Бесплатно скачать, заказать диплом, курсовую, диссертацию Сравнительная оценка методов в комплексном исследовании экологического состояния малык рек

У нас уже 176407 рефератов, курсовых и дипломных работ

Сделать закладку на сайт

Заказать диплом, курсовую, диссертацию

Быстрый переход к готовым работам

Мнение посетителей:

Книга жалоб
и предложений

Название	Сравнительная оценка методов в комплексном исследовании экологического состояния малык рек

Количество страниц	133

ВУЗ	МГИУ

Год сдачи	2010

Бесплатно Скачать	24534.doc

Содержание	Введение...4 Глава 1. Научно-практические предпосылки исследований...9 Глава 2. Природные условия района и источники загрязнения рек...19 2.1 Физико-географический обзор...19 2.1.1. Рельеф...:,...:...:...¦...-...19 2.1.2. Геологическое строение...19 2.1.3. Климат...¦...20 '2.1.4. Почвы...;...vД...125 2.1.5. Растительность...'...26 2. 2. Гидрологические особенности малых рек...27 2.3. Объекты исследования и источники их загрязнения...29 Глава 3. Материал и методики исследования...41 3.1 Материал исследований...41 3.2 Методики гидрохимических исследований...42 3.3 Методики биоиндикации...43 3.4 Методики биотестирования...43 Глава 4. Экологическая оценка вод малых рек методами гидрохимии...47 Глава 5. Экологическая оценка вод малых рек методами биоиндикации... 65 5.1. Индикация по фитопланктону...65 5.2. Индикация по зоопланктону...79 5. 3. Индикация по макрозообентосу...93 Глава 6. Метод биотестирования при оценке качества вод малых рек...107 Глава 7. Сравнение методов экологического исследования малых рек...118 7.1. Сравнительная оценка биоиндикации и химического анализа...118 7.2. Сравнительная оценка методов биотестирования и химического анализа...119 7. 3. Сравнительная оценка методов биоиндикации и биотестирования...120 7.4. Оценка качества вод малых рек по данным трех методов исследования..122 Глава 8. Структура компьютерной базы данных...,'...128 Заключение..."...,...:..' ... 133 .till Список литературы. .136 Оглавление приложений Приложение 1... Гидрохимические показатели малых рек...1 Приложение 2 ..Систематический список гидробионтов...5 Приложение 3.. .Распределение фитопланктона по станциям отбора проб...24 Приложение 4... Распределение зоопланктона по станциям отбора проб...32 Приложение 5... Распределение зообентоса по станциям отбора проб...37 Приложение в...Характеристики количественного развития фитопланктона... 42 Приложение 1.. Характеристики количественного развития зоопланктона...44 Приложение 8... Характеристики количественного развития зообентоса...46 Приложение 9...Результаты определения токсичности уодной среды...48 I г , Приложение .10 Корреляции между структурными показателями развития \ гидробионтов и параметрами среды...65 Введение Введение Одной из важнейших практических задач современной экологии является контроль состояния водных объектов. Малые речные бассейны весьма чувствительны к антропогенной нагрузке и отвечают на эту нагрузку негативными изменениями, которые ухудшают или ограничивают водопользование. Особый научно-практический интерес представляют водотоки, впадающие непосредственно в водоёмы, используемые для питьевого водоснабжения, поскольку к качеству такой воды предъявляются более высокие требования. Малые притоки водохранилищ в настоящее время изучены недостаточно, отчасти потому, что еще не в полной мере разработаны методы наблюдений за состоянием малых водотоков. Недостаточность информации затрудняет разработку мероприятий по охране и защите водной среды от загрязнений. Одним из фундаментальных принципов экологического мониторинга является его комплексность. Программы мониторинга, наряду с контролем окружающей среды, базирующемся на определении загрязняющих веществ химическими методами, включают в себя и наблюдения ответной реакции биоты на антропогенное воздействие. Многообразие гидробионтов и сложность их взаимодействия как между собой, так и с окружающей средой, подвергающейся различным видам антропогенного воздействия, послужило причиной создания многочисленных методов оценки качества природных вод. Наиболее употребимыми среди биологических методов являются биоиндикация и биотестирование. Однако экспрессные методы биотестирования при контроле качества природных вод используются мало, как в научных