ПРОГНОЗ СОСТОЯНИЯ ЭКОСИСТЕМ И НОРМИРОВАНИЕ ФАКТОРОВ СРЕДЫ В ВОДНЫХ ОБЪЕКТАХ НИЖНЕГО ДОНА* 

АННОТАЦИЯ 

Определены гидрохимические факторы, ответственные за возникновение экологического неблагополучия водных объектов Нижнего Дона. Приведены экологически допустимые уровни (ЭДУ) этих факторов. Выход за пределы ЭДУ переводит экосистемы из благополучного в неблагополучное состояние. Путем сравнения полученных ЭДУ с конкретными значениями факторов составляется прогноз экологического состояния данного водного объекта на ближайшую перспективу. Предсказанное экологическое неблагополучие на большинстве исследованных створов наблюдения получило подтверждение на практике. Ключевые слова: состояние экосистем, абиотические факторы, экологически допустимые уровни факторов, экологический прогноз. 

Введение

Экологическое состояние водных биоценозов неразрывно связано с условиями неживой природы, в которой обитают гидробионты. В комплекс этих условий входят многие гидрохимические, гидрологические, климатические факторы, а также довольно обширная номенклатура загрязняющих веществ, попадающих в водоем в результате деятельности человека. Нарушающие экологическое благополучие факторы в ныне действующей в России (и в странах бывшего СССР) системе экологического контроля определяются согласно концепции предельно допустимых концентраций (ПДК) веществ-загрязнителей. Иной подход к экологическому нормированию предполагает биотическая концепция контроля природной среды (Левич, 1994). Согласно этой концепции, оценки экологического состояния на шкале "норма-патология" должны проводиться по широкому 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. 

Решение задачи выявления факторов среды, сопряженных с неблагополучием экологического состояния фито-, зоопланктона, перифитона и зообентоса 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 химических параметрах с целью поиска детерминационных связей между живой и неживой частью экосистемы. Алгоритмы обработки позволяют рассчитать экологически допустимые уровни (ЭДУ) абиотических факторов пограничные значения факторов, выход за которые означает переход биоты из благополучного в неблагополучное экологическое состояние (Левич, Терехин, 1995). В работах Н.Г.Булгакова с соавт. (1994) и А.П.Левича с соавт. (1996) описаны особенности метода вычисления ЭДУ соответственно по ихтиологическим и гидробиологическим показателям и приведены значения ЭДУ абиотических факторов для водных объектов Нижнего Дона.

 Дополнительная задача, которую можно решать, имея в своем распоряжении биотические оценки экологического состояния и ЭДУ воздействующих на биоту факторов, это прогнозирование экологического состояния природного объекта по заданным сценариям абиотических факторов среды. В настоящей работе содержится технология составления экологического прогноза и его реализация на конкретных данных по бассейну Нижнего Дона.

 Материалы и методы 

Исходными данными для расчетов ЭДУ и последующего составления экологического прогноза служили результаты наблюдений за гидробиологией и абиотическими факторами на 31 створе наблюдения Цимлянского, Веселовского водохранилищ, рек Дон (от водохранилищ до г. Ростов-на-Дону) и Северский Донец в 1978-1991 гг. 

Гидробиологические данные включали в себя сведения о численности и биомассе фито-, зоопланктона, перифитона и зообентоса (Ежегодники состояния экосистем..., 1978-1991). В качестве абиотических факторов исследовали концентрацию азота аммонийного, азота нитритного, азота нитратного, нефтепродуктов, фенолов, синтетических поверхностно-активных веществ (СПАВ), меди, цинка, взвешенных веществ, кальция, магния, хлоридов, минерального фосфора, общего железа, марганца, сульфатов, гексахлорана (?-ГХЦГ и ?-?ХЦГ), ДДЭ, ДДТ, ДДД, растворенного кислорода, а также БПК5, и ХПК (Ежегодники качества поверхностных вод..., 1984-1991; Ежегодные данные..., 1990; Ежеквартальные бюллетени..., 1978-1983).

Прогноз проводился по сценариям факторов, т.е. по заданным значениям абиотических переменных в результате применения метода получали предсказание для состояния экосистемы в принятой шкале оценок. Практически метод прогноза сводится к выяснению того, по какую сторону границы нормального функционирования, или экологически допустимого уровня, лежит каждое из прогнозируемых в сценарии значений абиотического фактора. 

