15 Фитодетр итофагн (размел ьчител и, соскребатели)

5 Scenedesmus quatlr. Cocconeis placentula Gomphonema olivaceun 1,31 Пеннатные и центрические Brachionus guadriden Chydorus spchaericus Fucyclops ser rula tus 1,75 Прикрепленное плавающие Lymnea palustris Bithinia leachi Libélula depressa 2,25 Фитодетритофаги Фильтраторы хищники

6 Anabaena, hiicrocistis Cocconeis placentula 1,08 Пребладают центрические Rotaría sp. 0 Прикрепленные Chironomus dorsal is 0 Детритофаги

7 Anabaena, Nitzschia palea Navícula exiqua 1,04 Преобладают пеннатные Euchlanis dilatata Rotaría sp. 1,04 Прнкрелленно-плавающие Chyronomus dorsahs Chyronomus obtusens Limnodrillus hoffmeisteri 0,85 Детритофаги (собиратели глотатели)

8 Ankistrodesmus Nitzschia hungarica Gomphonema anceolata 1,12 Преобладают пеннатные Brachionus guadrid. Euchlanis dilatata 1,72 По лзаю щегла вающие Chyronom usdorsalis Chyronomus obtusens Limnodrillus hofmeisteri. 1,02 Детритофаги (собиратели глотатели)

9 Microcystis aeruginosa Nitzschia exiqua Gomphonema lanceolah 2,38 Преобладают пеннатные Euchlanis dilatata: Brachionus guadrid. 1,81 Ползающе-плаваюшие Chyronomus dorsahs Chyronomus obtusens Limnodrillus hoffmeisteri. U6 Детритофаги (собиратели глотатели)

10 Scenedesmusfalcatus Phormidium, Navícula hasta., Nitzschia fthfor. 2,32 Преобладают пеннатные Brachionus guadrid. Chydorus spchaericus 1,29 Ползающего авающие Chyronomus dorsalis Limnodrillus hoffmeisteri. Clossiphonia complanata U4 Детритофаги (собиратели глотатели)

11 Chroococcus turgidus Navícula criptocephala Gomphonema gracilis 2,57 Преобладают пеннатные Brachionus guadrid.; Ceriodaplm.pulchella Diaphon brachyurum 3,06 Плавающие Limnodrillus hoffmeisteri Pisidium convent us 2,05 Фитодетр 1Ггофаги

Таблица 2. Комплексная оценка качества вод малых рек биологическими методами.

Река Сестра _ '_'

номер станции Биоиндикация (сапробность) В скобках индекс сапробности по Пантле и Букку в модификации Сладечека. Биотестирование (токсичность)

микроводоросл и ракообразные

фитопланктон зоопланктон зообентос CMorella vulgaris Зсепеиехтиз дипЛп'сснн/а СепоЛарИта а№тя Dophnia magna

1 Мет / Эк регресс (1,95) Эк.благополучие (1,56) Эк.благополучие (2,01) нет хронич. хронич. нет

2 Мет / Эк прогрес (2,38) Мет.регресс (1,53) Эк.напряжение (2,04) нет нет нет нет

3 Мет. регресс (2,53) Мет / Эк регресс (1,61) Эк.благополучие (2,27) нет нет нет нет

4 Мет/Эк регресс (1,92) Мет/Эк прогресс (1,85) Эк. прогресс (2,71) нет хронич. хронич. хронич.

5 Мет / Эк прогресс(2,48) Эк. регресс (1,59) Эк.благополучие (2,53) нет нет нет нет

6 Метабол ич ее ю ш прогресс Эолог. регресс (2,32) Метабол! гческин регресс Эколог.. регресс (3,2 5) Метаболический прогресс Эколог.регресс (3,65) нет острая хроюп7 острая хронич.

7 Эк. регресс (2,67) Эк. прогресс (3,05) Эк. регресс (3,49) хронич. острая хронич. хронич.

8 Мет / Эк регресс (2,85) Эк. прогресс (2,77) Эк. регресс (3,36) хронич. хронич. хронич. хронич.

9 Мет/Эк. регресс (2,46) Эк. прогресс (1,67) Эк. регресс (3,09) хронич. хронич. нет нет

10 Эк. прогресс (2,26) Эк. регресс (1,79) Эк. прогресс (2,85) нет нет нет нет

11 Эк. прогресс (2,51) Эк. прогресс (1,77) Эк. регресс (2,62) нет нет нет нет

Река Лутосня (приток р.Сестры)

12 | Эк. благополучие (1,58) | Эк. благополучие (1,51) | Эк. благополучие (1,75) \ нет | нет | острая /нет | нет

Река Яхрома (приток р.Сестры)

13 Эк. благополучие (2,28) Эк. благополучие (1,56) Эк. благополучие (2,08) нет нет острая/ нет нет

14 Эк. благополучие (2,47) Эк. благополучие (1,63) Эк. благополучие (2,54) нет нет нет нет

Река Дубна (приток р.Волги)

IS Эк. благополучие (2,42) Эк. благополучие (1,53) Эк. благополучие (1,84) нет нет нет нет

16 Эк. напряжение (2,51) Эк. регресс (1.72) Эк. напряжение (2,03) нет нет хронич. нет

Река Лойбииа (приток р.Волги)

1 Эк.напряжение (2,25) Эк.напряжение (2,05) Эк.напряжение (3,45 хронич. хронич нет нет

2 Эк.напряжение (2,81) Эк. регресс (2,81) Мет.регресс (2,09 хронич острая острая хронич

3 Эк. прогресс (2,26) Эк.благополучие (1,51) Эк.пр. Мет регр. (2,17 нет нет нет нет

4 Эк.благополучие (2,28) Эк. регресс (1,31) Эк прогресс (1,58 хронич. хронич нет нет

5 Эк.напряжение (2,50) Эк.напряжение (1,57) Мет/ Эк. прогресс (1,47 нет хронич хронич нет

6 Мет. пр. Эк. per. (3,51) Мет/ Эк регресс (3,62) Мет/Эк регресс (3,7S острая острая острая хронич

Наиболее благоприятное действие на Ceriodaphnia qffinis в течение всего вегетационного периода оказывали пробы воды реки Яхромы, за исключением осенних проб станции 13, где была зарегистрирована их острая токсичность. В то же время, на этой станции по результатам биоиндикации мы наблюдали лучшие для всех обследованных рек показатели: максимальные биоразнообразие и численность гидробионтов. Возможно осенняя острая токсичность(по результатам химических анализов) связана с повышением жесткости вод реки Яхромы: с 2.95 ммоль/л — летом до 5.7 ммоль/л — осенью, так как Ceriodaphnia qffinis имеет оптимум по жесткости 1-2 ммоль/л. Подтверждением может служить естественное развитие кладоцер в реке Яхроме, где летом их численность составляла 63 %, а осенью всего 23 % общей численности зоопланктонных организмов.

Аналогичная ситуация наблюдалась и на реке Дойбице. Показатель жесткости воды летом на станции 5 (3.1 моль/л) сопровождался активным развитием кладоцер, а осенью (6.2 моль/л) — полным отсутствием кладоцер в рачковом планктоне. В реке Лутосне летом 2000 г. была зарегистрирована острая токсичность, причин для которой, по измеренным нами химическим параметрам, нет. Осенью пробы воды р. Лутосни не оказывали токсического действия на Ceriodaphnia affinis. Вода реки Дубны не оказывала токсического действия в лабораторных условиях, за исключением станции 16 (ниже устья реки Сестры), где вода имела тенденцию к хронической токсичности.Хроническое токсическое действие на Ceriodaphnia affinis оказывали пробы воды реки Сестры на следующих станциях (рис.1): станция 1 — исток р. Сестра; станция 4 — стоки авиационного городка; станция 6 — очистные г.Клин; 8, 9 — выше и ниже устья реки Яхромы. Наиболее сильное хроническое токсическое действие на тест-объекты оказывает вода станции 4, где согласно химическим анализам регистрируется превышение содержания тяжелых металлов в десятки и сотни раз. В реке Дойбице для Ceriodaphnia affinis остро токсичными были пробы воды станций 2 и 6 (табл. 2).

По результатам экспериментов с использованием другого рачка — Daphnia magna (с более широким диапазоном существования по жесткости среды от 2 до 6 ммоль/л), пробы воды рек Дубна, Яхрома и Лутосня не оказывали токсического действия на лабораторных ракообразных. В реке Сестре хроническая токсичность обнаружена в тех же створах. В реке Дойбице только воды станций 2 и 6 оказывали хроническое токсическое действие на Daphnia magna, вода остальных участков реки оказывала удовлетворительное действие. В целом реакция Daphnia magna оказалась менее острой, чем у Ceriodaphnia affinis, что связано с большей выносливостью крупных видов кладоцер к повышению органической нагрузки. Параллельно ставились опыты с использованием зеленых водорослей, так как пигментная система микроводорослей более чувствительна к присутствию токсикантов, чем организм ракообразных. По результатам тестирования на

Chlorella vulgaris отмечаются высокие показатели размножения водорослей в реке Сестре после сброса промышленных и бытовых стоков города Клин (численность больше, чем в контроле на 2 %), т.е. происходила стимуляция размножения и роста водорослей несмотря на присутствие загрязняющих веществ. Тестирование на Scenedesmus quadricauda такого эффекта не обнаружило. Причиной может быть высокая экологическая пластичность Chlorella vulgaris. Эта микроводоросль предпочитает воды с высоким содержанием органических веществ (ее сапробный индекс равен 3.6), но может обитать и в чистых водах. Scenedesmus quadricauda (сапробный индекс 2.0) в основном встречается в умеренно загрязненных водах, поэтому высокое содержание загрязняющих веществ в р. Сестре угнетало ее развитие. Среди проб воды р. Дойбицы острое токсическое действие на микроводоросли оказывала вода станций 2 и 6 в течение всего периода исследований. Пробы воды со станции 1 оказывали летом хроническое токсическое действие, а осенью — острое. При использовании различных тест-организмов для исследования одной и той же пробы воды возникает вопрос о сопоставимости полученных результатов. Результаты биотестирования с использованием дафний и биотестирования с использованием водорослей совпадают лишь в тех крайних случаях, где обстановка либо самая неблагоприятная в отношении токсичности воды, либо наиболее благополучная.