исследованиях, так и природоохранными организациями в основном из-за недостаточной проработки вопроса сопоставления результатов биотестирования с данными биоиндикации в конкретных регионах. Это определяет важность комплексных биологических оценок с учетом специфики природных условий и характера антропогенных нагрузок. Цель и задачи работы. Целью работы является сравнительная оценка методов в комплексном изучении экологического состояния на примере малых рек Верхневолжского бассейна, притоков Иваньковского водохранилища, в условиях высоких антропогенных нагрузок. Экологический принцип оценки качества вод рассматривает водный объект как среду обитания гидробионтов, существование которых необходимо как для формирования состава и свойств водной массы, так и для поддержания экологического равновесия и сохранения биологических ресурсов водоема или водотока. Главной особенностью экологической оценки является признание среди водопользователей не только «внешних» по отношению к экосистеме (промышленность, сельское хозяйство и т.п.), но и «внутренних» (сообщества гидробионтов), благополучие которых обеспечивает сохранение водного объекта как уникальной биосистемы. В соответствии с целью были поставлены следующие основные задачи: — выделение обобщенных, наиболее информативных, показателей состояния основных экологических групп гидробионтов для биоиндикации малых рек, подвергающихся различным антропогенным нагрузкам. — оценка экологического состояния вод малых рек методами биотестирования и сравнительный анализ эффективности методов биоиндикации и биотестирования при оценке качества вод малых водотоков; — определение уровня загрязнения в воде и в донных отложениях рек Сестра, Дойбица, Лутосня, Яхрома и Дубна Верхневолжского бассейна гидрохимическими методами; — выявление коррелятивных связей биологических параметров гидробионтов с гидрохимическими показателями среды; — создание компьютерной базы данных для комплексного экологического мониторинга малых рек. Эти задачи решены при выполнении многолетних исследований, проводимых Эколого-аналитическим центром Международного университета природы, общества и человека «Дубна» и направленных на решение ряда экологических проблем северо-западной части Московской области. В качестве примера, в решении поставленных задач, были выбраны 5 малых рек северо-запада Верхневолжского бассейна. Научная новизна работы состоит в том, что при ее выполнении: — впервые определена токсичность вод рек Сестры, Яхромы, Лутосни, Дубны и Дойбицы с применением в качестве тест-объектов двух видов ракообразных и двух видов микроводорослей; — впервые дана оценка качества вод рек Сестры и Дойбицы на всем протяжении от истока до устья методом биоиндикации, используя единые показатели состояния основных экологических групп гидробионтов; — впервые выполнены широкие сравнительные исследования эффективности биологических методов оценки качества водной среды в сочетании с методами гидрохимии; — показано что биоиндикация представляет собой приоритетный метод в интегральной оценке качества вод, а метод биотестирования наиболее информативен на участках сильного загрязнения вод малых рек; — установлены гидрохимические параметры малых рек Верхневолжья, наиболее существенно влияющие на развитие гидробионтов; — разработана структура компьютерной базы гидробиологических данных и сведена в нее вся полученная информация по биоиндикации малых рек. Практическая значимость. Методические рекомендации для мониторинга малых рек северо-запада Московской области, в проведении которого автор принимала участие с 1999 г., используются экоиспытательной лабораторией Федерального государственного водного учреждения «Центррегионводхоз». Полученные в работе данные по загрязненности и весьма низкой самоочищающей способности рек Сестра и Дойбица рекомендованы для использования при разработке мероприятий по уменьшению отрицательных последствий совместного влияния городских очистных сооружений и АО «Клинволокно» на экосистему реки Сестры и сельскохозяйственного производства на экосистему реки Дойбицы. Разработанная база данных комплексного экологического мониторинга является информационной основой в деятельности Эколого-аналитической лаборатории Международного университета природы, общества и человека «Дубна» и может быть использована природоохранными организациями службы Санэпиднадзора для составления прогнозов экологической обстановки в регионе. Апробация работы. Материалы диссертации докладывались на международных и региональных конференциях: на международных конференциях «Экология и жизнь» (1999 г., Пенза); "Экологическая артерия" (2000 г., Дубна); "Малые реки: Современное экологическое состояние, актуальные проблемы и природопользование" (2001г., Тольятти)" Экологические проблемы бассейнов крупных рек" (2003 г.