УДК 577.4

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 биоце-

нозов строится на концепции предельно допустимых концентраций

(ПДК) загрязняющих веществ, которая встречается с рядом труднос-

тей (Абакумов, Сущеня, 1991). Во-первых, при определении ПДК в

лабораторных экспериментах полностью остаются без внимания абио-

тические факторы нехимической природы: гидрологические (расходы

воды в реках, уровень воды в водохранилищах), гидрофизические

(цветность, мутность, прозрачность воды, содержание взвешенных

вешеств) и климатические (годовая сумма тепла, количество солнеч-

ных дней в году). Во-вторых, ПДК выступают не как потенциальные

причины неблагополучия биоты, а как его симптомы.

Одним из альтернативных подходов к нормированию вредных воз-

действий на гидробионтов видится установление не ПДК, а экологи-

чески 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 уров-

ням 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 не-

посредственными его симптомами. Метод ЭДУ, основанный на биоти-

ческой концепции, позволяет нормировать любые факторы среды, не-

зависимо от их природы.

Решение задачи выявления факторов среды, сопряженных с неб-

лагополучием экологического состояния гидробионтов, состоит из

двух основных этапов.

На первом этапе проводится диагностика экологического состо-

яния гидробионтов в условных баллах с последующим проведением на

шкале баллов границы между нормой и патологией состояния. На вто-

ром этапе происходит обработка данных о полученных оценках эколо-

гического состояния, а также о гидрологических параметрах с целью

поиска детерминационных связей между живой и неживой частью эко-

системы. Этот процесс сопровождается вычислением экологически до-

пустимых 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 распо-

ряжении оценки экологического состояния и ЭДУ внешних факторов, -

это составление прогноза экологического состояния природного объ-

екта по заданным сценариям абиотических факторов среды. В пред-

шествующих работах (Булгаков и др., 1996; Левич и др., 1996; Бул-

гаков и др.; 1997) проводился поиск нарушающих воздействий гидро-

химического характера на основе оценок состояния по данным об

уловах и урожайности промысловых рыб и по данным о численностях и

биомассах 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 объек-

тов методом ЭДУ. Колебания водного режима могут существенно ска-

зываться на состоянии различных гидробионтов (фито-, зоопланкто-

на, перифитона, зообентоса, рыб), поэтому для оценки экологичес-

кого состояния водных объектов использованы данные о каждой из

перечисленных 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 эколо-

гических 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 так-

же учет численности и сапробности наиболее массовых организмов.

На основе первичных данных устанавливали индекс сапробности для

фито-, зоопланктона и перифитона, а также биотический и олигохет-

ный индексы для зообентоса. Полученные индексы, в свою очередь,

служили основой для присвоения каждой из четырех указанных эколо-

гических групп гидробионтов оценки экологического состояния по

5-балльной шкале, где 1 балл соответствует самому благополучному

(фоновому) состоянию, а 5 баллов - самому неблагополучному (сос-

тоянию метаболического регресса). Из трех оценок, полученных для

фито-, зоопланктона и перифитона, выбирали самую жесткую, которая

характеризовала экологическое состояние организмов водной толщи.

Оценка для зообентоса соответственно описывала состояние организ-

мов, 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 ихтиологи-

ческим показателям все величины уловов классифицировали по

3-балльной шкале. Величины уловов, входящие в интервал от мини-

мальной величины до средней между минимальной и среднемноголетней

величинами, оценивали баллом 3; уловы из интервала от средней

между максимальной и среднемноголетней величинами до максимальной

величины - баллом 1. Промежуточным значениям уловов была присвое-

на 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 наб-

людений. В качестве конкретных данных нами были использованы уло-

вы основных промысловых рыб в Донских водохранилищах (Уловы рыбы

в водохранилищах СССР, 1975-90), урожайность леща и осетра в Ниж-

нем Дону (Воловик и др., 1991) и показатели гидрологии на соот-

ветствующих створах (Ежеквартальные бюллетени..., 1975-83; Еже-

годники 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 гидробиологически-

ми оценками состояния экосистем и абиотическими факторами исполь-

зовали метод экологически допустимых уровней, который позволяет

для каждого участвующего в анализе фактора среды определить ЭДУ,

выход за пределы которого влечет за собой экологическое неблаго-

получие (оценки 3, 4 и 5 для планктона и перифитона; 4 и 5 для

зообентоса; 2 и 3 для рыб). Значимость того или иного фактора ус-

танавливается при помощи конструкций точности и полноты, введен-

ных С.В.Чесноковым (1982) для многомерного детерминационного ана-

лиза данных. Под полнотой понимается отношение количества наблю-

дений с неблагополучным экологическим состоянием, совпавших со

случаями выхода за пределы ЭДУ данного фактора, к общему коли-

честву 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 от-

вечают некоторым заданным критериям точности и полноты. Сопряжен-

ность между биотическими и абиотическими показателями можно опи-

сать следующим утверждением: "если ЭДУ данного фактора превышено,

то экологическое состояние будет неблагополучным с определенной

степенью достоверности, выраженной в терминах точности и полно-

ты".