Экспериментальное определение токсичности воды для гидробионтов, основанное на реакциях тест-объектов, сталкивается с трудностями при интерпретации результатов, поскольку возможность перенесения данных, полученных в лаборатории, на естественные водоемы оказывается весьма ограниченной, а порой и противоречивой. Существующие аттестованные методики биотестирования учитывают только прямое токсическое воздействие и потому более подходят для оценки качества сточных вод. При оценке качества природных вод биотестирование более целесообразно использовать для обнаружения отдаленного токсического эффекта и прогнозирования возможных изменений экосистемы водотока.

Глава 7. Сравнение методов экологического исследования малых рек.

7.1. Сравнительная оценка биоиндикации и химического анализа.

При использовании химических и гидробиологических показателей были отмечены некоторые различия в определении качества водной среды. Так в 20 км от истока реки Сестры, на станции 4, наблюдалось присутствие легкоокисляемых органических веществ с превышением БПК5 в 2 раза (ПДК для водоемов рыбохозяйственного значения) и повышенной концентрации некоторых тяжелых металлов с превышением ПДК в 147-504 раза. Антропогенный пресс способствовал полному покрытию русла реки зарослями придонного растения

Elodea canadensis. По-видимому, именно заросли макрофитов принимали на себя основную нагрузку загрязнения, поскольку по данным биоиндикации уровень развития зоопланктона здесь соответствовал водам с небольшой степенью антропогенной нагрузки. Численность и биомасса сообщества зоопланкнона за счет развития кладоцер достигала на этой станции максимальных величин - 210 тыс. экз./м3 и 93.3 г/м3. Видимо, при эвтрофировании с обильным развитием макрофитов следует более критично оценивать количественное развитие зоопланктонного сообщества.

Тенденция изменения большинства параметров зообентоса реки Сестры (уменьшение численности, биомассы, низкие значения индекса биологического разнообразия) свидетельствует об ухудшении состояния донных сообществ ниже промышленно-бытовых стоков г. Клин, что согласуется с оценкой антропогенной нагрузки по гидрохимическим показателям.

Корреляционный анализ показал, что численность и доминантный состав бентических организмов зависят от общей минерализации воды. В воде с низкой минерализацией численность зообентоса наиболее высока за счет развития насекомых. Численность моллюсков возрастала с увеличением содержания в воде натрия (г=0,93). На количество диатомовых водорослей влияет концентрация основных катионов, определяющих жесткость воды (г =0,81). В воде с жесткостью 1-2 ммоль/л их доля составляет около 30%, 4-5 ммоль/л — 60%, 6 ммоль/л — 80%.

При увеличении в воде фосфатов возрастает численность синезеленых водорослей (г=О,53), но угнетается развитие зеленых (г=-0,80). Фосфаты стимулируют развитие коловраток (г=0,65 по численности и г=0,77 по биомассе), но угнетают развитие кладоцер (г= - 0,68 и г= - 0,84). На численность и биомассу коловраток положительно влияет содержание в воде ионов аммония (г=0,73 и г=0,82).

7.2. Сравнительная оценка методов биотестирования и гидрохимического анализа.

Токсичность, устанавливаемая методами биотестирования, относится к интегральным показателем загрязнения природных сред. Как и все интегральные показатели, она имеет тот недостаток, что не раскрывает весь спектр загрязняющих веществ, присутствующих в пробе, поэтому результаты биотестирования, в отдельных случаях, не совпадают с выводами о загрязненности воды, полученными на основании гидрохимических анализов. По результатам химических анализов, вследствие ограниченности кругаопределенных показателей, мы не смогли установить точные причины угнетения жизнеспособности цериодафний. На отсутствие зависимости данных биотестирования на

Ceriodaphnia qffinis от содержания в воде отдельных химических компонентов указывает низкая корреляционная связь между ними.

Только в одном случае угнетение плодовитости дафний в воде станции 4 на р. Сестре можно объяснить повышенным содержаним взвешенных веществ (2.4 ПДК на фоне отсутствия превышения в других створах), стабильно высокие значения рН (10.1) в исследуемый период и присутствием в воде кадмия в концентрации 18 ПДК и цинка в 504 ПДК.

Результаты тестирования вод при помощи микроводоросли Chlorella vulgaris показывают, что при низких концентрациях основных ионов, формирующих среду (станция 1 «оз. Сенеж»), количество клеток зеленых водорослей меньше, чем в контроле на 51 %, то есть формально следует сделать вывод о наличии токсичности, хотя такие результаты, вероятно, говорят о низком качестве среды для развития микроводорослей. В то же время высокое содержание комплекса различных ионов (станция 6 — очистные г. Клин) стимулирует размножение водорослей, несмотря на присутствие токсических веществ. Степень органического загрязнения достаточно хорошо сопоставима с данными биотестирования на Chlorella vulgaris: на станциях реки Дойбицы, где зарегистрированы наиболее высокие значения БПК5 вода оказалась остротоксичной для микроводорослей.

Методы биотестирования, при оценке качества природных вод, более целесообразно использовать совместно с гидрохимическими, иначе велика вероятность ошибок при строгом соблюдении методики на стадии обобщения результатов экспериментов.

7.3. Сравнительная оценка методов биоиндикации и биотестирования.

Результаты биоиндикации качества вод по фитопланктону совпадают с результатами биотестирования с использованием микроводоройлей особенно, если тестирование проводится на Scenedesmus quadricaud. (рис.10).

Рис.10. Сравнение данных биоиндикации и биотестирования на микроводорослях (р. Сестра).

Результаты биоиндикации по зоопланктону не всегда совпадают, а иногда и прямо противоречат результатам биотестирования на кладоцерах (рис.11).

Например, по данным биоиндикации зоопланктонных организмов на станции 4 р. Сестры наблюдаются максимальные значения численности и биомассы ракообразных. Причем доля ветвистоусых рачков, к которым относятся используемые для биотестирования дафнии, имеет наибольшее значение в общей численности организмов зоопланктона, а по данным биотестирования вода этой станции оказывала наиболее сильное хроническое токсическое действие на лабораторных кладоцер (средняя плодовитость—1,7; в контроле—14).

Рис.11. Сравнение данных биоиндикации и биотестирования на ракообразных (р.Сестра).

Вопреки ожиданиям, пробы воды р. Сестры в месте сброса очистных сооружений г. Клин не оказывали острого токсического действия, хотя по данным гидрохимии в них содержались высокие концентрации фосфатов, нитратов, СПАВ, тяжелых металлов. По-видимому, существенное значение имеет не только объем и состав токсикантов, но и общий гидрохимический режим в зоне загрязнения. Повышенный уровень биологически безвредной органики и неорганических взвесей обычно ослабляет эффект химических агентов за счет их связывания и адсорбции, если при этом не создается дефицит кислорода. В малых реках, с их быстрым течением кислорода обычно бывает достаточно. Возможны также антагонистические проявления в действии токсикантов различной природы.

В результате может формироваться такая ситуация, когда даже при относительно высоком уровне некоторых загрязняющих элементов и соединений их токсичность не проявляется. С другой стороны, возможна и обратная картина, при которой комбинации малых концентраций веществ различной природы создают условия для проявления токсичности даже при низких концентрациях загрязняющих веществ, не превышающих ПДК. Так в пробах реки Лутосни летом 2000 г. была зарегистрирована острая токсичность (100% гибель Ceriodaphnia qfftnis за 24 часа), хотя по результатам гидрохимических анализов (по 25-ти параметрам) и по данным биоиндикации воду реки можно было считать "чистой". Осенние пробы воды реки Лутосни уже не оказывали токсического действия на ракообразных. Вероятно в летний период вода реки Лутосни была не благоприятна

для развития именно Ceriodaphnia но се качество не отразилось на

состоянии естественного сообщества рачкового планктона. 7.4. Оценка качества вод малых рек по результатам трех методов исследования.

Гидрохимическими методами установлено, что загрязнение воды и донных отложений реки Сестры распространяется от места сброса сточных вод г. Клина на расстояние до 50 км ниже по течению. Данные биоиндикации показывают, что при промышленно-бытовом загрязнении реки Сестры происходит уменьшение индекса биологического разнообразия всех изученных сообществ гидробионтов, увеличение численности зообентоса и фитопланктона. Донные отложения реки до г. Клин существенно обогащены кадмием и цинком, но мощное развитие макрофитов, принимающих на себя основную нагрузку по очищению грунта, создает благоприятные условия для развития зоопланктона и бентоса. Значительные концентрации ТМ приводят к вторичному загрязнению водотока, о чем свидетельствуют уменьшение численности, индекса биологического разнообразия экологических сообществ в приустьевом участке р. Сестры.

Таблица 3 Качество вод малых рек по данным трех методов исследования.