Последовательность методических шагов при составлении прогноза следующая: 

1. Проведение оценки экологического состояния объекта по биотическим показателям. Выбор на шкале оценок границы между нормальным и патологическим функционированием объекта. Для диагностики экологического состояния использовали метод экологических модификаций (Абакумов, 1991; Ecological Modification..., 1991), основанный на анализе данных по численности, биомассе, процентном соотношении отдельных групп 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 худшую, которая характеризовала 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. 

2. Маркировка пространства абиотических факторов полученными признаками благополучия и неблагополучия. Для этого на шкале "значение абиотического фактора оценка экологического состояния" каждому значению фактора присваивали знак благополучия (оценка ниже границы нормы и патологии) или неблагополучия (оценка выше границы нормы и патологии). 

3. Поиск достоверных связей между гидробиологическими оценками состояния экосисистем и абиотическими факторами. Для этого применяли метод экологически допустимых уровней (Левич, Терехин, 1995), который позволяет выделить в пространстве факторов области нормального функционирования сообщества гидробионтов и рассчитать границы этой области по каждому из факторов, названные экологически допустимыми уровнями (ЭДУ), выход за пределы которых влечет за собой экологическое неблагополучие (оценки 3, 4 и 5 для планктона и перифитона; 4 и 5 для зообентоса). 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 со случаями 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 определенной степенью достоверности, выраженной в терминах точности и полноты".

 Метод ЭДУ позволяет определить значимость не только индивидуальных факторов, но и целых наборов взаимодействующих между собой абиотических переменных. Критерии значимости для таких наборов также задаются в терминах точности и полноты. Напомним, что суммарная точность для набора переменных А есть доля неблагополучных наблюдений среди всех наблюдений, где ЭДУ превышен хотя бы по одной переменной, а суммарная полнота набора А доля наблюдений, где ЭДУ превышен как минимум для одной переменной, среди всех неблагополучных наблюдений. 

При добавлении к набору А еще одной переменной увеличение или снижение суммарной полноты для дополненного набора не зависит жестко от индивидуальной полноты добавляемой переменной, а зависит от того, насколько переменные из всего набора А и новая переменная независимы друг от друга. Суммарная полнота возрастает, когда превышающие ЭДУ значения новой переменной сопутствуют значениям прежних переменных ниже их ЭДУ. Если превышения ЭДУ новой переменной совпадают с превышениями ЭДУ старыми переменными, то суммарная полнота никак на меняется. Назовем существенностью переменной X по отношению к набору А увеличение суммарной полноты набора А при добавлении к нему переменной X.

 Из списка значимых переменных (для каждой гидробиологической оценки) составляли различные наборы и для вновь добавляемой переменной вычисляли существенность, т.е. увеличение суммарной полноты набора переменных при добавлении к нему данной переменной. Для всех гидрохимических характеристик анализировали влияние на биоту как среднегодовых, так и экстремальных значений (минимальных для растворенного кислорода и максимальных для всех остальных переменных) с 1978 по 1990 г. 

Для взвешенных веществ использовали относительные величины в виде отношения абсолютного значения переменной к среднемноголетнему для данного створа значению. Выбор этой относительной характеристики объясняется ее явной "створоспецифичностью". Остальные переменные участвовали в анализе в виде своих абсолютных значений. 

Для концентрации основных биогенных элементов (нитратов, аммония, фосфора, сульфатов, магния, железа, кальция, марганца) допустимые границы искали как в области высоких, так и низких (лимитирование развития) значений. Для остальных переменных, кроме содержания кислорода, допустимыми считали любые малые значения, а границу недопустимости устанавливали для высоких значений. Для кислорода, наоборот, недопустимыми считали только низкие значения его содержания. 

Из всего списка абиотических переменных 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 биотической оценкой, не меньшая 80%; 

- максимальная полнота детерминации; 

- высокая существенность фактора при небольшой полноте; 

- 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. 

4. Формирование сценария факторов среды, нарушающих экологическое благополучие исследуемого объекта, на интересующий исследователя период. Для этого были взяты не использованные при расчетах ЭДУ значения абиотичесих факторов в водных объектах Нижнего Дона за 1991 г. 

5. Сравнение значений факторов из сценария с их ЭДУ. Предсказание состояния экосистемы по правилу: состояние объекта неблагополучно, если значение хотя бы одного из факторов сценария выходит за пределы ЭДУ этого фактора; состояние благополучно, если значения всех факторов сценария находятся в пределах ЭДУ. 

