Связь структуры макрозообентоса с гидрохимическими показателями в реках разного порядка бассейна Немана
- Authors: Семенченко В.П.1, Корнеев В.Н.2, Мороз М.Д.1, Тищиков Г.М.2
-
Affiliations:
- Научно-практический центр НАН Беларуси по биоресурсам
- Центральный научно-исследовательский институт комплексного использования водных ресурсов
- Issue: Vol 51, No 3 (2024)
- Pages: 330-335
- Section: ГИДРОХИМИЯ, ГИДРОБИОЛОГИЯ, ЭКОЛОГИЧЕСКИЕ АСПЕКТЫ
- URL: https://journals.eco-vector.com/0321-0596/article/view/659945
- DOI: https://doi.org/10.31857/S0321059624030093
- EDN: https://elibrary.ru/AUGLII
- ID: 659945
Cite item
Full Text
Abstract
Проанализирована связь между гидрохимическими и структурными показателями сообщества макрозообентоса, включая биотические индексы, для рек бассейна Немана в весенний и летний периоды. Перечень гидрохимических показателей включал рН, концентрацию растворенного кислорода, содержание ионов аммонийного и нитратного азота, растворенного фосфора и тяжелых металлов. Установлена тесная корреляционная связь между структурными показателями макрозообентоса и гидрохимическим составом воды, она четко выражена для летнего периода. Максимальные величины коэффициентов корреляции получены для связи доли ЕРТ и доли олигосапробных видов в общей численности макрозообентоса. Связь общего числа видов макрозообентоса с гидрохимическими показателями оказалась недостоверной. Подчеркивается важность мультиметрического подхода, учитывающего как гидробиологические, так и гидрохимические показатели.
Full Text
ВВЕДЕНИЕ
Водные беспозвоночные, в частности макрозообентос, – основные биоиндикаторы при оценке экологического статуса поверхностных вод, поскольку аккумулируют различные токсические вещества, биогенные элементы, а также реагируют на изменения среды обитания, вызванные гидроморфологическими процессами [4, 6, 17].
Несмотря на ряд исследований по разработке разного рода биотических индексов с учетом сообщества макрозообентоса, связь структурных показателей сообщества с гидрохимическими данными слабо исследована. Следует отметить, что в отличие от гидрохимических величин, которые характеризуют качество воды в момент отбора проб, макрозообентос реагирует с запаздыванием, что отражает длительное воздействие различного рода факторов.
Определение связи структурных показателей сообщества макрозообентоса с гидрохимическими данными имеет чисто практическое значение. Во-первых – это составная часть мониторинга, результаты которого могут быть использованы при управлении водными ресурсами [11]. Во-вторых, в настоящее время широко используется установка автоматических станций или сходного оборудования для определения различных гидрохимических величин или в режиме реального времени, или с затратой небольшого времени для измерения (“high-frequency water quality measurements”) [5]. В связи с этим определение гидрохимических показателей, которые в наибольшей степени отражают воздействие на макрозообентос, как индикаторов качества воды – одна из приоритетных задач при установке автоматических станций.
Цель данной работы – анализ связи структурных показателей сообщества макрозообентоса, включая биотические индексы, с гидрохимическими данными для рек разного порядка бассейна р. Неман, находящихся при различной степени антропогенной нагрузки, для выделения наиболее информативных из них.
МАТЕРИАЛ И МЕТОДЫ
Исследования проведены в весенний и летний периоды на створах рек бассейна Немана (рис. 1). Следует отметить, что на р. Неман выше г. Гродно построена плотина Гродненской гидроэлектростанции, в результате этого образовалось водохранилище руслового типа.