Река Сестра Гека Дойбица

№ станции 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 1 2 3 4 5 6

Химический анализ (ЮВ) И IV III IV III Н 'А Ы У1 IV II и С ш и и ¿¡1

Биоиндикация (5) III III III III III IV IV IV IV III III III И ш III 111 11

Биоиндикация (Б+Н) III IV »-а К 111 IV IV к 1 IV ъ* IV 1.4 III III 111 И ш IV IV »»л и

Тестирование (токсичность) гокс не гокс не гокс гокс не гокс гокс и 8 ы не гокс не гокс не ГОКС токе У не токе токе не токе и

Река Дойбица испытывает наибольшую, нагрузку в верхнем и нижнем течении, в связи со смывом органических удобрений с сельскохозяйственно освоенной территории водосбора. Высокая органическая нагрузка на экосистему реки Дойбицы вызывает небольшое увеличение численности фитопланктона, уменьшение численности бентических организмов, снижение индекса биологического разнообразия всехэкологических сообществ. Органическое загрязнение оказывает более сильное токсическое действие на ракообразных и микроводоросли, чем промышленно-бытовые стоки.

Реки Яхрома и Лутосня по данным трех методов исследования находятся в состоянии экологического благополучия.

Анализ проб поверхностных вод реки Дубны показал, что качество воды ухудшилось, а биологическое разнообразие уменьшилось после впадения в нее реки Сестры из-за привноса загрязняющих веществ.

Глава 8. Структура компьютерной базы данных.

Гидробиологические данные, отражающие качество поверхностных вод исследуемых рек за 1999-2002 гг. сведены в компьютерную базу данных. Всего в ней насчитывается 2340 компонентов. Для формализации полученные данные разделены на 4 основные таблицы: организм, сообщество, биоценоз, экосистема. В каждой из них содержатся, выбранные нами характеристики, дающие возможность оценить состояние изучаемого объекта: численность (К), биомасса (В), индекс биологического разнообразия по Шеннону (Н), сапробность (8). В программу введен алгоритм вычисления индексов. Таблицы нормализованы, связаны между собой через ключевые поля. Программа позволяет делать выборки по всем перечисленным биологическим показателям, по объектам, по датам отбора проб и другие.

Выводы.

1. Результаты биотестирования вод малых рек не всегда совпадают с результатами биоиндикации, а иногда и противоречат им. Наибольше совпадение результатов биотестироваиия и биоиндикации наблюдается при использовании в качестве тест-объектов зеленых планктонных водорослей с низким сапробным индексом.

2. Для оценки экологического состояния малых рек наиболее информативным является метод биоиндикации (характеристика состояния сообществ). Точность метода зависит от количества экологических сообществ, вовлеченных в исследование.

3. Методы биотестирования более целесообразно использовать для оценки качества сточных вод. При оценке качества природных вод биотестирование можно привлекать в качестве дополнительного к гидрохимическим методам и методу биоиндикации.

4. Использование биологических методов в комплексе позволяет проводить их взаимокоррекцию. Так, индекс биологического разнообразия Шеннона в случае своих низких значений нуждается в коррекции индексом сапробности Пантле-Букка. В свою очередь, индекс сапробности при его средних значениях нужно корректировать индексом биологического разнообразия.

5. Совместное использование гидрохимических методов и методов биоиндикации позволило установить, что преобладание в сообществе фитопланктона пеннатных или центрических диатомовых водорослей, в составе зоопланктона — копепод или коловраток, а в составе зообентоса — олигохет или хирономид определяется типом загрязняющих стоков.

6. Использование методов биоиндикации в комплексе с гидрохимическими методами позволило выявить влияние отдельных гидрохимических параметров на развитие гидробионтов из разных систематических групп (жесткость воды — как фактор, способствующий развитию диатомовых водорослей, фосфаты — как фактор угнетающий развитие кладоцер, но стимулирующий развитие коловраток).

7. Малые реки Верхне-Волжского района, где проведены работы, стали не только базой для методических исследований, но и самостоятельными объектами изучения. В результате впервые дана оценка экологического состояния этих рек на основе обширных комплексных исследований. Основная часть обследованных участков характеризуется элементами экологического регресса или выраженным экологическим, а в ряде случаев и метаболическим регрессом.

Список публикаций

1. Моржухина СВ., Чермных Л.П.. Успенская В.В. Гидрохимическая и сапробиологическая характеристика вод реки Сестра Московской области // Материалы II Междунар. конф. «Экология и жизнь» (25-26 нояб. 1999 г., Пенза), -Пенза, 1999.- с. 59-62.

2. S.V. Morzhukhina, L. P. Chermnvkh. M.V. Frontasyeva, S.F. Gundorina. Nuclear and related analytical techniques used to study anthropogenic impact on the river Sister in the vicinity of the town of Klin (Moscow region, Russia) // Monitiring of Natiral and Man-made radionuclides and heavy metal waste in Environment, Dubna 2000.

3. Чермных Л.П.. Моржухина СВ. Водная среда. // Введение в экологию. Город Дубна — история и экология. -Дубна: Международный университет природы, общества и человека «Дубна», 2001.-С.94-104.

4. Григорьева ИЛ, Чермных Л.П. Моржухина СВ. К оценке степени нарушенности экологического состояния малых рек Верхневолжья // Труды конференции «Малые реки: Современное экологическое состояние, актуальные проблемы» (23-27 апр., 2001 г, Тольятти) -Тольятти: ИЭВБ РАН, 2001.-е. 37.

5. Чермных Л.П. Моржухина СВ., Экологическое состояние малых рек Сестра и Дубна — притоков верхней Волги // Труды Международной научной конференции» Великие реки — аттракторы локальных цивилизаций» (10-12 июля 2002 г., Дубна) -Дубна: Международный университет природы, общества и человека «Дубна», 2002.-е. 122.

6. Чермных Л.П.. Бугров А.Н., Моржухина СВ. Опыт проведения экологического мониторинга пресноводных экосистем в условиях межкафедральных взаимодействий университета «Дубна» / «Вестник университета», Дубна, 2001. № 1.- с. 29.

7. Чермных Л.П.. Григорьева И.Л., Моржухина СВ. Малые реки — как индикаторы экологического неблагополучия территории// Труды Всероссийской конференции «Научные аспекты экологических проблем России» (13-16 июня 2001г., Москва) - С.-Петербурп Гидрометеоиздат, 2001 .-с.200.

8. Чермных Л.П. Биотестирование в оценке качества поверхностных вод малых рек // Труды Международного университета природы, общества и человека «Дубна», Экология и науки о Земле, сборник статей, вып.1, -Дубна, 2004.-В печати

9. Чермных Л.П. Оценка качества вод малых рек методом биоиндикации в условиях различных антропогенных нагрузок // Труды Международного университета природы, общества и человека «Дубна» «Экология и науки о Земле», вып.1, -Дубна, 2004.- в печати

Ф-т 60 х 84/16 Объем 1,75 п.л. Тираж 100 экз._Заказ № 84.

Типография Россельхозакадемии 115598, Москва, ул. Ягодная, 12

p - 7 3 15

Содержание диссертации, кандидата биологических наук, Чермных, Лариса Петровна

Введение.

Глава 1. Научно-практические предпосылки исследований.

Глава 2. Природные условия района и источники загрязнения рек.

2.1 Физико-географический обзор.

2.1.1. Рельеф.:.'.

2.1.2. Геологическое строение.

2.1.3. Климат.•.

2.1.4. Почвы.;.v.L. л • ■ л ' • ' .}.

2.1.5. Растительность.'.'.

2. 2. Гидрологические особенности малых рек.

2.3. Объекты исследования и источники их загрязнения.

Глава 3. Материал и методики исследования.

3.1 Материал исследований.

3.2 Методики гидрохимических исследований.

3.3 Методики биоиндикации.

3.4 Методики биотестирования.

Глава 4. Экологическая оценка вод малых рек методами гидрохимии.

Глава 5. Экологическая оценка вод малых рек методами рйоиндика^ии.

5. 1. Индикация по фитопланктону.

5.2. Индикация по зоопланктону.

5. 3. Индикация по макрозообентосу.

Глава 6. Метод биотестирования при оценке качества вод малых рек.

Глава 7. Сравнение методов экологического исследования малых рек.

7. 1. Сравнительная оценка биоиндикации и химического анализа.

7.2. Сравнительная оценка методов биотестирования и химического анализа.

1.3. Сравнительная оценка методов биоиндикации и биотестирования.

7.4. Оценка качества вод малых рек по данным трех методов исследования.

V : ,. I

1 . 133 .:.

Глава 8. Структура компьютерной базы данных.

Введение Диссертация по биологии, на тему "Сравнительная оценка методов в комплексном исследовании экологического состояния малых рек"

Одной из важнейших практических задач современной экологии является контроль состояния водных объектов. Малые речные бассейны весьма чувствительны к антропогенной нагрузке и отвечают на эту нагрузку негативными изменениями, которые ухудшают или ограничивают водопользование.

Особый научно-практический интерес представляют водотоки, впадающие непосредственно в водоёмы, используемые для питьевого водоснабжения, поскольку к качеству такой воды предъявляются более высокие требования. Малые притоки водохранилищ в настоящее время изучены недостаточно, отчасти потому, что еще не в полной мере разработаны методы наблюдений за состоянием малых водотоков. Недостаточность информации затрудняет разработку мероприятий по охране и защите водной среды от загрязнений.

Одним из фундаментальных принципов экологического мониторинга является его комплексность. Программы мониторинга, наряду с контролем окружающей среды, базирующемся на определении загрязняющих веществ химическими методами, включают в себя и наблюдения ответной реакции биоты на антропогенное воздействие. Многообразие гидробионтов и сложность их взаимодействия как между собой, так и с окружающей средой, подвергающейся различным видам антропогенного воздействия, послужило причиной создания многочисленных методов оценки качества природных вод.

