УДК 577.4

Н.Г.Булгаков, А.П.Левич, В.Н.Максимов

ПРОГНОЗ СОСТОЯНИЯ ЭКОСИСТЕМ И НОРМИРОВАНИЕ

ФАКТОРОВ СРЕДЫ В ВОДНЫХ ОБЪЕКТАХ НИЖНЕГО ДОНА*

Определены гидрохимические факторы, ответственные за возник-

новение экологического неблагополучия водных объектов Нижнего До-

на. Приведены экологически допустимые уровни (ЭДУ) этих факторов.

Выход за пределы ЭДУ переводит экосистемы из благополучного в

неблагополучное состояние. Путем сравнения полученных ЭДУ с конк-

ретными значениями факторов составляется прогноз экологического

состояния данного водного объекта на ближайшую перспективу.

Предсказанное экологическое неблагополучие на большинстве иссле-

дованных створов наблюдения получило подтверждение на практике.

Ключевые слова: состояние экосистем, абиотические факторы,

экологически допустимые уровни факторов, экологический прогноз.

Экологическое состояние водных биоценозов неразрывно связано

с условиями неживой природы, в которой обитают гидробионты. В

комплекс этих условий входят многие гидрохимические, гидрологи-

ческие, климатические факторы, а также довольно обширная номенк-

латура загрязняющих веществ, попадающих в водоем в результате де-

ятельности человека. Нарушающие экологическое благополучие факто-

ры 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 рассматривать-

ся как агенты воздействия на популяции организмов и на экологи-

ческие связи между ними. В этом случае абиотические факторы выс-

тупают потенциальными причинами экологического неблагополучия, а

не непосредственными его симптомами.

Решение задачи выявления факторов среды, сопряженных с неб-

лагополучием экологического состояния фито-, зоопланктона, пери-

фитона и зообентоса 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 химических параметрах с целью по-

иска детерминационных связей между живой и неживой частью экосис-

пустимые уровни (ЭДУ) абиотических факторов - пограничные значе-

ния факторов, выход за которые означает переход биоты из благопо-

лучного в неблагополучное экологическое состояние (Левич, Тере-

хин, 1995). В работах Н.Г.Булгакова с соавт. (1994) и А.П.Левича

с соавт. (1996) описаны особенности метода вычисления ЭДУ соот-

ветственно 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 экологи-

ческого состояния природного объекта по заданным сценариям абио-

тических факторов среды. В настоящей работе содержится технология

составления экологического прогноза и его реализация на конкрет-

ных данных по бассейну Нижнего Дона.

Исходными данными для расчетов ЭДУ и последующего составле-

ния экологического прогноза служили результаты наблюдений за гид-

робиологией 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 числен-

ности и биомассе фито-, зоопланктона, перифитона и зообентоса

(Ежегодники состояния экосистем..., 1978-1991). В качестве абио-

тических факторов исследовали концентрацию азота аммонийного,

азота нитритного, азота нитратного, нефтепродуктов, фенолов, син-

тетических поверхностно-активных веществ (СПАВ), меди, цинка,

взвешенных веществ, кальция, магния, хлоридов, минерального фос-

фора, общего железа, марганца, сульфатов, гексахлорана (α-ГХЦГ и

ХПК (Ежегодники качества поверхностных вод..., 1984-1991; Ежегод-

ные 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 экологи-

чески допустимого уровня, лежит каждое из прогнозируемых в сцена-

рии значений абиотического фактора.

Последовательность методических шагов при составлении прог-

ноза следующая:

отическим показателям. Выбор на шкале оценок границы между нор-

мальным и патологическим функционированием объекта. Для диагнос-

тики 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 зо-

обентоса. Метод предусматривает также учет численности и сапроб-

ности наиболее массовых организмов. На основе первичных данных

устанавливали индекс сапробности для фито-, зоопланктона и пери-

фитона, а также биотический и олигохетный индексы для зообентоса.

Полученные индексы, в свою очередь, служили основой для присвое-

ния 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 рег-

ресса). Из трех оценок, полученных для фито-, зоопланктона и пе-

рифитона, выбирали самую худшую, которая характеризовала экологи-

ческое 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 состоя-

ния" каждому значению фактора присваивали знак благополучия

(оценка ниже границы нормы и патологии) или неблагополучия (оцен-

ка выше границы нормы и патологии).

3. Поиск достоверных связей между гидробиологическими оцен-

ками 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 экологи-

чески допустимыми уровнями (ЭДУ), выход за пределы которых влечет

за собой экологическое неблагополучие (оценки 3, 4 и 5 для планк-

тона 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 детер-

минационного 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 оп-

ределенной степенью достоверности, выраженной в терминах точности

и полноты".