Рис. 1. Створы отбора проб на реках бассейна Немана (1 – р. Неман; 53.761538 с.ш.; 23.81058 ю.д.); 2 – р. Неман; 53.6395 с.ш.; 23.9822 ю.д.); 3 – р. Котра (53.5621 с.ш.; 24.0770 ю.д); 4 – р. Скиделянка (53.6065 с.ш.; 24.2255 ю.д.); 5 – р. Неман (53.5128 с.ш.; 24.0755 ю.д.); 6 – р. Неман (53.4723 с.ш.; 24.2403 ю.д.); 7 – р. Щара (53.1176 с.ш.; 25.3000 ю.д.); 8 – р. Неман (53.8650 с.ш.; 25.7462 ю.д.); 9 – р. Неман (53.6714 с.ш.; 25.4432 ю.д.); 10 – р. Берестовичанка (53.1884 с.ш.; 23.9572 ю.д.)
Исследованные реки в течение длительного времени испытывают значительный антропогенный пресс, в основном вызванный сбросом различного рода загрязняющих веществ из очистных сооружений.
Перечень гидрохимических показателей для анализа следующий: содержание растворенного кислорода, рН, БПК5, аммонийный и нитратный азот, растворенный фосфор, ионы меди и цинка. Концентрация тяжелых металлов (марганец, хром, никель), а также содержание нефтепродуктов и СПАВ в большинстве случаев соответствовало классу 1 качества воды.
Методика определения гидрохимических показателей была следующей:
– растворенный кислород – HI9143 (HANNA Instruments);
– рН – HI98108 (HANNA Instruments);
– БПК5 – флуориметрический метод;
– аммонийный азот – спектрометрический;
– нитратный азот – система капиллярного электрофореза;
– растворенный фосфор – флуориметрический метод;
– ионы меди, цинка и других металлов – метод атомной адсорбционной спектрометрии.
Также определялась концентрация синтетических поверхностно активных веществ (СПАВ) и нефтепродуктов.
Для расчета структурных показателей сообщества макрозообентоса и биотических индексов использован пакет программ ASTERICS 4.04.
Для оценки связи гидрохимических показателей со структурой сообщества макрозообентоса использован регрессионный и корреляционный анализ. Полученные величины структурных показателей в случае нелинейных связей трансформированы в logх+1.
РЕЗУЛЬТАТЫ
Гидрохимические показатели
В табл. 1 приведены данные по гидрохимическим показателям, полученным в весенний и летний периоды. В весенний период для большинства исследованных створов они менялись в относительно небольших пределах. Исключение – створ 7 на р. Щаре, где отмечено низкое содержание растворенного кислорода, а также створ 10, где наблюдалась высокая концентрация аммонийного азота. Для большинства створов величины БПК5 были относительно невысоки. Содержание СПАВ и нефтепродуктов было в пределах 0.025–0.055 и <0.005 мг/л.
Таблица 1. Гидрохимические показатели для исследованных створов в весенний и летний периоды (числитель – весенний период, знаменатель – летний период)
Показатель | Створ 1 | Створ 2 | Створ 3 | Створ 4 | Створ 5 | Створ 6 | Створ 7 | Створ 8 | Створ 9 | Створ 10 |
T, °C | 15.9 24.8 | 15.4 25.1 | 14.7 22.3 | 13.7 18.8 | – 22.8 | 17.1 23.2 | 13.4 21.3 | 12.7 21.6 | 12 22.6 | 13 18.8 |
О2, мг/л | 9.4 3.8 | 9.3 2.9 | 10.5 2.9 | 6.9 5.3 | – 11.2 | 8.3 8.5 | 3.4 7.6 | 5.8 9.2 | 7 6.8 | 11.3 1.3 |