Результаты 

Для планктона и перифитона значимыми факторами экологического неблагополучия оказались максимальная концентрация ?-ГХЦГ (0.093 мкг/л), минимальная концентрация растворенного кислорода (4.03 мг/л). Для зообентоса значимые факторы таковы: минимальная концентрация кислорода (5.25 мг/л), верхний уровень среднегодовой концентрации нитратного азота (1.179 мг/л), среднегодовая концентрация цинка (0.01 мг/л), максимальная концентрация ?-ГХЦГ (0.025 мкг/л), максимальная и среднегодовая концентрации ?-ГХЦГ (соответственно 0.039 и 0.011 мкг/л), максимальная и среднегодовая концентрации ДДЭ (соответственно 0.012 и 0.002 мкг/л). 

В табл. 1 и 2 представлен прогноз экологического состояния водных экосистем Нижнего Дона на 1991 г. в виде сопоставления значений вычисленных ЭДУ значимых факторов и сценариев этих факторов в прогнозируемом году по всем створам наблюдения. Рядом с прогнозируемыми оценками экологического состояния (благополучие или неблагополучие) приведены реальные оценки, полученные по данным гидробиологических наблюдений в 1991 г.

 Достоверность прогноза может быть выражена количественными критериями суммарных точности и полноты. Суммарная точность для набора значений факторов равна доле неблагополучных наблюдений среди всех наблюдений, где ЭДУ превышено хотя бы для одной переменной из набора, а суммарная полнота набора есть доля наблюдений, где ЭДУ превышено хотя бы для одной переменной, среди всех неблагополучных наблюдений. Низкая суммарная полнота означает, что основные причины экологического неблагополучия лежат вне исследованного набора факторов. Суммарные точность и полнота предсказания экологического неблагополучия для состояния планктона и перифитона составляют соответственно 100 и 43 %. Для зообентоса эти величины равны соответственно 89 и 89 %. Высокие значения точности свидетельствуют о достоверности прогноза. Невысокая полнота для планктона и перифитона, вероятно, связана с отсутствием в 1991 г. данных по водности и температуре, которые были в числе значимых переменных. 

Заключение

Результаты экологического прогнозирования показывают, что в подавляющем большинстве случаев предсказанное путем сопоставления ЭДУ и реальных значений значимых факторов экологическое неблагополучие водных объектов реализуется на практике. Поэтому можно говорить о чрезвычайно высокой эффективности экологического прогноза. 

При этом необходимо отметить, что вся концептуальная и техническая тяжесть применения метода биотического прогноза выпадает на долю формирования банка данных, диагностики состояния экосистем и расчета ЭДУ. Следует заметить, что формирование банка данных, диагностика состояний и нормирование по ЭДУ проводятся не специально для целей прогноза, а независимо от них, как самостоятельные этапы системы контроля природной среды. Поэтому, если границы ЭДУ известны и сценарии нарушающих воздействий заданы, сам метод биотического прогноза становится элементарной, рутинной и тривиально алгоритмизируемой процедурой. Если область нормального функционирования экосистемы в пространстве факторов среды однажды вычислена, то впоследствии она рутинно используется для получения многочисленных прогнозов по различным вариантам сценариев. 

* Работа поддержана Российским фондом фундаментальных исследований (грант 95-04-11141а) 

ЛИТЕРАТУРА 

Абакумов В.А. Экологические модификации и развитие биоценозов // Экологические модификации и критерии экологического нормирования. Л.: Гидрометеоиздат, 1991. С. 18. 

Булгаков Н.Г., Дубинина В.Г., Левич А.П., Терехин А.Т. Метод поиска сопряженностей между гидробиологическими показателями и абиотическими факторами среды (на примере уловов и урожайности промысловых рыб) // Известия РАН. Сер. биол., 1995. N 2. С.113.

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

Ежегодники состояния экосистем поверхностных вод СССР (по гидробиологическим показателям). Обнинск: ВНИИГМИ-МЦД, 1978-1991. 

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

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

Левич А.П. Биотическая концепция контроля природной среды // Доклады РАН, 1994. 337. N 2. С.280. 

Левич А.П., Терехин А.Т. Метод расчета экологически допустимых уровней воздействия на экосистемы (метод ЭДУ) // Водные ресурсы, 1995 (в печати). 

Чесноков С.В. Детерминационный анализ социально-экономических данных. М.: Наука, 1982. 168 с. 

Ecological Modification and Criteria for Ecological Standartization. Proceedings of the International Simposium. Ed. D-r V.A.Abakumov. S.-P.: Gidrometeoizdat, 1982. 232 p.