Связь структуры макрозообентоса с гидрохимическими показателями в реках разного порядка бассейна Немана

封面

如何引用文章

全文:

详细

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.

全文:

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.

×

作者简介

В. Семенченко

Научно-практический центр НАН Беларуси по биоресурсам

编辑信件的主要联系方式.
Email: semenchenko57@mail.ru
白俄罗斯, Минск

В. Корнеев

Центральный научно-исследовательский институт комплексного использования водных ресурсов

Email: semenchenko57@mail.ru
白俄罗斯, Минск

М. Мороз

Научно-практический центр НАН Беларуси по биоресурсам

Email: semenchenko57@mail.ru
白俄罗斯, Минск

Г. Тищиков

Центральный научно-исследовательский институт комплексного использования водных ресурсов

Email: semenchenko57@mail.ru
俄罗斯联邦, Минск

参考

  1. Остроумов С.А. Опасность двухуровневого синергизма при синэкологическом суммировании антропогенных воздействий // ДАН. 2001. Т. 380. № 6. С. 847–849.
  2. Безматерных Д.М. Влияние антропогенного загрязнения на структуру макрозообентоса реки Барнаулки (бассейн верхней Оби) // Вод. ресурсы. 2018. Т. 45 (1). С. 52–61.
  3. Семенченко В.П., Разлуцкий В.И. Экологическое качество поверхностных вод. Минск: Беларуская навука, 2011. 329 с.
  4. 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.
  5. 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.
  6. 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.
  7. 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.
  8. 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.
  9. Fleeger J.W. How Do Indirect Effects of Contaminants Inform Ecotoxicology? // A Rev. Processes. 2020. V. 8. Р. 1659.
  10. Hawkes H.A. Origin and development of the biological monitoring working party score system // Water Res. 1998. V. 32 (3). Р. 964–968.
  11. 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.
  12. 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
  13. 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.
  14. 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.
  15. Sládecek V. System of water quality from the biological point of view // Archiv für Hydrobiologie. 1973. V. 7. Р. 1–218.
  16. 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.
  17. 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
  18. Wurts W. Pond pH and Ammonia Toxicity // World Aquaculture. 2003. V. 34 (2). Р. 20–21.
  19. 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.
  20. Zelinka M., Marvan P. Zur Prazisierung der biologischen Klassification der Reinheit flissender Gewasser // Archiv für Hydrobiologie. Bd. 1961. V. 57 (3). Р. 389.

补充文件

附件文件
动作
1. JATS XML
2. Fig. 1. Sampling gates on the rivers of the Neman basin (1 - Neman River; 53.761538 N; 23.81058 S); 2 - Neman River; 53.6395 N; 23.9822 S); 3 - Kotra River (53.5621 N; 24.0770 S); 4 - Skidelinka River (53.6065 N; 24.2255 S); 5 - Neman River. Neman (53.5128 N; 24.0755 S); 6 - Neman River (53.4723 N; 24.2403 S); 7 - Shchara River (53.1176 N; 25.3000 S); 8 - Neman River (53.8650 N; 24.0770 S); 6 - Neman River (53.4723 N; 24.2403 S); 7 - Shchara River (53.1176 N; 25.3000 S); 8 - Neman River (53.8650 S; 25.0300 S); 8 - Neman River (53.1176 N; 25.0300 S). Neman River (53.8650 N; 25.7462 S); 9 - Neman River (53.6714 N; 25.4432 S); 10 - Berestovichanka River (53.1884 N; 23.9572 S)

下载 (98KB)
3. Fig. 2. N macrozoobenthos abundance at the studied sites during summer period

下载 (65KB)

版权所有 © Russian Academy of Sciences, 2024