pH | 8.9 6.8 | 8.9 6.9 | 8.2 6.9 | 8.1 7.1 | – 7.7 | 8.4 7.8 | 7.7 7.4 | 8.2 7.9 | 8.2 7.8 | 7.8 7.0 |
БПК5 | 5.4 4.7 | 3.2 4.4 | 4.0 9.3 | 5.9 3.6 | 5.6 5.6 | 5.7 5.1 | 2.6 9.3 | 4.6 9.1 | 3.3 9.3 | 3.0 8.6 |
NH4+,мг/л | 0.668 0.338 | 0.033 0.256 | 0.058 0.069 | 0.062 0.067 | 0.024 0.02 | 0.017 0.017 | 0.099 0.069 | 0.019 0.198 | 0.013 0.069 | 1.34 0.963 |
NO3–, мг/л | 0.116 0.278 | 0.13 0.129 | 1.32 0.51 | 2.29 1.18 | 0.104 0.067 | 0.048 0.067 | 1.71 0.51 | 0.6 0.428 | 0.76 0.51 | 1.56 3.5 |
РО4–, мг/л | 0.027 0.087 | 0.026 0.089 | 0.05 0.023 | 0.15 0.15 | 0.013 0.01 | 0.027 0.012 | 0.07 0.023 | 0.015 0.045 | 0.017 0.023 | 0.6 0.41 |
Cu, мг/л | 0.003 <0.001 | 0.006 <0.001 | 0.0036 <0.001 | 0.0038 <0.001 | 0.0057 <0.001 | 0.0064 <0.001 | 0.0048 <0.001 | 0.0031 1<0.001 | 0.0057 <0.001 | 0.004 0.0049 |
Zn, мг/л | 0.009 0.0195 | 0.0121 0.0162 | 0.0188 0.0048 | 0.0082 0.0064 | 0.005 0.0079 | 0.0128 0.0094 | 0.0113 0.0103 | 0.0062 0.0162 | 0.0123 0.0048 | 0.0107 0.013 |
Ситуация значительно изменилась в летний период. На ряде створов наблюдался дефицит растворенного кислорода, снизилась величина рН, увеличились концентрации фосфата иона, цинка, величина БПК5.
Концентрация СПАВ менялась в пределах 0.025–0.039 мг/л, а нефтепродуктов – 0.009–0.02 мг/л.
Эта ситуация связана с уменьшением скорости течения и расхода воды на изученных створах в летний период. Так, в р. Скиделянке (створ 4) скорость расхода воды уменьшилась в 1.3, а в р. Берестовичанке (створ 10) – в 1.2 раза. Это приводит к снижению разбавления загрязняющих веществ и, соответственно, концентрации растворенного кислорода.
С учетом значительных изменений гидрохимии в летний период дальнейшие расчеты уравнений регрессии и коэффициентов корреляции гидробиологических показателей с гидрохимическими были основаны на данных для этого времени года.
Гидробиологические показатели
В основу расчетов положены следующие структурные характеристики сообщества макрозообентоса:
– число видов n;
– численность N;
– доля ЕРТ (Ephemeroptera+Plecoptera+Trichoptera) в общей численности макрозообентоса;
– доля олигосапробных видов в общей численности макрозообентоса (% олиго) [13];
– индекс Зелинки–Марвана (Индекс З–М) [20];
– индекс BMWP (Biological Monitoring Working Party) [10];
– индекс Шеннона.
Численность макрозообентоса колебалась в широких пределах, достигая максимума на створах с высоким уровнем загрязнения (рис. 2).
Рис. 2. Численность N макрозообентоса на изученных створах в летний период
Это вызвано массовым развитием нескольких устойчивых к загрязнению видов. Так, максимальная численность в створах 9 и 10 в основном связана с двумя видами: моллюском Viviparus viviparus на створе 9 (30% общей численности) и Asselus aquaticus на створе 10 (70% общей численности).
Величины структурных показателей сообщества макрозообентоса и биотические индексы на исследованных створах менялись в широких пределах (табл. 2).