Наиболее употребимыми среди биологических методов являются биоиндикация и биотестирование. Однако экспрессные методы биотестирования при контроле качества природных вод используются мало, как в научных исследованиях, так и природоохранными организациями в основном из-за недостаточной проработки вопроса сопоставления результатов биотестирования с данными биоиндикации в конкретных регионах.

Это определяет важность комплексных биологических оценок с учетом специфики природных условий и характера антропогенных нагрузок.

Цель и задачи работы.

Целью работы является сравнительная оценка методов в комплексном изучении экологического состояния на примере малых рек Верхневолжского бассейна, притоков Иваньковского водохранилища, в условиях высоких антропогенных нагрузок. Экологический принцип оценки качества вод рассматривает водный объект как среду обитания гидробионтов, существование которых необходимо как для формирования состава и свойств водной массы, так и для поддержания экологического равновесия и сохранения биологических ресурсов водоема или водотока. Главной особенностью экологической оценки является признание среди водопользователей не только «внешних» по отношению к экосистеме (промышленность, сельское хозяйство и т.п.), но и «внутренних» (сообщества гидробионтов), благополучие которых обеспечивает сохранение водного объекта как уникальной биосистемы.

В соответствии с целью были поставлены следующие основные задачи: выделение обобщенных, наиболее информативных, показателей состояния основных экологических групп гидробионтов для биоиндикации малых рек, подвергающихся различным антропогенным нагрузкам. оценка экологического состояния вод малых рек методами биотестирования и сравнительный анализ эффективности методов биоиндикации и биотестирования при оценке качества вод малых водотоков; определение уровня загрязнения в воде и в донных отложениях рек Сестра, Дойбица, Лутосня, Яхрома и Дубна Верхневолжского бассейна гидрохимическими методами; выявление коррелятивных связей биологических параметров гидробионтов с гидрохимическими показателями среды; создание компьютерной базы данных для комплексного экологического мониторинга малых рек.

Эти задачи решены при выполнении многолетних исследований, проводимых Эколого-аналитическим центром Международного университета природы, общества и человека «Дубна» и направленных на решение ряда экологических проблем северо-западной части Московской области.

В качестве примера, в решении поставленных задач, были выбраны 5 малых рек северо-запада Верхневолжского бассейна.

Научная новизна работы состоит в том, что при ее выполнении: впервые определена токсичность вод рек Сестры, Яхромы, Лутосни, Дубны и Дойбицы с применением в качестве тест-объектов двух видов ракообразных и двух видов микроводорослей; впервые дана оценка качества вод рек Сестры и Дойбицы на всем протяжении от истока до устья методом биоиндикации, используя единые показатели состояния основных экологических групп гидробионтов; впервые выполнены широкие сравнительные исследования эффективности биологических методов оценки качества водной среды в сочетании с методами гидрохимии; показано что биоиндикация представляет собой приоритетный метод в интегральной оценке качества вод, а метод биотестирования наиболее информативен на участках сильного загрязнения вод малых рек; установлены гидрохимические параметры малых рек Верхневолжья, наиболее существенно влияющие на развитие гидробионтов; разработана структура компьютерной базы гидробиологических данных и сведена в нее вся полученная информация по биоиндикации малых рек.

Практическая значимость.

Методические рекомендации для мониторинга малых рек северо-запада Московской области, в проведении которого автор принимала участие с 1999 г., используются экоиспытательной лабораторией Федерального государственного водного учреждения «Центррегионводхоз».

Полученные в работе данные по загрязненности и весьма низкой самоочищающей способности рек Сестра и Дойбица рекомендованы для использования при разработке мероприятий по уменьшению отрицательных последствий совместного влияния городских очистных сооружений и АО «Клинволокно» на экосистему реки Сестры и сельскохозяйственного производства на экосистему реки Дойбицы.

Разработанная база данных комплексного экологического мониторинга является информационной основой в деятельности Эколого-аналитической лаборатории Международного университета природы, общества и человека

Дубна» и может быть использована природоохранными организациями службы Санэпиднадзора для составления прогнозов экологической обстановки в регионе.

Апробация работы.

Материалы диссертации докладывались на международных и региональных конференциях: на международных конференциях «Экология и жизнь» (1999 г., Пенза); "Экологическая артерия" (2000 г., Дубна); "Малые реки: Современное экологическое состояние, актуальные проблемы и природопользование" (2001г., Тольятти) " Экологические проблемы бассейнов крупных рек" (2003 г.,Тольятти); «Great rivers as attractors for local civilization» (Assiut, 2003); на конференции молодых ученых и специалистов Объединенного института ядерных исследований РАН (2000 г., Дубна); Всероссийской конференции "Научные аспекты экологических проблем России" (2001 г., Москва).

Публикации.

По теме диссертации опубликовано 7 научных работ, 2 приняты к печати.

Структура и объем диссертации.

Диссертация состоит из введения, 8 глав и заключения общим объемом 135 страниц, проиллюстрирована 128 рисунками, 11 таблицами. Приложение состоит из 84 таблиц. Список литературы включает 239 работ, из которых 35 на иностранных языках.

Заключение Диссертация по теме "Экология", Чермных, Лариса Петровна

Заключение

Роль антропогенных факторов в функционировании и устойчивости современных экосистем в промышленно развитых регионах очень высока и часто во много раз превосходит роль природных, изменяя естественный биогеохимический фон элементов и распространение организмов. Нарушается природное равновесие, являющееся результатом длительной естественно-исторической эволюции экосистем, формируются "антропоаномалии" со специфическим распределением элементов и организмов в разных компонентах среды. Часто происходят необратимые нарушения и гибель экосистемы, и обнаружить начало таких нарушений можно только путем мониторинга. Программа подобного мониторинга для водных экосистем должна включать в себя регулярные длительные наблюдения за уровнем загрязнения водоемов и водотоков, и должна учитывать степень ответной реакции биоты на антропогенное воздействие, как наиболее чувствительного звена в круговороте веществ.

Водные экосистемы испытывают жестокий стресс из-за сброса в водоем сточных неочищенных вод, попадания веществ промышленного происхождения с поверхностным смывом, изменения уровневого и теплового режимов водоемов.

В последнее время все больше внимания уделяется загрязнению соединениями с невысокой токсичностью, которые обладают неявным, но длительным воздействием на биоту. Изучение поведения этих соединений в естественной среде требует не только химического анализа воды, но и определенной системы биологических исследований.

Познание взаимодействия процессов трансформации веществ и энергии в водных объектах требует комплексных исследований, с привлечением специалистов из области химии, биологии, гидрологии и системного анализа. Комплексный подход наиболее эффективен для решения проблем охраны водных ресурсов рек, озер и водохранилищ, повышения устойчивости экосистем к внешним воздействиям и управления формирования качества природных вод.

Наиболее успешно экологические исследования проводятся теми научными коллективами, которые имеют в своем составе специалистов различного профиля, способных поставить задачу, организовать и провести полевые исследования, обработать полученные данные с помощью компьютерных технологий, предложить соответствующую математическую модель и представить результаты в удобном для восприятия виде.

Действительно, наблюдения за гидрохимическим составом вод, без учета биологического состояния экосистемы, равно как и исследования развития биоты без обращения к данным по гидрохимии, не отражают истинной картины состояния водоема. Без привлечения возможностей математических методов трудно, а порой и невозможно обрабатывать данные наблюдений. Кроме того, разнообразие видов антропогенного воздействия на природные объекты и попытка прогноза их отклика на эти воздействия вызывает необходимость использования средств математического моделирования. Закономерно, что во всем мире гидроэкологические исследования в последнее время приобрели системный характер.

Объектами изучения были выбраны водотоки, находящиеся в в районе с большой плотностью населения, высоким уровнем промышленности и потому подвержены сильному антропогенному прессу. Мониторинг их экологического состояния является насущной задачей сегодняшнего дня, поскольку Иваньковское водохранилище (одно из старейших в Центральном Нечерноземье) основной источник питьевой воды столицы, реки Сестра, Дубна, Яхрома — давнее излюбленное место отдыха горожан северо-западного Подмосковья.

Комплексные исследования экологического состояния малых рек с использованием трех методов позволили выработать наиболее оптимальный подход к оценке качества вод этих рек, выбрать наиболее информативные биологические индексы. Сравнительная оценка методов дала возможность сформулировать следующие выводы:

1. Результаты биотестирования вод малых рек не всегда совпадают с результатами биоиндикации, а иногда и противоречат им. Наиболыпе совпадение результатов биотестирования и биоиндикации наблюдается при использовании в качестве тест-объектов зеленых планктонных водорослей с низким сапробным индексом.

2. Для оценки экологического состояния малых рек наиболее информативным является метод биоиндикации (характеристика состояния сообществ). Точность метода зависит от количества экологических сообществ, вовлеченных в исследование.

3. Методы биотестирования более целесообразно использовать для оценки качества сточных вод. При оценке качества природных вод биотестирование можно привлекать в качестве дополнительного к гидрохимическим методам и методу биоиндикации.

4. Использование биологических методов в, комплексе позволяет проводить их взаимокоррекцию. Так, индекс биологического разнообразия Шеннона в случае своих низких значений нуждается в коррекции индексом сапробности Пантле-Букка. В свою очередь, индекс сапробности при его средних значениях нужно корректировать индексом биологического разнообразия.

