ОПРЕДЕЛЕНИЕ ЭКОЛОГИЧЕСКИ ДОПУСТИМЫХ УРОВНЕЙ РАСХОДОВ ВОДЫ ПО ГИДРОБИОЛОГИЧЕСКИМ ПОКАЗАТЕЛЯМ

А.П.Левич, Н.Г.Булгаков, В.А.Абакумов, А.Т.Терехин

Кафедра зоологии позвоночных и общей экологии

На протяжении многих лет диагностика состояния водных биоценозов строится на концепции предельно допустимых концентраций (ПДК) загрязняющих веществ, которая встречается с рядом трудностей (Абакумов, Сущеня, 1991). Во-первых, при определении ПДК влабораторных экспериментах полностью остаются без внимания абиотические факторы нехимической природы: гидрологические (расходыводы в реках, уровень воды в водохранилищах), гидрофизические (цветность, мутность, прозрачность воды, содержание взвешенныхвешеств) и климатические (годовая сумма тепла, количество солнечных дней в году). Во-вторых, ПДК выступают не как потенциальныепричины неблагополучия биоты, а как его симптомы.

Одним из альтернативных подходов к нормированию вредных воздействий на гидробионтов видится установление не ПДК, а экологически допустимых уровней (ЭДУ) абиотических факторов. Согласно биотической концепции контроля природной среды (Левич, 1994), оценки экологического состояния на шкале "норма-патология" должны проводиться по комплексу биотических показателей, но не по уровням абиотических факторов. Последние должны рассматриваться как агенты воздействия на популяции организмов и на экологические связи между ними. В этом случае абиотические факторы выступают потенциальными причинами экологического неблагополучия, а не непосредственными его симптомами. Метод ЭДУ, основанный на биотической концепции, позволяет нормировать любые факторы среды, независимо от их природы.

Решение задачи выявления факторов среды, сопряженных с неблагополучием экологического состояния гидробионтов, состоит из двух основных этапов.

На первом этапе проводится диагностика экологического состояния гидробионтов в условных баллах с последующим проведением на шкале баллов границы между нормой и патологией состояния. На втором этапе происходит обработка данных о полученных оценках экологического состояния, а также о гидрологических параметрах с целью поиска детерминационных связей между живой и неживой частью экосистемы. Этот процесс сопровождается вычислением экологически допустимых уровней (ЭДУ), т.е. пограничных значений расходов воды, выход за пределы которых означает переход биоты из благополучного в неблагополучное экологическое состояние (Левич, Терехин, 1997).

Дополнительная задача, которую можно решать, имея в своем распоряжении оценки экологического состояния и ЭДУ внешних факторов, - это составление прогноза экологического состояния природного объекта по заданным сценариям абиотических факторов среды. В предшествующих работах (Булгаков и др., 1996; Левич и др., 1996; Булгаков и др.; 1997) проводился поиск нарушающих воздействий гидрохимического характера на основе оценок состояния по данным обуловах и урожайности промысловых рыб и по данным о численностях ибиомассах планктона, перифитона и зообентоса, а также на основе вычисленных ЭДУ прогнозировали экологическое состояние водных объектов по заданным гидрохимическим сценариям.

В данной работе проводится анализ гидрологических причин (расходов воды) экологического неблагополучия пресноводных объектов методом ЭДУ. Колебания водного режима могут существенно сказываться на состоянии различных гидробионтов (фито-, зоопланктона, перифитона, зообентоса, рыб), поэтому для оценки экологического состояния водных объектов использованы данные о каждой изперечисленных групп организмов. Метод проиллюстрирован примером определения ЭДУ расходов воды в водных объектах Нижнего Дона.

О ц е н к а      э к о л о г и ч е с к о г о      с о с т о я н и я.

Методы оценки состояния оказываются специфическими для разного типа водных экосистем. Для пресных вод использовали метод экологических модификаций (Абакумов, 1991; Ecological Modification...,1991), основанный на анализе данных по численности, биомассе, процентном соотношении отдельных групп организмов внутри фито-, зоопланктона, перифитона и зообентоса. Метод предусматривает также учет численности и сапробности наиболее массовых организмов.

На основе первичных данных устанавливали индекс сапробности для фито-, зоопланктона и перифитона, а также биотический и олигохетный индексы для зообентоса. Полученные индексы, в свою очередь, служили основой для присвоения каждой из четырех указанных экологических групп гидробионтов оценки экологического состояния по 5-балльной шкале, где 1 балл соответствует самому благополучному (фоновому) состоянию, а 5 баллов - самому неблагополучному (состоянию метаболического регресса). Из трех оценок, полученных для фито-, зоопланктона и перифитона, выбирали самую жесткую, котораяхарактеризовала экологическое состояние организмов водной толщи.

