Структура зоопланктонних угруповань як індикатор екологічного стану водних екосистем в умовах антропогенного впливу

Реферат на тему:

Структура зоопланктонних угруповань як індикатор екологічного стану водних екосистем в умовах антропогенного впливу.

В останні десятиріччя відбулось суттєве переосмислення ідеї та крута зміна стратегії і тактики раціонального і екологічно обгрунтованого природокористування та охорони навколишнього середовища. На природні водойми перестали дивитись тільки з точки зору їх соціальної (економічної) цінності, тобто їх придатності для забезпечення сучасного рівня суспільного виробництва, а зрозуміли абсолютну необхідність врахування і збереження їх біосферної (екологічної, неекономічної) цінності як самодостатніх і неповторних компонентів біосфери та елементів середовища існування людини. Відповідно до цієї нової точки зору поступово починає застарівати поняття «якості води», тобто, по ГОСТу, «характеристики складу і властивостей води, що визначають придатність її для конкретних видів водокористування». В наш час все більш поширеним і провідним стає поняття «якості середовища», яке визначається як «ступінь відповідності природних умов потребам людей або інших живих організмів» (Максимов, 1991, Реймерс, Яблоков, 1982). Якщо під природними умовами розуміти всю сукупність абіотичних і біотичних факторів, то поняття «якість середовища» стає ідентичним поняттю «стан екосистеми».

З розвитком цих поглядів в системі контролю за якістю природних вод поступово відбувається серйозна зміна пріоритетів та методологічних підходів, а саме, контроль за якістю води поступово починає поєднуватися з контролем за якістю середовища або станом водних екосистем. Так само відбувається і зміна акцентів в методичних підходах, а саме, разом з хімічними методами та методами біологічної індикації за допомогою індикаторних видів все ширше починають застосовуватись методи екологічної індикації, в основу яких покладено принцип використання індикаторних угруповань — ценозів і біоценозів, які є більш тонкими і надійними індикаторними інструментами, ніж окремі види (Брагинский, Величко, Щербань, 1987, Чуйков, 1975). Це зрозуміло, тому що ієрархічність структурної організації живих систем зумовлює наявнісь різних рівнів реагування на зовнішні дії - від генного і молекулярного до біоценотичного і екосистемного. Системи більш високих рівнів об'єднують в єдине ціле системи всіх нижчих рівнів, а також регулюють і коригують процеси і перебудови, що відбуваються на нижчих рівнях, та в свою чергу коригуються ще вищими рівнями, аж до космічного (Брагінський, 1995).

Зміна методичних підходів відбувається ще і тому, що стосовно деяких груп гідробіонтів, зокрема зоопланктонтів, метод біоіндикації має багато недоліків, причому багатьма дослідниками відмічалось не тільки неспівпадання результатів оцінки за біологічними показниками з результатами хімічних аналізів, але і приведення до зовсім неправильних висновків (Дзюбан, Кузнецова, 1981, Макрушин, Кутикова, 1976).

Суть методу екологічної індикації полягає в тому, що оцінка екологічного стану гідроекосистеми в умовах антропогенного впливу проводиться на основі результатів глибокого і всебічного екологічного аналізу різних угруповань гідробіонтів, які утворюють біотичну складову екосистеми. Цей аналіз грунтується на дослідженні найрізноманітніших якісних і кількісних структурних і функціональних параметрів конкретного угруповання та їх динаміки в певному просторі або за певний проміжок часу. Розроблена давно і детально схема екологічного аналізу, що до цього часу широко застосовувалась для розв’язання безлічі загальногідробіологічних питань, тепер в новій інтерпретації починає слугувати вирішенню складних екологічних проблем (Брагінський, Олексів, Тираспольський, 1995).