Таблица 2. Величины структурных показателей сообщества макрозообентоса и биотические индексы в летний период на исследованных створах
№ створа | N | % ЕРТ | % олиго | Индекс З–М | Индекс BMWP | Индекс Шеннона |
1 | 38 | 5.59 | 3.58 | 2.49 | 97 | 3.07 |
2 | 38 | 13.90 | 7.09 | 2.18 | 75 | 2.78 |
3 | 45 | 29.05 | 12.00 | 2.34 | 107 | 2.79 |
4 | 17 | 22.00 | 4.46 | 2.16 | 59 | 2.20 |
5 | 30 | 27.30 | 14.39 | 2.02 | 130 | 1.72 |
6 | 40 | 60.06 | 9.31 | 2.25 | 91 | 3.18 |
7 | 51 | 28.85 | 8.27 | 2.37 | 121 | 2.71 |
8 | 41 | 31.46 | 12.04 | 2.23 | 164 | 2.49 |
9 | 47 | 31.22 | 9.86 | 2.10 | 142 | 2.74 |
10 | 30 | 0.29 | 0.64 | 2.78 | 79 | 0.97 |
Максимальные значения индекса Шеннона и доли (%) ЕРТ получены для створа 8, который не подвергался антропогенному загрязнению, а минимальные значения – для створов 4 и 10, где наблюдался дефицит кислорода.
С использованием структурных показателей сообщества макрозообентоса и результатов гидрохимического анализа рассчитаны соответствующие уравнения регрессии и величины коэффициентов корреляции между структурными показателями и гидрохимией (табл. 3).
Таблица 3. Коэффициенты корреляции между структурными показателями сообщества макрозообентоса и гидрохимией (н.д. – недостоверно)
Показатель | Индекс З–М | Индекс Шеннона | BMWP | % олиго- | EPT | Число видов |
О2, мг/л | –0.565 | 0.459 | 0.534 | 0.65 | 0.839 | 0.22 |
н.д. | * | * | ** | ** | н.д. | |
рН | 0.583 | 0.067 | 0.701 | 0.64 | 0.699 | 0.214 |
* | н.д. | ** | ** | ** | н.д. | |
РО4–, мг/л | 0.81 | –0.71 | –0.503 | –0.914 | –0.909 | –0.39 |
** | ** | * | ** | ** | н.д. | |
NH4+, мг/л | 0.834 | –0.724 | –0.264 | –0.899 | –0.968 | –0.195 |
** | ** | н.д. | ** | ** | н.д. | |
NO3–, мг/л | 0.813 | –0.811 | –0.181 | –0.84 | –0.891 | –0.129 |
** | ** | н.д. | * | ** | н.д. |
* При р < 0.05.
** При р < 0.01.
Для ряда структурных показателей и биотических индексов получены достоверные коэффициенты корреляции с гидрохимическим составом воды.
Связь структурных показателей с концентрацией ионов меди, цинка и БПК5 оказалась статистически недостоверной.
ОБСУЖДЕНИЕ
Использование структурных показателей сообщества макрозообентоса как метрик для оценки экологического качества воды широко распространено в работах Агенства по защите окружающей среды США (USЕРА) [4] и в Европейской водной рамочной директиве [17]. При этом подчеркивается важность мультиметрического подхода с использованием как гидробиологических (доля таксономических групп в общей численности, биотические индексы и др.), так и гидрохимических показателей [7].
Один из наиболее широко распространенных индексов на основе видового богатства – ЕРТ Index. В расчетах в настоящей работе использована доля (%) видов ЕРТ в общей численности макрозообентоса. Аналогично рассчитана доля олигосапробных видов в общей численности макрозообентоса.
Кроме структурных показателей макрозообентоса есть ряд биотических индексов, в частности индекс BMWP [10], который широко используется в странах Европы и имеет ряд модификаций [3], и др. Индекс З–М [15, 20] до сих пор используется в ряде стран Восточной Европы [13, 14] и в основном показывает степень органического загрязнения.