Метод ЭДУ позволяет определить значимость не только индиви-

дуальных факторов, но и целых наборов взаимодействующих между со-

бой абиотических переменных. Критерии значимости для таких набо-

ров также задаются в терминах точности и полноты. Напомним, что

суммарная точность для набора переменных А есть доля неблагопо-

лучных наблюдений среди всех наблюдений, где ЭДУ превышен хотя бы

по одной переменной, а суммарная полнота набора А - доля наблюде-

ний, 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 зави-

сит от того, насколько переменные из всего набора А и новая пере-

менная независимы друг от друга. Суммарная полнота возрастает,

когда превышающие ЭДУ значения новой переменной сопутствуют зна-

чениям прежних переменных ниже их ЭДУ. Если превышения ЭДУ новой

переменной совпадают с превышениями ЭДУ старыми переменными, то

суммарная полнота никак на меняется. Назовем существенностью пе-

ременной 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 пере-

менной вычисляли существенность, т.е. увеличение суммарной полно-

ты набора переменных при добавлении к нему данной переменной.

Для всех гидрохимических характеристик анализировали влияние

на биоту как среднегодовых, так и экстремальных значений (мини-

мальных для растворенного кислорода и максимальных для всех ос-

тальных переменных) с 1978 по 1990 г.

Для взвешенных веществ использовали относительные величины в

виде отношения абсолютного значения переменной к среднемноголет-

нему для данного створа значению. Выбор этой относительной харак-

теристики объясняется ее явной "створоспецифичностью". Остальные

переменные участвовали в анализе в виде своих абсолютных значе-

ний.

Для концентрации основных биогенных элементов (нитратов, ам-

мония, фосфора, сульфатов, магния, железа, кальция, марганца) до-

пустимые границы искали как в области высоких, так и низких (ли-

митирование 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 неблагополу-

чия. 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 благополуч-

ным и неблагополучным состоянием;

- некоторые экспертные соображения о способности или неспо-

собности данного фактора среды влиять на экологическое состояние

планктона, перифитона или бентоса.

4. Формирование сценария факторов среды, нарушающих экологи-

ческое благополучие исследуемого объекта, на интересующий иссле-

дователя период. Для этого были взяты не использованные при рас-

четах ЭДУ значения абиотичесих факторов в водных объектах Нижнего

Дона за 1991 г.

5. Сравнение значений факторов из сценария с их ЭДУ. Предс-

казание состояния экосистемы по правилу: состояние объекта небла-

гополучно, если значение хотя бы одного из факторов сценария вы-

ходит за пределы ЭДУ этого фактора; состояние благополучно, если

значения всех факторов сценария находятся в пределах ЭДУ.

Для планктона и перифитона значимыми факторами экологическо-

го неблагополучия оказались максимальная концентрация γ-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 кон-

центрация цинка (0.01 мг/л), максимальная концентрация α-ГХЦГ

(0.025 мкг/л), максимальная и среднегодовая концентрации γ-ГХЦГ

(соответственно 0.039 и 0.011 мкг/л), максимальная и среднегодо-

вая 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 фак-

торов в прогнозируемом году по всем створам наблюдения. Рядом с

прогнозируемыми оценками экологического состояния (благополучие

или неблагополучие) приведены реальные оценки, полученные по дан-

ным 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 пере-

менной из набора, а суммарная полнота набора есть доля наблюде-

ний, где ЭДУ превышено хотя бы для одной переменной, среди всех

неблагополучных наблюдений. Низкая суммарная полнота означает,

что основные причины экологического неблагополучия лежат вне исс-

ледованного набора факторов. Суммарные точность и полнота предс-

казания 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 пол-

нота для планктона и перифитона, вероятно, связана с отсутствием

в 1991 г. данных по водности и температуре, которые были в числе

значимых переменных.

Результаты экологического прогнозирования показывают, что в

подавляющем большинстве случаев предсказанное путем сопоставления

ЭДУ и реальных значений значимых факторов экологическое неблаго-

получие водных объектов реализуется на практике. Поэтому можно

говорить о чрезвычайно высокой эффективности экологического прог-

ноза.

При этом необходимо отметить, что вся концептуальная и тех-

ническая тяжесть применения метода биотического прогноза выпадает

на долю формирования банка данных, диагностики состояния экосис-

тем и расчета ЭДУ. Следует заметить, что формирование банка дан-

ных, диагностика состояний и нормирование по ЭДУ проводятся не

специально для целей прогноза, а независимо от них, как самостоя-

тельные 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 нормаль-

ного функционирования экосистемы в пространстве факторов среды

однажды вычислена, то впоследствии она рутинно используется для

получения многочисленных прогнозов по различным вариантам сцена-

риев.

биологическим показателям). Обнинск: ВНИИГМИ-МЦД, 1978-1991.