З розвитком цього напрямку гідробіологічних досліджень постало питання визначення «поганого» або «неблагополучного» і «хорошого» або «благополучного» в екологічному (біосферному) плані стану гідроекосистеми, що перебуває в умовах сучасного потужного комплексного антропогенного пресу. Під погіршенням стану екосистеми мається на увазі відхилення від стану екологічного оптимуму або екологічного благополуччя та перехід до стану екологічного екстремуму, інакше кажучи, екстремізація її стану. Процес екологічної екстремізації можна уявити протилежним процесу екологічної сукцесії або еволюції гідроекосистеми (Константинов, 1981). Як відомо, під час екологічної сукцесії відбувається досягнення гармонії між абіотичним і біотичним компонентами водної екосистеми (досягнення «відповідності … потребам»), а також всередині самої біоти. Кінцевим результатом сукцесійного процесу є утворення термінальних клімаксних цілісних, складноорганізованих, стабільних біоценотичних сукупностей, що на енергетичному рівні проявляється в припаданні на одиницю потоку енергії максимальної біомаси та максимальної кількості позитивних міжпопуляційних зв’язків. Відповідно, результатом екстремізаційних процесів є деградація, дезорганізація і дестабілізація як водної екосистеми в цілому, так і її живого компоненту.

Зоопланктон вже давно і досить успішно використовується дослідниками в якості індикаторної спільноти для оцінки стану гідроекосистем (Андроникова, 1989, Брагинский, Величко, Щербань, 1987, Ялинська, Олексів, Думич, 1995, Иванова, 1976, Поливанная, Сергеева, 1978). Дослідженнями встановлено, що при погіршенні стану середовища в результаті порушуючих та збурюючих антропогенних дій в зоопланктоні можуть відбуватись такі якісні і кількісні зміни структурної організації, як: 1) зменшення загальної кількості видів спільноти, причому за рахунок видів з організмами великих розмірів і з довгими і складними життєвими циклами (K-стратегів) та за рахунок менш резистентних стенобіонтних ендемічних видів- 2) відповідна зміна видів домінуючого комплексу- 3) зниження загальних чисельності і біомаси- 4) перехід від політа мезодомінантності до олігодомінантності- 5) зменшення частки гіллястовусих ракоподібних та збільшення часток ротаторій і веслоногих ракоподібних- 6) збільшенні частки хижаків та зменшення частки фільтраторів, фільтраторів-збирачів і збирачів- 7) зменшення видового різноманіттятакож можуть виникати аномалії просторового розподілу та аномальний хід сезонної і інших типів динаміки кількісного розвитку угруповання. Правда, багато авторів підкреслює, що тлумачити отримані результати досліджень нерідко буває досить складно і важко, оскільки в реальності має місце поєднання дії кількох антропогенних факторів з дією безлічі природних чинників і розмежувати їх наслідки буває проблематично, а іноді неможливо.

Нами було проведено екологічний аналіз пелагічних зоопланктоценозів руслової ділянки верхньої частини Канівського водоймища для оцінки екологічного стану його гідроекосистеми, що перебуває в умовах багатофакторного антропогенного впливу, обумовленого як промисловими та комунально-побутовими стоками м. Києва, так і стоком ряду бокових притоків р. Дніпра (річок Десни і Либіді та Сирецького струмка). Матеріалами для написання роботи стали кількісні збори зоопланктону, проведені влітку 1997 року, на ряді станцій руслової ділянки: ст. 1 — Київський водозабір, ст. 2 — нижче гирла Десни, ст. 3 — вище Вовкуватої затоки, в яку впадає Сирецький струмок, ст. 4 — навпроти затоки, ст. 5 — нижче затоки, ст. 6 — вище гирла Либіді, ст. 7 — нижче гирла. В якості критеріїв оцінки стану водної екосистеми було використано ряд якісних і кількісних структурних характеристик зоопланктону як абсолютних, так і відносних (таблиця).