Для доли ЕРТ и видов, приуроченных к олигосапробным условиям, получены максимальные значения коэффициентов корреляции с гидрохимическими величинами. Cвязь общего числа видов макрозообентоса с гидрохимией оказалась статистически недостоверной, в то время как для индекса Шеннона получен ряд достоверных значений коэффициентов корреляции. Наименьшие коэффициенты корреляции получены для связи структурных показателей макрозообентоса с концентрациями нитратного и аммонийного азота, а также с рН среды. По данным Д.М. Безматерных [2], достоверная отрицательная корреляция числа видов макрозообентоса умеренно загрязненной р. Барнаулки получена только с ионом нитратного азота.
Несколько неожиданной оказалась более тесная корреляционная связь индекса З–М, чем BMWP, с гидрохимическими величинами. Возможно, это объясняется тем, что исследованные створы на реках подвергались сильному антропогенному прессу, в частности сбросу вод с очистных сооружений, содержащих органические вещества, за исключением створа 8, который можно рассматривать как эталонный.
В целом, связь структурных показателей макрозообентоса с гидрохимическими показателями во многих случаях оказалась достаточно жесткой, о чем свидетельствуют высокие уровни значимости, которые в большинстве случаев <0.01. Это свидетельствует о важности мультиметрического подхода к оценке экологического состояния водного объекта в условиях антропогенного пресса.
При анализе данных по створам на р. Неман четко прослеживается нарушение принципа речного континуума. Так, максимальные значения большинства структурных показателей получены для створа 8, находящегося в верхней части реки, а минимальные – для створов 1 и 6, расположенных ниже по течению и подвергающихся антропогенному загрязнению.
Следует учитывать тот факт, что существует косвенное влияние температуры, рН и других факторов на полученные регрессионные зависимости. Так, увеличение рН приводит к усилению влияния аммонийного азота на живые организмы, особенно при повышенной температуре [18]. Снижение количества растворенного кислорода и повышение температуры влияют на процесс нитрификации [16]. При разрушении СПАВ увеличивается концентрация растворенного фосфора, особенно при повышенной температуре [19]. В связи с этим возможны как синергический эффект воздействия различных факторов на полученные регрессионные связи [1, 8, 12], так и косвенное влияние какого-либо из изученных факторов [9].
ЗАКЛЮЧЕНИЕ
В условиях высокого антропогенного пресса на реки бассейна Немана, вызванного сбросом сточных вод, наблюдается тесная корреляционная связь между структурными показателями макрозообентоса с гидрохимическим составом воды, которая четко выражена для летнего периода. Максимальные величины коэффициентов корреляции получены для связи доли ЕРТ и доли олигосапробных видов в общей численности макрозообентоса. В то же время связь общего числа видов макрозообентоса с гидрохимическими показателями оказалась недостоверной. Полученные данные – основа для определения перечня гидробиологических и гидрохимических показателей как в системе мониторинга экологического состояния рек, так и для контроля. Одной из проблем при оценке воздействия гидрохимических показателей на структуру макрозообентоса может быть синергический эффект различных факторов.
Авторы выражают признательность В. Вежновцу и Д. Куницкому (НПЦ НАН Беларуси по биоресурсам) за оказанную помощь в сборе полевого материала, а также анонимным рецензентам за их комментарии и предложения по улучшению текста статьи.
About the authors
В. П. Семенченко
Научно-практический центр НАН Беларуси по биоресурсам
Author for correspondence.
Email: semenchenko57@mail.ru
Belarus, Минск
В. Н. Корнеев
Центральный научно-исследовательский институт комплексного использования водных ресурсов
Email: semenchenko57@mail.ru
Belarus, Минск
М. Д. Мороз
Научно-практический центр НАН Беларуси по биоресурсам
Email: semenchenko57@mail.ru
Belarus, Минск
Г. М. Тищиков
Центральный научно-исследовательский институт комплексного использования водных ресурсов
Email: semenchenko57@mail.ru
Russian Federation, Минск
References
- Остроумов С.А. Опасность двухуровневого синергизма при синэкологическом суммировании антропогенных воздействий // ДАН. 2001. Т. 380. № 6. С. 847–849.