Для 31 створа наблюдения Цимлянского, Веселовского водохра-

нилищ, рек Дон (от водохранилищ до г. Ростов-на-Дону) и Северский

Донец за те же годы, что и оценки состояния, использованы значе-

ния расходов воды.

Анализировали влияние на биоту среднемесячных и среднегодо-

вых значений расходов воды. В связи с тем, что исследуемые гидро-

логические факторы являются сугубо "створоспецифичной" характе-

ристикой, т.е. диапазоны многолетних изменений уровня водопотреб-

ления на разных створах могут существенно отличаться, в расчетах

использовали относительные величины расходов воды (водность) в

виде отношения абсолютного значения переменной к среднемноголет-

нему для данного створа значению. Допустимые границы искали в об-

ласти 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 по-

лученных гидробиологических оценок (по планктону и перифитону; по

зообентосу; 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 уров-

ней. Все показатели водности разделились на две категории: предз-

начимые - 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 иссле-

дуемый 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 на-

бора водностей отобраны те, которые дают наибольший вклад в воз-

никновение экологического неблагополучия. Эти переменные, назван-

ные значимыми, выбраны по следующим критериям:

и ихтиологической оценкой, не меньшая 80%;

- максимальная полнота детерминации;

- достаточное (более 8) количество наблюдений с благополуч-

ным и неблагополучным состоянием;

- некоторые экспертные соображения о способности или неспо-

собности данного фактора среды влиять на экологическое состояние

планктона, перифитона или бентоса.

В табл. 1 для всех гидробиологических оценок сведены ЭДУ

всех значимых водностей с указанием их индивидуальной точности и

полноты. Отсутствие в таблице оценок состояния по уловам судака и

берша, леща и чехони связано с тем, что ЭДУ для этих показателей

не попали в разряд значимых. Годовую динамику изменения допусти-

мых значений (ЭДУ и ЭБГ) водности по месяцам можно представить в

виде гидрографов. Пример гидрографа водности для оценки состояния

планктона и перифитона представлен на рисунке.

Из полученных значений ЭДУ водности для разных оценок эколо-

гического состояния отбирали наиболее жесткие (т.е. максималь-

ные). После этого проводили створовый анализ, т.е. для каждого

створа наблюдений вычисляли ЭДУ абсолютных значений расходов

воды (табл.2). Если реальная величина расхода

на данном створе окажется ниже вычисленного ЭДУ хотя бы в

одном из трех указанных месяцев, экологическое состояние всех

групп гидробионтов сменится с благополучного на неблагополучное с

вероятностью, выраженной в терминах точности и полноты.

Как показывают данные табл. 1 и 2, наибольшее влияние на

состояние биоценозов экосистем Нижнего Дона оказывает гидрологи-

ческий 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 сущест-

венно различаются на разных створах наблюдения. Например, для

створов Дона и Цимлянского водохранилища они в целом выше, чем

соответственно для створов Северского Донца и Веселовского водох-

ранилища.

Найденные ЭДУ могут быть использованы при нормировании гид-

рологических воздействий на водные биоценозы и при прогнозе эко-

логического состояния вводных экосистем по планируемым значениям

расходов воды.

***

Работа выполнена при поддержке Российского фонда фундамен-

тальных 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 показателя-

ми и абиотическими факторами среды (на примере уловов и урожай-

ности промысловых рыб) // Известия РАН. Сер. биол. N 2. 118-125.

Н.Г.Булгаков, А.П.Левич, В.Н.Максимов. 1997. Прогноз состоя-

ния 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. Информацион-

ное и математическое обеспечение исследований сырьевой базы. М.

С.114.

Ежегодники качества поверхностных вод и эффективности прове-

денных водоохранных мероприятий. 1984-1991. Северо-Кавказское

территориальное управление по гидрометеорологии.

Ежегодные данные о качестве поверхностных вод суши. 1990.

Северо-Кавказское территориальное управление по гидрометеороло-

гии.

1975-1983. Северо-Кавказское территориальное управление по гидро-

метеорологии.

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. Экологичес-

кий контроль водных объектов Нижнего Дона по биотическим иденти-

фикаторам 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) // Вод-

ные ресурсы. 224 0. N 3. 328-335.

Уловы рыб в водохранилищах СССР (статистические сборники).

1975-1990. М.

Чесноков С.В. 1982. Детерминационный анализ социально-эконо-

мических данных. М.

Ecological Modification and Criteria for Ecological Standar-

tization. 1982. Proceedings of the International Simposium. Ed.

D-r V.A.Abakumov. S.-P.