Якісний склад зоопланктонних ценозів на всіх станціях (за винятком ст. 4 та частково ст. 5, про які далі) був схожим — кількість видів, домінуючі види та домінуючі систематичні групи були майже одні і ті ж самі. По всій довжині ділянки домінували (з врахуванням того, що на кожній станції до групи домінантів були віднесені три перших види з найбільшою біомасою), утворюючи різні сполучення між собою, Asplanchna priodonta, Brachionus calyciflorus, B. angularis, Scapholeberis mucronata, Bosmina longirostris, Corniger maeoticus, Acanthocyclops vernalis, Heterocope caspia. Слід підкреслити, що в складі домінуючого комплексу видів були присутні особливо вимогливі до якості середовища представники каспійського комплексу C. maeoticus і H.caspia. Домінуючими серед основних систематичних груп були веслоногі ракоподібні Copepoda. Фауністична схожість Таблиця. Структурна характеристика пелагічного зоопланктону на різних станціях руслової ділянки верхньої частини Канівського водосховища влітку 1997 р.

зоопланктону (за індексом Жаккара J) кожної станції з рештою була досить великою, причому ступінь схожості всюди був майже однаковим.

Кількісний розвиток зоопланктону на всіх станціях був подібним, а виявлені коливання загальної чисельності і біомаси знаходились в межах природних флуктуацій. Ступінь переважання копепод над рештою основних систематичних груп та відповідно процентні співвідношення між групами за біомасою були досить подібними. За кількісною структурою зоопланктонні угруповання були мезоміксними або мезодомінантними, про що свідчать частки першого і другого домінанта в загальній біомасі. Також дуже близькими за величиною були процентні співвідношення Cladocera і Copepoda за чисельністю. Застосування цього показника грунтується на тому факті, що різні зоопланктонти в силу їх біології мають різний ступінь резистентності до негативних зовнішніх дій. Кладоцери за способом живлення є первинними або вторинними фільтраторами, здатними швидко накопичувати як розчинені, так і завислі шкідливі речовини в концентраціях, що в багато разів перевищують їх вміст в навколиньому середовищі, і тому є однією з найбільш вразливих груп зоопланктонтів. На відміну від кладоцер копеподи, зокрема циклопоїди, мають високий ступінь стійкості до забруднень в силу властивого їм хижого способу живлення та завдяки наявності щільного хітинового покриву. Ротаторії швидко і адекватно реагують на присутність забруднюючих речовин коливаннями своєї кількості.

Видове різноманіття (за індексом Шеннона H) як інтегральний показник стану спільноти було досить великим і також майже однаковим на всіх станціях. Інформаційний індекс Шеннона, який в першому наближенні є критерієм оцінки ступеня стійкості та рівня екологічного благополуччя екосистеми, здавна є улюбленим інструментом екологів. Але в останній час його застосовують більш обережно. Переважати стала та точка зору, згідно з якою видове різноманіття угруповання відповідає його складності і структурованості, але не відображає його стабільності: зв’язок різноманіття зі стабільністю більш складний і нефункціональний. З’явилась навіть крайня точка зору, за якою концепція видового різноманіття являє собою «суміш неадекватних емпіричних даних та цікавих теоретичних спекуляцій» (Песенко, 1982). Крім того, з часом при застосуванні індекса Шеннона стали впевнюватись в його невисокій чутливості, причина чого, зокрема, криється в його математичній конструкції (Константинов, 1981).

Виразним винятком на дослідженій ділянці була станція 4 навпроти Вовкуватої затоки, зоопланктонний ценоз якої відрізнявся від ценозів решти станцій за багатьма показниками (див. таблицю). На цій станції значно збільшилась кількість видів, причому таксономічна схожість з рештою станцій тут була трохи меншою, ніж всюди. Частка гіллястовусих ракоподібних в процентному співвідношенні між групами за біомасою була більшою, за кількісною структурою зоопланктонне угруповання стало поліміксним або полідомінантним та значно підвищилось його видове різноманіття. Такі перебудови в зоопланктоні відбулись внаслідок того, що на цій ділянці водосховища гідрологічний режим має ряд особливостей, найголовнішою з яких є різкі добові коливання рівня води та швидкості течії, що спричинюються регулярними скидами водних мас з Київського водоймища в зв’язку з роботою Київської ГЕС (так званими, «попусками»). Завдяки цим коливанням між основним руслом та Вовкуватою затокою здійснюється щоденний кількаразовий водообмін. Дніпровська вода заходить у затоку, зарослу зануреною вищою водяною рослинністю (рдесники, кушір) та рослинністю з плаваючим листям (латаття), промиває її та виносить з неї на руслову ділянку фітофільний зоопланктон, який змішується з пелагічним і надає йому вищеописані риси.