- Безматерных Д.М. Влияние антропогенного загрязнения на структуру макрозообентоса реки Барнаулки (бассейн верхней Оби) // Вод. ресурсы. 2018. Т. 45 (1). С. 52–61.
- Семенченко В.П., Разлуцкий В.И. Экологическое качество поверхностных вод. Минск: Беларуская навука, 2011. 329 с.
- Barbour M.T., Gerritsen J., Snyder B.D., Stribling J.B. Rapid Bioassessment Protocols for Use in Streams and Wadeable Rivers: Periphyton, Benthic Macroinvertebrates and Fish. Washington, D.C.: Ed. U.S. Environ. Protection Agency, 1999. 337 р.
- Bieroza M., Benisch J., Benisch J. at al. Advances in Catchment Science, Hydrochemistry, and Aquatic Ecology Enabled by High-Frequency Water Quality Measurements // Environ. Sci. Technol. 2023. V. 57 (12). Р. 4701–4719.
- Birk S., Bonne W., Borja A. et al. Three hundred ways to assess Europe’s surface waters: an almost complete overview of biological methods to implement the Water Framework Directive // Ecol. Indicators. 2012. V. 18. Р. 31–41.
- Camargo J.A., Alonso A., De la Puente M. Мultimetric assessment of nutrient enrichment in impounded rivers based on benthic macroinvertebrates // Environ. Monitoring Assessment. 2004. V. 96. Р. 233–249.
- Ferreira V., Chauvet E. Synergistic effects of water temperature and dissolved nutrients on litter decomposition and associated fungi // Global Change Biol. 2011. V. 17 (1). Р. 551–564.
- Fleeger J.W. How Do Indirect Effects of Contaminants Inform Ecotoxicology? // A Rev. Processes. 2020. V. 8. Р. 1659.
- Hawkes H.A. Origin and development of the biological monitoring working party score system // Water Res. 1998. V. 32 (3). Р. 964–968.
- Kenney M.A., Sutton-Grier A.E. Smith R.F., Gresens S.E. Benthic macroinvertebrates as indicators of water quality: The intersection of science and policy // Terrestrial Arthropod Rev. 2009. V. 2 P. 99–128.
- La Porta C.A.M., Fumagalli M.R., Gomarasca S. et al. Synergistic effects of contaminants in Lombardy waters // Sci. Rep. 2021. V. 11. 13888. doi: 10.1038/s41598-021-93321-6
- Novaković B. Indicative ecological status assessment of the Južna Morava River based on aquatic macroinvertebrates // Water Res. Management. 2012.V. 2 (4). Р. 45–50.
- Paunović M., Simić V., Pantović N. et al. Water Quality Assessment Based on Saprobiological Analyses of the Macroinvertebrate Communities in the Zapadna Morava River Basin // BALWOIS 2010. Ohrid, Republic of Macedonia, 2010. Р. 1–3.
- Sládecek V. System of water quality from the biological point of view // Archiv für Hydrobiologie. 1973. V. 7. Р. 1–218.
- Stief P., Schramm A., Altmann D. Temporal variation of nitrification rates in experimental freshwater sediments enriched with ammonia or nitrite // FEMS Microbiol. Ecol. 2003. V. 46. Р. 63–71.
- WFD 2003. Directive of the European Parliament and of the Council establishing a framework for Community action in the field of water policy 2000/60/EC. http://ec.europa.eu/environment/water/water-framework/index_en.html
- Wurts W. Pond pH and Ammonia Toxicity // World Aquaculture. 2003. V. 34 (2). Р. 20–21.
- Ying G.G. Fate, behavior and effects of surfactants and their degradation products in the environment // Environ Int. 2006. V. 32 (3). Р. 417–431.
- Zelinka M., Marvan P. Zur Prazisierung der biologischen Klassification der Reinheit flissender Gewasser // Archiv für Hydrobiologie. Bd. 1961. V. 57 (3). Р. 389.
Supplementary files