5. Совместное использование гидрохимических методов и методов биоиндикации позволило установить, что преобладание в сообществе фитопланктона пеннатных или центрических диатомовых водорослей, в составе зоопланктона — копепод или коловраток, а в составе зообентоса — олигохет или хирономид определяется типом загрязняющих стоков.

6. Использование методов биоиндикации в комплексе с гидрохимическими методами позволило выявить влияние отдельных гидрохимических параметров на развитие гидробионтов из разных систематических групп (жесткость воды — как фактор, способствующий развитию диатомовых водорослей, фосфаты — как фактор угнетающий развитие кладоцер, но стимулирующий развитие коловраток).

7. Малые реки Верхне-Волжского района, притоки Иваньковского водохранилища, где проведены работы, стали не только базой для методических исследований, но и самостоятельными объектами изучения. В результате впервые дана оценка экологического состояния этих рек на основе обширных комплексных исследований. Основная часть обследованных участков характеризуется элементами экологического регресса или выраженным экологическим, а в ряде случаев и метаболическим регрессом.

Библиография Диссертация по биологии, кандидата биологических наук, Чермных, Лариса Петровна, Москва

1. Абакумов В.А. Основные направления изменения водных биоценозов в условиях загрязнения окружающей среды // Проблемы экологического мониторинга и моделирования экосистем, т. 2. -Л.: Гидрометеоиздат, 1979. -с. 37-48.

2. Абакумов В.А. Система гидробиологического контроля качества природных вод СССР// Актуальные проблемы охраны окружающей природной среды в Советском Союзе и Федеративной Республике Германии. -Мюнхен, 1984. -с. 491-528.

3. Абакумов В.А, Максимов В.Н. Экологические модуляции как показатель фонового состояния водной среды.// Научные основы биомониторинга пресноводных экосистем: Тр. сов.-франц. симпоз. (9-10 сент. 1988 г., Астрахань). -Л.: Гидрометеоиздат, !988.-с. 104-117.

4. Абакумов В.А. Цели и задачи гидробиологического мониторинга пресноводных экосистем // Руководство по гидробиологическому мониторингу пресноводных экосистем. -СПб.: Гидрометеоиздат, 1992. -с. 5-32.

5. Абакумов В.А., Максимов В.Н., Горидченко Т.П. Экологические модуляции перифитонных сообществ. // Проблемы экологического мониторинга и моделирования экосистем, т. 8. -Л.: Гидрометеоиздат, 1985. -с. 27-45.

6. Абакумов В.А., Сиренко Л.А. К методу контроля экологических модификаций фитоценозов// Научные основы биомониторинга пресноводных экосистем: Тр. сов.-франц. симпоз. (9-10 сент. 1988 г., Астрахань). -Л.: Гидрометеоиздат, 1988. -с. 117-131.

7. Айвазова Л.Е., Гроздов А.О., Соколова С.А. и др. Методические рекомендации по биотестированию природных, сточных вод и отдельных загрязняющих веществ.- М: Наука, 1982.-е. 33.

8. Альберт Э. Избирательная токсикология. -М.: Мир, 1971.- 431с.

9. Алтунин B.C., Белавцева Т.М. Контроль качества воды.- М.: Колос, 1993.-367 с.

10. Алексеев В.А. Система токсофобности и ее место в унифицированной системе качества вод СССР // Водные ресурсы.-1984.- № 5,- с.76-87.

11. Алисов Б.П., Полтараус Б.В. Климатология.-М.: Изд-во МГУ,1974.-298с.

12. Анненская Г.Н.и др. Морфологическое изучение географических ландшафтов. //Ландшафтоведение.-М: Изд-во АН СССР,1963.-е. 5-28.

13. Антипов А.Н. Речные бассейны как полигоны экологического мониторинга. В кн. : Опыт и методы экологического мониторинга.-Пущино: ОНТИ НЦБИ АН СССР, 1978.-С.22-26

14. Андроникова И. Л. Структурно-функциональная организация зоопланктона озерных экосистем. -СПб.: Наука, 1996. -189 с.

15. Андроникова И.Н. Индивидуальные веса массовых видов зоопланктона озер Карельского перешейка. Сообщение I // Рыбохозяйственное изучение внутренних водоемов. 1971. № 6. -с.52-55.

16. Бабкин В.И., Вуглинский B.C. Водный баланс речных водосборов.-Л.: Гидрометеоиздат,1982.

17. Базилевич Н.И. Некоторые критерии оценки структуры и функционирования природных зональных геосистем. // Почвоведение,-1983.-№ 2.-С.27-40.

18. Балушкина Е.В. Хирономиды как индикаторы степени загрязнения воды// Методы биологического анализа пресных вод. -Л.: Гидрометеоиздат, 1976. -с. 106-118.

19. Балушкина Е.В., Винберг Г.Г. Зависимость между длиной и массой тела планктонных ракообразных // Экспериментальные и полевые исследования биологических основ продуктивности озер. -Л.: Изд-во АН СССР,1979.-С.58-72.

20. Балушкина Е.В. Хирономиды как индикаторы степени загрязнения вод // Методы биологического анализа пресных вод. -Л.: ЗИН АН СССР, 1976.- с. 106118.

21. Баринова С.С., Медведева Л.А. Атлас водорослей- индикаторов сапробности. -Владивосток: Дальнаука, 1996.

22. Басс С.В. Определение структуры речного стока по наблюдениям на стоковых площадках п малых водосборах // Вестник ЛГУ, 1967.-вып. 1 .-№ 6.-е. 149-150.

23. Биоиндикация загрязнителей наземных экосистем /под ред. Р. Шуберта. -М,: Мир, 1988. -340с.

24. Биоиндикация и биотестирование природных вод.// Тезисы докл. Всесоюзной конф. (30 сент.-б октяб.1986 г., Ростов-на-Дону)- Ростов,1986.-c.198.

25. Богатырев Л.Г. Терминологический словарь по биологическому круговороту.-М.: Изд-во МГУ,1990.-с. 10-21.

26. Брагинский Л.П. Оценка качества вод природных водоемов по токсикологическим показателям.// Научные основы контроля качества вод по гидробиологическим показателям. Труды всесоюзной конференции- М.: Советская наука, 1981.- с.201 -206.

27. Брагинский Л.П., Сиренко Л.А. Методика токсикологического эксперимента на синезеленыз водорослях.// Методики биологических исследований по водной токсикологии.-М: Наука, 1971.-е. 191-205.

28. Бульон В.В. Первичная продукция планктона внутренних водоемов. -Л.: Наука,1983.-150 с.

29. Бутовский P.O. Тяжелые металлы и энтомофауна // Агрохимия.- 1984.-№ 5.-е. 142-150.

30. Бутовский P.O. Автотранспорное загрязнение и энтомофауна.// Агрохимия.-1990.-№ 4.-е. 139-150.

31. Быков Б.А. Экологический словарь.-Алма-Ата: Наука,1988.-212с

32. Вавилин А.В., Васильев В.Б., Рытов С.В., Пономарев А.В. Моделирование деструкции органического вещества сообществом микроорганизмов. // Воды суши: проблемы и решения. -М.: Наука, 1994.- 550 с.

33. Варфоломеев С.Д. Биосенсоры // Соросовский образовательный журнал. 1997, №1-с.45.

34. Васильева И.И. Анализ видового состава и динамики развития водорослей водоемов Якутии.-Якутск: Препринт ЯНЦ СО АН СССР, 1989.

35. Верниченко А.А., Старко Н.В. Перспективы использования показателей в системе контроля за состоянием водных экосистем // Контроль качества природных и сточных вод.-Харьков,1982.-с. 14-20.

36. Веницианов Е.В., Кочарян А.Г. Тяжелые металлы в природных водах. // Воды суши: проблемы и решения.-М.: Наука, 1994.-550с.

37. Викторов С.В., Чекишев А.Г. Ландшафтная индикация антропогенных изменений природных комплексов.// Прикладные ландшафтные исследования.-М.: МГПИ им. Ленина, 1985.-C.25-31.

38. Виноградова К.Л., Голлербах М.М., Зауер Л.М., Сдобникова Н.В. Зеленые, красные и бурые водоросли. (Определитель пресноводных водорослей СССР; вып. 13). -Л.: Наука, 1980.

39. Винберг Г.Г. Опыт применения разных систем биологической индикации загрязнения вод в СССР // Влияние загрязняющих веществ на гидробионтов и экосистемы водоемов. Материалы I Советско-американского симпозиума. -Л.: Наука, 1979.-С.285-292.

40. Владимирова М.Г, Семененко В.В. Интенсивная культура одноклеточных водорослей. -М.: Изд-во АН СССР, 1962.-59с.

41. Водогрецкий В.Е. Антропогенное изменение стока малых рек. -Л.: Гидрометеоиздат, 1990.

42. Владимиров A.M., Ляхин Ю.И. Охрана окружающей среды. Л.: Гидрометеоиздат, 1991.

43. Воронков П.П. Основные факторы и закономерности формирования химического состава воды малых водотоков: Труды ГТИ, вып. 102.- Л.: Гидрометеоиздат ,1963.- с.120-135.

44. Гагарин В.Г. Свободноживущие нематоды пресных вод России и сопредельных стран.- С.-П.: Гидрометеоиздат,1993 .-351с.

45. Гавришова Н.А. Методика расчета комплексного рангового показателя качества воды // Гидробиологический журнал.-1981.-т.17.-№ 1-е. 95-98.

46. Галактионов С.Г. Юрин В.М. Водоросль сигнализирует об опасности. -Минск, 1980.-е. 144.

47. География Калининской области. -М.: Московский рабочий, 1972.-144 с.