Оценка для зообентоса соответственно описывала состояние организмов, обитающих на дне водоема. Граница нормы и патологии на шкале оценок для организмов водной толщи равна 2.75, для бентоса - 3.75.

Для проведения оценки экологического состояния по ихтиологическим показателям все величины уловов классифицировали по 3-балльной шкале. Величины уловов, входящие в интервал от минимальной величины до средней между минимальной и среднемноголетней величинами, оценивали баллом 3; уловы из интервала от средней между максимальной и среднемноголетней величинами до максимальнойвеличины - баллом 1. Промежуточным значениям уловов была присвоена оценка 2. После этого была введена граница нормы и патологии на шкале оценок: величины уловов (урожайности), оцененные баллами 2 и 3, отнесены к низким; уловы с баллами 1 - к высоким. Таким образом, мы использовали представление об относительной норме состояния уловов (урожайности) за некоторый эталонный период наблюдений. В качестве конкретных данных нами были использованы уловы основных промысловых рыб в Донских водохранилищах (Уловы рыбы в водохранилищах СССР, 1975-90), урожайность леща и осетра в Нижнем Дону (Воловик и др., 1991) и показатели гидрологии на соответствующих створах (Ежеквартальные бюллетени..., 1975-83; Ежегодники качества..., 1984-1991; Ежегодные данные..., 1990)

П о и с к      и      н о р м и р о в а н и е      ф а к т о р о в,     н а р у ш а ю щ и х      э к о л о г и ч е с к о е      б л а г о п о л у ч и е. 

Для поиска достоверных связей между гидробиологическими оценками состояния экосистем и абиотическими факторами использовали метод экологически допустимых уровней, который позволяет для каждого участвующего в анализе фактора среды определить ЭДУ,выход за пределы которого влечет за собой экологическое неблагополучие (оценки 3, 4 и 5 для планктона и перифитона; 4 и 5 для зообентоса; 2 и 3 для рыб). Значимость того или иного фактора устанавливается при помощи конструкций точности и полноты, введенных С.В.Чесноковым (1982) для многомерного детерминационного анализа данных. Под полнотой понимается отношение количества наблюдений с неблагополучным экологическим состоянием, совпавших сослучаями выхода за пределы ЭДУ данного фактора, к общему количеству наблюдений с неблагополучным состоянием. Под точностью - отношение количества наблюдений с неблагополучным состоянием,совпавших со случаями выхода за пределы ЭДУ, к общему количеству несоблюдений ЭДУ. Значимыми факторами признаются те, которые отвечают некоторым заданным критериям точности и полноты. Сопряженность между биотическими и абиотическими показателями можно описать следующим утверждением: "если ЭДУ данного фактора превышено, то экологическое состояние будет неблагополучным с определеннойстепенью достоверности, выраженной в терминах точности и полноты".

Для 31 створа наблюдения Цимлянского, Веселовского водохранилищ, рек Дон (от водохранилищ до г. Ростов-на-Дону) и Северский Донец за те же годы, что и оценки состояния, использованы значения расходов воды.

Анализировали влияние на биоту среднемесячных и среднегодовых значений расходов воды. В связи с тем, что исследуемые гидрологические факторы являются сугубо "створоспецифичной" характеристикой, т.е. диапазоны многолетних изменений уровня водопотребления на разных створах могут существенно отличаться, в расчетахиспользовали относительные величины расходов воды (водность) в виде отношения абсолютного значения переменной к среднемноголетнему для данного створа значению. Допустимые границы искали в области низких (лимитирование развития) значений факторов.

Э к о л о г и ч е с к и      д о п у с т и м ы е у р о в н и и    э к о л о г и ч е с к и           б е з о п а с н ы е      г р а н и ц ы  а б и о т и ч е с к и х      ф а к т о р о в. 

Для каждой из шести полученных гидробиологических оценок (по планктону и перифитону; позообентосу; по уловам судака и берша; по уловам леща; по уловам чехони; по урожайности осетра и леща) и для каждого из значений водности (12 среднемесячных и среднегодовое) отыскивали ЭДУ и рассчитывали точность и полноту - критерии значимости этих уровней. Все показатели водности разделились на две категории: предзначимые - те, для которых ЭДУ найдены в пределах наибольшего и наименьшего значений данной переменной за весь период наблюдений, и незначимые - те, для которых все полученные значения за исследуемый период соответствовали только ситуациям с экологическим благополучием. Для незначимых факторов результат исследования - максимальная и минимальная границы значений фактора за период наблюдений, названные экологически безопасными границами (ЭБГ).

Ф а к т о р ы,      з н а ч и м ы е      д л я      э к о л о г и ч е с к о г о 

    с о с т о я н и я      г и д р о б и о н т о в. 