Таким чином, на основі результатів екологічного аналізу пелагічного зоопланктону руслової ділянки верхньої частини Канівського водоймища, що перебуває в умовах багатофакторного антропогенного впливу, можна зробити висновок про те, що стан екосистеми дослідженої ділянки водоймища задовільний. Це можна пояснити, зокрема, тим, що коливання рівня води та швидкості течії, сприяючи процесам самоочищення від різних антропогенних забруднень, справляють безсумнівний позитивний, оздоровлюючий ефект на екосистему водосховища та покращують її екологічний стан (Оксиюк, Тимченко, Давыдов и др., 1999).

Список литератури.

1. Андроникова И. Н. Структурно-функциональная организация зоопланктона озерных экосистем разных трофических типов: Автореф. дис…докт.биол.наук.- Л., 1989. 39с. 2. Брагінський Л.П. Теоретичні передумови (загальні концепції токсикологічної гідроекології) // Гідроекологічна токсикометрія та біоіндикація забруднень. — Львів: Світ, 1995. С.7−39. 3. Брагинский Л. П., Величко И. М., Щербань Э. П. Пресноводный планктон в токсической среде.- Киев: Наук. думка, 1987. 179с. 4. Брагінський Л.П., Олексів І.Т., Тираспольський А. С. Використання комп’ютерної графіки для вирішення завдань моніторингу забруднених вод // Гідроекологічна токсикометрія та біоіндикація забруднень. — Львів: Світ, 1995. С.131−144. 5. Дзюбан Н. А., Кузнецова С. П. О гидробиологическом контроле качества воды по зоопланктону // Научные основы контроля качества вод по гидробиологическим показателям: Тр.Всесоюз.конф., Москва, 1−3 нояб.1978 г.- Л.: Гидрометеоиздат, 1981. С.160−166. 6. Иванова М. Б. Влияние загрязнения на планктонных ракообразных и возможность их использования для определения степени загрязнения рек // Методы биологического анализа пресных вод.- Л., 1976. С.68−80. 7. Константинов А. С. Оценка и индикация состояния водных экосистем в условиях антропогенного воздействия // Научные основы контроля качества вод по гидробиологическим показателям: Тр.Всесоюз.конф., Москва, 1−3 нояб.1978 г.- Л.: Гидрометеоиздат, 1981. С.75−89. 8. Макрушин А. В., Кутикова Л. А. Сравнительная оценка методов Пантле и Букка в модификации Сладечека и Зелинки и Марвана для определения степени загрязнения по зоопланктону // Методы биологического анализа пресных вод.- Л., 1976. С.90−94. 9. Максимов В. Н. Проблемы комплексной оценки качества природных вод (экологические аспекты) // Гидробиол.журн.- 1991. 27, № 3. С.8−13. 10. Оксиюк О. П., Тимченко В. М., Давыдов О. А. и др. Состояние экосистемы Киевского участка Каневского водохранилища и пути его регулирования.- Киев, 1999. 60с. 11. Песенко Ю. А. Принципы и методы количественного анализа в фаунистических исследованиях.- М.: Наука, 1982. 288с. 12. Поливанная М. Ф., Сергеева О. А. Об использовании организмов зоопланктона в биоиндикации качества воды // Гидробиол.журн.- 1978. 14, № 3. С.48−53. 13. Реймерс Н. Ф., Яблоков А. В. Словарь терминов и понятий, связанных с охраной живой природы.- М.: Наука, 1982. 145с. 14. Чуйков Ю. С. Задачи и принципы биологического анализа степени загрязнения водоемов // Гидробиол.журн.- 1975. 11, № 5. С.111−118. 15. Ялинська Н. С., Олексів І.Т., Думич О. Я. Зоопланктонні ценози як індикатор забруднення і токсичності водного середовища // Гідроекологічна токсикометрія та біоіндикація забруднень. — Львів: Світ, 1995. С.381−395.