48. Гидрохимические материалы, т.82. Проблемы экологической токсикологии поверхностных вод.-JI: Гидрометеоиздат, 1981.-е. 136. .

49. Гидрометеорологический режим озер и водохранилищ СССР. Водохранилища Верхней Волги. -JL: Гидрометеоиздат, 1975.- 291 с.

50. Гидробиологический режим малых рек в условии антропогенного воздействия. Рига: «Зинанте», 1989.

51. Голлербах М.М., Косинская Е.К., Полянский В.И. Сине-зеленые водоросли (Определитель пресноводных водорослей СССР; Вып 2). -М.: Сов. Наука, 1953.-649с.

52. Голлербах М.М., Полянский В.И. Определительпресноводных водорослей СССР.-М.: Советская наука, 1952.Вып. 1.-200 с.

53. Голубева Г.В. Использование хирономид для мониторинга малых рек.У Съезд Всесоюзного гидробиологического общества.(15-19 сент., 1986 г., Тольятти) -Куйбышев: Изд-во АН СССР, 1986.ч.П.-с. 183-184.

54. Грушко Я.М. Вредные неорганические соединения в промышленных сточных водах: Справочник.-Л :Химия, 1979.- 160 с.

55. ГОСТ 17.1.2.04.04-77 Охрана природы. Гидросфера. Показатели состояния и правила таксации рыбохозяйственных водных объектов-М.: 1982.

56. ГОСТ 17.1.3.01-82. Охрана природы. Гидросфера. Правила контроля качества воды водоемов и водотоков. -М.: 1982.-12 с.

57. Государственный водный кадастр. Многолетние данные о режиме и ресурсах поверхностных вод суши. Бассейн Волги. -Л.: Гидрометеоиздат,1986.

58. Дедусенко-Щеголева Н.Т., Голлербах М.М. Желтозеленые водоросли. Определитель пресноволдных водорослей СССР. -М-Л.: Из-во АН СССР, 1962. вып. 5.

59. Дедусенко-Щеголева Н.Т., Матвиенко A.M., Шкорбатов Л. А. Зеленые водоросли. Класс Вольвоксовые. Определитель пресноводных водорослей СССР. -М. -Л.: Изд-во АН СССР, 1962. вып. 8.

60. Дзюбан Н.А., Слободчикова Н.Б. Индикация пресных вод по макрозообентосу. Тезисы докладов V Съезда Всесоюзного гидробиологического общества (15-19 сент. 1986 г., Тольятти).- Куйбышев: 1986.ч.2.-с.189-190.

61. Диатомовые водоросли СССР (ископаемые и современные). -Л. :Наука, 1988,т.2, вьш.1

62. Дмитриева А.Г. Качественный и количественный состав фитопланктона.// Биологические процессы в загрязненных модельных водоемах. -М: Изд-во МГУ,1984. -с. 44-77.

63. Единые критерии качества вод. Совещание руководителей водохозяйственных органов стран-членов СЭВ. -М.- 1982.

64. Жадин В.А. Моллюски пресных и солоноватых вод СССР.-М: Изд-во МГУ,1984.-е. 103-124.

65. Жадин В. А. Методы гидробиологического исследования.-М.: Высшая школа, I960.-189с.

66. Жадин В.И. Донные биоценозы реки Оки и их изменения за 35: лет:// Загрязнение и самоочищение реки Оки.-М.-Л.: Наука, 1964.-е. 226-228.

67. Жмур. Н.С. Государственный и производственный тоссикологический контроль токсичности вод методами биотестирования в России.- М.: Международный Дом Сотрудничества, 1997.-114с.

68. Жукинский В.Н.и др. Поект унифицированной системы для характеристики универсальных водоемов и водотоков и ее применение для анализа качества воды.// Гидробиологический журнал.- 1976.-Т. 12, № 2.-е. 103-111.

69. Жукинский В.Н., Оксиюк О.П., Олейник Г.Н., Кошелева С.И. Критерии комплексной оценки качества поверхностных пресных вод.// Самоочищение и биоиндикация загрязнения вод. -М.: Наука, 1980, -с.57-63.

70. Закс Л. Статистическое оценивание.-М: Статистика, 1976. -236 с.

71. Забелина М.М., Киселев И.А., Прошкина -Лавренко А.И., Шешукова B.C. Диатомовые водоросли. Определитель пресноводных водорослей СССР; -М.: Советская наука, 1951. Вып. 4.

72. Зенин А.А., Белоусова Н.В. Гидрохимический словарь.-М: Наука, 1982.

73. Иванов К.Е. Водообмен в болотных ландшафтах.-Л.: Гидрометеоиздат ,1975,-280с.

74. Ивлева И.В. Биологические основы и методы массового культивирования беспозвоночных. -М.: Наука, 1969.- с. 170

75. Израэль Ю.А. Экологияи контроль состояния окружающей среды. -М.: Гидрометеоиздат, 1984.

76. Исакова Е.В. Реагирование некоторых низших ракообразных на химическое загрязнение воды. Автореф. дис. канд. биол. наук. -М.,1982 .

77. Исаков Ю.И., Казанская Н.С., Тишков А.А.Зональные закономерности динамики экосистем.-М.: Наука, 1986.-150с.

78. Келсо Дж.Р., Шоу М.А. Влияние закисления озер на рыбные запасы восточной части Канады // Проблемы мониторинга и охраны окружающей среды. Труды I советско-канадского симпозиума.- Л.: Гидрометеоиздат, 1989.- с. 283 -302.

79. Карта растительности Московской области масштаба 1:200 000 под ред. Огуреевой Г.Н.- М.: Изд-во МГУ, 1996.

80. Кашкин Н.И. к методике количественного изучения населения зарослей водных растений//Рыбная промышленность. М.,1957, вып. 37.-c.3-8.

81. Киселев И.А. Пиррофитовые водоросли. Определитель пресноводных водорослей СССР.-М: Советская наука,1954.вып.6. -212 с.

82. Кокова В.Е. Непрерывное культивирование беспозвоночных.-Нововибирск, 1982.- 167с

83. Комплексные методы контроля качества природной среды.// Тезисы докл. симпозиума специалистов стран-членов СЭВ (23-29 окт. 1986г., Москва). -М: Наука, 1986.-c.207.

84. Крайнюкова А.Н. Состояние и перспективы применения методов биотестирования для загрязнения водной среды. // Экологическая химия водной среды. -М.: Наука 1988,- с.67-79.

85. Красная книга РСФСР. Животные.- М.: Россельхозиздат,1983. -454 е.,

86. Красинцева В.В., Кузьмина Н.П., Сенявин М.М. Формирование минерального состава речных вод. -М.: Наука. 1977.- 176 с.

87. Красинцева В.В., Кузьмина Н.П., Сенявин М.М. Формирование минерального состава речных вод -М.: Наука, 1977.-176 с.

88. Кренева С.В. Интегральные количественные методы биологической индикации загрязненных вод в условиях большого олиготрофного водоема //ДАН СССР. 1976.229.М° 1.-С.253-255.

89. Климат СССР.- вып.1-8.-Л.:Гидрометеоиздат, 1958-1963.

90. Комаренко Л.Е., Васильева И.И. Пресноводные диатомовые и сине-зеленые водоросли водоемов Якутии.-М.: Наука, 1975.-423с.

91. Комаренко Л.Е., Васильева И.И. Пресноводные зеленые водоросли водоемов Якутии. -М.; Наука, 1978. 284 с.

92. Кондратьева Н.В., Коваленко О.В. Краткий определитель видов токсических синезеленых водолрослей. -Киев : Наукова думка, 1975.

93. Коронкевич Н.И., Ясинский С.В., Зайцева И.С. Малые реки в системе Волги. Вестник МГУ, серия географическая.- № 1, 1996.

94. Кузьмин Г.В. Водоросли планктона Шекснинского и сопредельной части Рыбинского водохранилища // Биология, морфология и систематика водных организмов, Вып.31 (34). -М.: Наука, 1976.

95. Кумсиашвили Г.П., Лаврухина А.В. Методика расчета баланса загрязняющего вещества в речном створе.- Ветн.МГУ.-сер.5, география.-1997.-№5.

96. Кутикова Л.А. Коловратки фауны СССР. Rotatoria. -Л.: Наука,1970.-744с.

97. Кузнецов О.Л., Богословский В.А., Кузьмина Э.Н. Эколого-географические исследования Московского региона. -М.: Наука, 1995.

98. Куркин К. А. Параметры биогеоценозов и системный подход к их

99. Лазарчик В.Е., Гейсик В.М. Экология ближнего Подмосковья.-М: Изд-во МГУ,1999.

100. Лафон М. Использование сообщества олигохет для определения биологического качества вод. Труды советско-французского симпозиума.(2-12 сентября,1985 г., Москва-Астрахань).-Л.: Гидрометеоиздат, 1988.-е. 71-81.

101. Линник П.Н., Искра И.В. Роль растворенных органических веществ в миграции цинка, свинца, и кадмия в водохранилищах Днепра. Институт гидробиологии Национальной академии наук Украины.-Киев: Наукова думка,1977.

102. Линник П.Н. О состоянии и некоторых закономерностях миграции ионов металлов в природных водах. // Геохимия природных вод: Труды П международного симпозиума. -Л.'.Гидрометеоиздат,1985, т.21, № 2.

103. Липина Н.Н. Личинки и куколки хирономид, М.: Наука, 1929.

104. Макрушин А.В. Биологический анализ качества вод. -Л: ЗИН АН СССР,1974-60с.