Из всего набора водностей отобраны те, которые дают наибольший вклад в возникновение экологического неблагополучия. Эти переменные, названные значимыми, выбраны по следующим критериям:

- точность детерминации между уровнем абиотического фактора и ихтиологической оценкой, не меньшая 80%;

- максимальная полнота детерминации;

- достаточное (более 8) количество наблюдений с благополучным и неблагополучным состоянием;

- некоторые экспертные соображения о способности или неспособности данного фактора среды влиять на экологическое состояние планктона, перифитона или бентоса.

В табл. 1 для всех гидробиологических оценок сведены ЭДУвсех значимых водностей с указанием их индивидуальной точности иполноты. Отсутствие в таблице оценок состояния по уловам судака и берша, леща и чехони связано с тем, что ЭДУ для этих показателейне попали в разряд значимых. Годовую динамику изменения допустимых значений (ЭДУ и ЭБГ) водности по месяцам можно представить в виде гидрографов. Пример гидрографа водности для оценки состоянияпланктона и перифитона представлен на рисунке.

Из полученных значений ЭДУ водности для разных оценок экологического состояния отбирали наиболее жесткие (т.е. максимальные). После этого проводили створовый анализ, т.е. для каждогоствора наблюдений вычисляли ЭДУ абсолютных значений расходов воды (табл.2). Если реальная величина расходана данном створе окажется ниже вычисленного ЭДУ хотя бы в одном из трех указанных месяцев, экологическое состояние всех групп гидробионтов сменится с благополучного на неблагополучное свероятностью, выраженной в терминах точности и полноты.

Как показывают данные табл. 1 и 2, наибольшее влияние насостояние биоценозов экосистем Нижнего Дона оказывает гидрологический режим рек и водохранилищ в весенние и летние месяцы (в мае, июне и августе). Наиболее жесткий ЭДУ по водности (2.028) установлен для июня. ЭДУ абсолютных величин расходов воды существенно различаются на разных створах наблюдения. Например, для створов Дона и Цимлянского водохранилища они в целом выше, чем соответственно для створов Северского Донца и Веселовского водохранилища.

Найденные ЭДУ могут быть использованы при нормировании гидрологических воздействий на водные биоценозы и при прогнозе экологического состояния вводных экосистем по планируемым значениямрасходов воды.

***

Работа выполнена при поддержке Российского фонда фундаментальных исследований (грант 97-05-64466).

ЛИТЕРАТУРА

Абакумов В.А. 1991. Экологические модификации и критерии экологического нормирования. Л. С.18-40.

Абакумов В.А., Сущеня Л.М. 1991. Экологические модификации и критерии экологического нормирования. Л. С.41-51.

Булгаков Н.Г., Дубинина В.Г., Левич А.П., Терехин А.Т. 1996. Метод поиска сопряженностей между гидробиологическими показателями и абиотическими факторами среды (на примере уловов и урожайности промысловых рыб) // Известия РАН. Сер. биол. N 2. 118-125. Н.Г.Булгаков, А.П.Левич, В.Н.Максимов. 1997. Прогноз состояния экосистем и нормирование факторов среды в водных объектах Нижнего Дона // Известия РАН. Сер. биол. (в печати).

Воловик С.П., Козлитина С.В., Реков Ю.И. 1991. Информационное и математическое обеспечение исследований сырьевой базы. М.С.114.

Ежегодники качества поверхностных вод и эффективности проведенных водоохранных мероприятий. 1984-1991. Северо-Кавказскоетерриториальное управление по гидрометеорологии.

Ежегодные данные о качестве поверхностных вод суши. 1990. Северо-Кавказское территориальное управление по гидрометеорологии.

Ежеквартальные бюллетени качества поверхностных вод суши. 1975-1983. Северо-Кавказское территориальное управление по гидрометеорологии.

Левич А.П. 1994. Биотическая концепция контроля природной среды // Доклады РАН. 2337 0. N 2. 280-282.

А.П.Левич, А.Т.Терехин, Н.Г.Булгаков и др. 1996. Экологический контроль водных объектов Нижнего Дона по биотическим идентификаторам планктона, перифитона и зообентоса // Вестник МГУ. Сер.биол. N 3. 18-25.

Левич А.П., Терехин А.Т. 1997. Метод расчета экологически допустимых уровней воздействия на экосистемы (метод ЭДУ) // Водные ресурсы. 224 0. N 3. 328-335.

Уловы рыб в водохранилищах СССР (статистические сборники). 1975-1990. М.

Чесноков С.В. 1982. Детерминационный анализ социально-экономических данных. М.

Ecological Modification and Criteria for Ecological Standartization. 1982. Proceedings of the International Simposium. Ed. D-r V.A.Abakumov. S.-P.