105. Малер Г., Кордес О. Основы биологической химии.-М: Мир, 1970.-е 400420.

106. Малые реки России. -М.: МЦ РГО, 1993.

107. Малые реки Волжского бассейна /под. ред. Н.И. Алексеевского -М.:Наука,1998.-233с.

108. Мануйлова Е.Ф. Ветвистоусые рачки Cladocera фауны СССР.-М.-Л.: Наука,1964.

109. Масленникова В.В., Скорняков В.А. Карта качества поверхностных вод Московской области. -Вестник МГУ, серия 5 (география), 1995.

110. Матвиенко A.M. Золотистые водоросли. Определитель пресноводных водорослей СССР. -М.: Сов. Наука, 1954 .вып 3.

111. Медведева Л.А., Баринова С.С., Кухаренко Л.А. Санитарно-биологическая характеристика бассейна реки Рудная // Донные организмы пресных вод Дальнего Востока. -Владивосток: ДВНЦ АН СССР, 1986.

112. Метелев В.В., Канаев А.И. Дзасохова Н.Г. Водная токсикология. М.: Колос, 1971.- 247с.

113. Методические рекомендации по установлению предельно допустимых концентраций загрязняющих веществ для рыбохозяйственных водоемов. -М.: Наука, 1986.

114. Методические основы оценки антропогенного влияния на качество поверхностных вод. -Л.: Гидрометеоиздат, 1981.

115. Методы определения вредных веществ в воде водоемов. Шицкова А.П.,ред. -М.: Медицина, 1991.

116. Мирзоев Е.С., Мирзоев А.Е. Конаковский район. -М: Изд-во МГУ, 1994.

117. Моржухина С.В. Геохимическая оценка загрязнения малых рек (на примере реки Сестра Московской области). Автореф.дис канд хим. наук. -М., 2000. -22 с.

118. МошковаН.А., Голлербах М.М. Зеленые водоросли. Класс улотриксовые (1). Определитель пресноводных водорослей СССР -Л.: Наука, 1986. вып 10 (1).

119. Мур Дж., Рамамурти С. Тяжелые металлы в природных водах: Контроль и оценка влияния.пер. с англ.-М,:Мир, 1971.-228с.

120. Нахшина Е.П. Тяжелые металлы в системе «вода-донные отложения» водоемов. // Гидробиологический журнал. 1985. т. 21, № 2. -с.

121. Никаноров А.Н., Жулидов А.В., Покаржевский А.Д., Биомониторинг тяжелых металлов в пресноводных экосистемах. -Л.: Гидрометеоиздат, 1985.

122. Обобщенные показатели качества вод -83. Практические вопросы биотестирования и биоиндикации.// Тезисы докл. на всесоюзном симпозиуме (2-4- февраля 1983г, Черноголовка)- Черноголовка,1983.-с.200.

123. Обобщенный перечень предельно допустимых концентраций и ориентировочно безопасных уровней воздействия вредных для воды рыбохозяйственных водоемов. М., «Мединор»,1995.

124. Определитель пресноводных беспозвоночных Европейской части СССР. М.: Гидрометеоиздат, 1977.-511с.

125. Оценка ресурсов и качества поверхностных вод (на примере Московского региона). -М.: Изд-во МГУ, 1996.

126. Пастухова Е.В. О влиянии сельскохозяйственных стоков на трофическую и видовую структуру макробентических сообществ // Влияние деятельности человека на природные экосистемы.- М.: Наука, 1980.-е 59-68.

127. Паламарь -Мордвинцева Г.М. Зеленые водоросли. Класс конъюгаты. Порядок десмидиевые Определитель пресноводных водорослей СССР. -М.: Советская наука, 1982. вып 11 (2).

128. Пареле Э. А. Факторы самоочищения устьевого района р. Даугава.- Рига: Зинанте, 1974.-е. 106-121

129. Пареле Э. А Малощетинковые черви устьевых районов рек Даугава и Лиелупе, их значение в санитарно- биологической оценке. Автореф. дис. канд. биол. наук. -Тарту, 1975. -24 с.

130. Пианка Э. Эволюционная экология. М.: Мир, 1981.

131. Попченко В.И. Закономерности изменения сообществ донных беспозвоночных в условиях загрязнения природной среды: Тр. сов.-франц. симпоз. (9-10 сент. 1988 г., Астрахань). -Л.: Гидрометеоиздат, 1988. -с. 136-140.

132. Попченко В.И Экологические модификации сообщества макрозообентоса как индикаторы загрязнения водных экосистем // Биоиндикация: теория,методы, приложения. -Тольятти: Изд-во Самарского научного центра, 1994. -с. 38-52.

133. Попченко В.И, Булгаков Г.П. Мониторинг макрозообентоса // Руководство по гидробиологическому мониторингу пресноводных экосистем. -СПб.: Гидрометеоиздат, 1992. -с. 63-105.

134. Попова Т.Г., Сафонова Т.А. Эвгленовые водоросли // Флора споровых растений СССР.-Л.: Наука, 1976.- 287с.

135. Плохинский Н.А. Математические методы в биологии. Учебно-методическое пособие. -М.: Изд-во МГУ, 1978.

136. Почвенно -экологический мониторинг и охрана почв /под ред. Орлова Д.С., Василевской В.Д. -М.: Изд-во МГУ,1994.

137. Понятовская В.М. Учет обилия и особенности размещения видов в сообществах // Полевая геоботаника.-М.-Л.: Наука, 1964.-т.З.-с.209-299.

138. Почвы СССР/ под ред. Г.В. Добровольского. -М.:Мысль,1979.- 380с.

139. Путинцев А.И. Ранние изменения у гидробионтов в связи с химическим загрязнением водоемов. Автореф.дис.канд.биол.наук.-М,1980.-24 с.

140. Раддэм Г.Г., Казаков Ю.Е., Вышковская Н.В. Экологические модификации в закисленных водоемах // Экологические модификации и критерии экологического нормирования: Тр. междунар симпоз. (1990 г., Нальчик). -Л.: Гидрометеоиздат, 1991. -с. 75-80.

141. Реакция гидробионтов на загрязнение / Строганова И.В., ред. -М.: Наука, 1983.

142. Реймерс Н.Ф. Основные биологические понятия и термины.- М.: Прсвещение, 1988,-319с.

143. Реймерс Н.Ф. Природопользование. Словарь-справочник.-М.: Мысль,1990.-640с.

144. Роева Н.Н., Ровинский Ф.Я., Кононов Э.Я. Специфические особенности тяжелых металлов в различных природных средах. -JI: Гидрометеоиздат,1996.

145. Риклефс Р. Основы общей экологии .-М.: Мир,1979.-452.

146. Руководство по гидробиологическому мониторингу пресноводных экосистем. СПб.: Гидрометеоиздат, 1992. 318 с.

147. Рылов В.М. Пресноводные Calanoidae СССР. Пресноводная фауна. Определители организмов пресных вод CCCP.-JL: Изд-во Ин-та рыбного хозяйства и промышленных исследований. 1930. вып.1.

148. Рылов В.М. Ветвистоусые ракообразные Cladocera II Жизнь пресных вод CCCP.-M-JL: Изд-во АН СССР,1940.т.1

149. Рылов В.М. Свободноживущие веслоногие ракообразные Copepoda II Жизнь пресных вод СССР.-М-Л.: Изд-во АН СССР,1940.т.1

150. Рылов В.М. Cyclopoida пресных вод. Фауна СССР. Ракообразные. .-М-Л.: Изд-во АН СССР,1948.т.З. вып.З.

151. Сафронова К.И., Веницианов Е.В., Кочарян А.Г. и др. Структура и информационное обеспечение системы контроля качества поверхностных вод.// Водные ресурсы. 1997.-№ 6.- с.711-717.

152. СинельниковВ.Е., Скурлатов Ю.И.// Материалы I Всесоюзной школы по экологической химии водной среды.- М: ЦМП ГКНТ, 1985.-295с.

153. Скадовский С.Н. Экологическая физиология водных организмов.- М: Советская наука, 1955.

154. Скуратов Ю.И., Дука Г.Г. Введение в экологическую химию: Уч. пособие для хим. и хим.-технолог. спец. вузов.- М.: Высш. школа, 1994.-400с.

155. Сладечек В. Общая биологическая схема качества воды. Санитарная и техническая гидробиология.-М.: Наука, 1967.-С.26-31.

156. Состояние окружающей среды Солнечногорского района, Попова В.Н. ред -М.: Изд-во МГУ, 2000.-201 с.

157. Сток рек в маловодный период года. -Л.: Гидрометеоиздат, 1976

158. Строганов Н.С., Путинцев А.И., Исакова Е.Ф., Шигин В.И. Метод токсикологического контроля сточных вод.// Биологические науки, 1979, № 2. -с. 90-104.

159. Строганов Н.С. Методика определения токсичности водной среды.// Методики биологических исследований в водной токсикологии.-М: Наука, 1971.-с. 14-60.

160. Строганов Н.С. Краткий словарь терминов по водной токсикологии.-Ярославль, 1982.-43с.

161. Трацевский В.И. и др. Отчет о групповой комплексной гидрогеологической, инженерно-геологической и геологической съемке масштаба 1:50000 с общими поисками и экологическими исследованиями (листы 0-37-Ш-В, 0-37-122 Б, Г, 0-37-123 А.В)

162. Уиттекер Р. Сообщества и экосистемы. -М.: Прогресс, 1980.-326с.

163. Унифицированные методы исследования качества вод.,ч. 3, Методы биологического анализа вод. -М.: СЭВ, 1977.

164. Унифицированные методы исследования качества вод. Методы биологического анализа качества вод.-М: СЭВ, 1976.4.4.-185с.; Приложение 1: Индикаторы сапробности. 1977.-91с.; Приложение 2: Атлас сапробных организмов, 1977.- 227.

165. Успенская В.И. Экология и физиология питания пресноводных водорослей.-М: Изд-во МГУ, 1966.-123 с.

166. Ушаков С.А., Комаров Н.Г., Ромина Л.В. Москвоведение. Природа и экология. Учебное пособие. -М.: Издат. отдел УНЦ ДО МГУ, 1997.

167. Учватов В.П., Булаткин Г.А. Оценка антропогенного воздействия на химический состав речных вод // Водные ресурсы.- № 5,1985.-с.135-145.

168. Урбах В.Ю Статистический анализ в биологических и медицинских исследованиях.-М: Медицина, 1975.-290 с.

169. Фауна аэротенков (атлас).-Л: Наука, 1984.-263с.

170. Федоров В.Д. Проблема оценки нормы и патологии состояния экосистем.

171. Финогенова Н.П., Алимов А.Ф. Оценка степени загрязнения вод по составу донных беспозвоночных // Методы биологического анализа пресных вод.-Л.:

172. Флеров Б.А. Поведенческие аспекты водной токсикологии. Влияние загрязняющих веществ на гидробионтов и экосистемы водоемов.-Л.: Наука, 1979.-С.266-276.

173. Фрумин Г.Т. Острая токсичность солей металлов для гидробионтов // Гигиена и санитария, № 7., 1992 ,-М.: Медицина.

174. Хендерсен-Селлерс Б., Маркленд Х.Р. Умирающие озера. Причины и контроль антропогенного эвтрофирования.-Л.: Гидрометеоиздат, 1990.-279с.

175. Хоботьев В.Г. Стандартизация условий при экспериментальном изучении действия токсических веществ на водоросли.// Тезисы симпозиума по водной токсикологии. -Л.: Гидрометеоиздат, 1969.- c.l 11-112

176. Чекановская О.В. Водные малощетинковые черви фауны СССР. -М-Л.: Изд-во АН СССР, 1962.-411с.

177. Черновский А.А. Определитель личинок комаров сем. Tendipedidae.-M-R.: Изд-во АН СССР, 1949.-197с.

178. Чуйков Ю.С. Экологический анализ состава и структуры сообществ водных животных как метод биологической оценки качества вод / Экология. 1978. № 5. -с.52-57.

179. Шаланки Я. Биомониторинг природной среды.// Журнал общ. биологии, 1985, т. 46, № 6.-С.743-752.

180. Шпаков А.Е. Особенности гигиенического прогнозирования качества воды водоемов при воздействии рассеянных источников загрязнения сельскохозяйственных районов // Гигиена и санитария.- № 10.- М., 1985.- с. 1214.

181. Щербаков А.П. Соотношение размера и веса у пресноводных планктонных рачков // ДАН СССР. 1952. т.84. №1. -с. 153-156.

182. Эделыптейн К.К. Водохранилища России: экологические проблемы и пути их решения. -М.: ГЕОС,1998.

183. Экологическая безопасность России, вып. 1.// Материалы межведомственной комиссии по экологической безопасности. -М.: Юридическая лит-ра,1994.

184. Экологическая химия. Основы и концепции /Корте Ф.ред.-М.: Мир, 1997.-336с.

185. Экосистемы в критических состояниях /. Ю.Г. Пузаченко ред.-М.: Наука,1989.-214с.

186. Юрьев Д.Н., Лебедев Ю.М. Влияниетехногенного фактора на развитие диатомовых водорослей в обрастаниях р. Пильды // Биологические компоненты ландшафтов восточной зоны БАМа. -Хабаровск: ДВНЦ АН СССР,1979.

187. Badsha K.S., Sainsbury М. Aspect of the biology and heavy metal accumulation // J. of Biology,1978. Vol. 12. -p. 213-220.

188. Biological methods for the assessment of water quality // Ed. Cairns J.&K. L. Dickson, Philadelphia, 1973.

189. Bournard. M., Cellot B. Metodologie de prelevement dans un fleuve en relation avec les mouvements de la faune bentique // Rapport an Comete Scientifique Eau -Ministere de l'Environment. 1981. -75 p.

190. Brinkhurst R. O. The Tubificidae ( Oligohaeta) of polluted waters // Vem. Internat. Verein. Limnol.1966. № 16. p. 854-859.

191. Cairns J., Dickson K., Slocomo J. The ABC* s diatom identification using laser holography // Hydrobiologia.l977.v. 54. № l.-p. 7-16.

192. Cairns J., Cruber D. A Comparison of methods and instrumentation of biological early warning system. // Water res. Bull., 1980, vol. 16, N 2.- p. 261-266.

193. Carral. E., Puente X. Background Heavy Metall levels in estuarine sediments and organisms in Galicia as derminated by modal analysis // The Sciens of the total Environment, 1995.-p.172.

194. Cannon Y. E., Stremberger R.S. Zooplancton (espeially crustaceans and rotifers) as indicators of water quality// Trans. Americ. Microsc. Soc. 1978. v.97. № l.-p. 1635.

195. Chandler J.R. A biological approach to water quality management // Wat. pollution control. 1970.V. 4-p. 415-422.

196. Coste M. Les diatomees — Etude des methodes biologiques d' appreciation quantitative de la quslite des eaux // Rapport CEMAGREF -Lyon: Div.Qual.Euax Peche, Pise.1982.-p. 69-93.

197. Delongee Global Explorer "World Atlas".

198. Duport L. Guide methodologique pour 1'instruction des authorisation de rejets Ministere de l'Environment.DPP. 1984.-p. 61.

199. Holme H.A. Methode of samling the benthos // Adv. in Marine Biol. 1964. v. 2 Acad. Press.L. -№ V.-p. 171-260.

200. Goognith C.J., Whitley L.S. Olygohaetes as indicators of pollution // Proc. 15th Indust. Waste Conf. Purdue Univ. Eng. Ext. 1961. Ser. 106. № 45.-p.l39-142.

201. Henriksen А/ et al/ Critical loads to surfase waters in Fennoskandia/-Nord, 1990.18 p.

202. Howmiller R. P., Beeton A.M. Biological evaluation of environmental quality, Green Bay, Lake Michigan // J. Water Pollution Control Federation. 1971. № 1 -p. 123-133.

203. Hortobagyi T. The microflora in the settling and subsoil water enriching basins of the Budapest waterworks. Budapest, Akademia Kiado,1973.

204. Indices de qualite des eaux / P. Beron, L. Valuquatte, G. Patry, F. Briere // Tribune de GEBEDEAU. 1982. № 467.-p. 385-391.

205. Johansen J.R., Rushforth S.R., Brotherson J.D. The algal flora of Navajo National Monument, Arisona, U.S.A.// Nova Hedwigia .1983.Bd. 38, p. 501-553.

206. King D.L. Ball R. C. A quantitative biological measure of stream pollution // J. Water Pollution Control Federation. 1964. v. 36. № 5.-p. 650-653.

207. Loomis J. В., Walch R.G. Assessing wildlife and environmental values in cost -benefit analysis: state of the art // J. of Environmental Managment.-v.22.-1986.-p.125

208. Mouthon J. Structure malacologique de la riviere Aube // Annls. Limnol. 1979. v. 15 (3)-p. 299-315.

209. Oglesby R.T. Phytoplancton summer standing crop and annual productivity as function of phosphorus loading and various physical factors // J. Fish. Res. Board Canada. 1977.v. 34. № 12. -p. 2255-2270.

210. Patalas K. Salki A. Crustacean plankton and the euthrophication ofSt. Laurence Great Lakes // J. J. Fish. Res. Board Gann.1972. v. 29. № 10. -p. 1451-1462.

211. Shannon C.E. The mathematical theory of communication, p.3-91. In Shannon Weaver (Eds.), The mathematical theory of communication.-Urbana: Univ. Illinois Press, 1948.

212. Sutterlin A.M. Pollutants and the chemical senses of aquatic a animals -perspective and review.// Chem. Senses Flavor, 1974, vol.1, № 2.-p.l67-178.

213. Tumpling W. Statistische probleme der biologischen Gewasseruberwaschunng // Wasserwitrschaft Wassertechnik.1962. № 12-s. 353-357.

214. Straalen N.M., Denneman C.AJ. Ecotoxicological evaluation, nature of soil quality criteria // Ecotoxicology and environmental safety.- 1989.-v.l8.-p.241-251.

215. Straalen N.M. New metodological for estimating the ecological risk of chemical in the environment // Proc. 6th Int. Assoc. of Ingineering Geology.6-10 August 1990.-Amsterdam, 1990.-p. 241-251.

216. Verneaux J. Methodes biologiques et problems de la determination des qualites des eaux courantes // Bull. Ecol. 1984 v. 15. № 1 .-p. 47-55.

217. Woodiwiss F.s. The biological system of stream classification used by the Trent river Board // Chem and Ind.1964 v. 1 l.-p. 433-447.

218. Wulfert K. Die Radertuere (Rotatoria). Witterberg, 1969. -112s.

219. Van der Ploeg S.W.F., Vlijm L. Ecological evoluation, nature conservation and land use planning with particular referens to methods in Netherland // Biologocal Cjnservation.-v. 14.-1978.-p. 197-221.

220. Watanabe Т., Asai K., Houki A. Numerical water quality monitoring of organic pollution using diatom assemblages // 9th Diatom Symposium, 1986 -Bristol.-1988a.-p.123-141.