ДЪльятти); «Great rivers as attractors for local civilization» (Assiut, 2003); на конференции молодых ученых и специалистов Объединенного института ядерных исследований РАН (2000 г., Дубна); Всероссийской конференции "Научные аспекты экологических проблем России" (2001 г., Москва). Публикации. По теме диссертации опубликовано 7 научных работ, 2 приняты к печати. Структура и объем диссертации. Диссертация состоит из введения, 8 глав и заключения общим объемом 135 страниц, проиллюстрирована 128 рисунками, 11 таблицами. Приложение состоит из 84 таблиц. Список литературы включает 239 работ, из которых 35 на иностранных языках. Положения, выносимые на защиту. • Комплексный подход с использованием физико-химических и различных биологических методов по определению степени антропогенных нагрузок является научной основой наиболее оптимальной стратегии исследований экологического состояния малых рек. • Метод биоиндикации в сравнении с биотестированием, наиболее адекватно оценивает качество поверхностных вод малых рек. • Биотестирование наиболее информативно для участков малых рек, подверженных влиянию сточных вод, при этом предпочтительно тестирование с использованием зеленых микроводорослей. Фактический материал. Материал, положенный в основу работы, получен во время полевых исследований и камеральной обработки проб, выполненных автором в период с 1999 по 2002 год. За это время был проведен регулярный отбор гидробиологических проб рек Сестра, Лутосня, Яхрома, Дубна, Дойбица в разные сезоны и различные по водности годы. Всего было просмотрено (с определением видового состава) 1512 препаратов фитопланктона, зоопланктона и зообентоса. Проведено 18 серий лабораторных экспериментов по биотестированию. Пробы на гидробиологический анализ отбирались на тех же участках рек, где проводились гидрохимические исследования сотрудниками Эколого-аналитического центра Международного университета природы, общества и человека «Дубна Автор выражает глубокую признательность научному руководителю профессору В.А. Абакумову за всестороннюю помощь и поддержку в работе и руководству Международного университета природы, общества и человека «Дубна» за предоставленную возможность выполнения научных исследований. Искренняя благодарность преподавателям и лаборантам кафедры химии Международного университета «Дубна», лично СВ. Моржухиной за измерение гидрохимических параметров среды и плодотворное сотрудничество, коллективу кафедры экологии и наук о Земле за помощь в оформлении работы. Особая признательность Ю.В. Гелетину за ценнейшие советы и научные консультации. Автор благодарит сотрудников ИБВВ РАН А.В. Крылова и Л.Г. Корневу, сотрудницу биологического факультета МГУ О.В. Анисимову за консультативную помощь в определении видового состава гидробионтов, Б.А Флерова и сотрудников лаборатории токсикологии ИБВВ РАН за помощь в организации работ по биотестированию. Проведение пробоотбора, изготовление части оборудования, и приобретение справочной литературы было бы невозможно осуществить без участия руководителей Экоиспытательной лаборатории Федерального государственного водного учреждения «Центррегионводхоз» МПР «России». Глава 1 Научно-практические-предпосылки исследований Нарушение структуры и функции водных экосистем связано с их эксплуатацией в качестве сырьевых, рекреационных и депозитных (для размещения отходов) ресурсов. Для интегральной оценки степени загрязнения водоемов и водотоков часто пользуются индексом суммарной загрязненности вод (ГХИ), который включает в себя многие показатели. Этой характеристикой пользуются при сравнении уровня загрязнения различных участков пресноводных экосистем. В определении степени загрязнения водной среды наряду с химико-аналитическими методами находят применение приемы, основанные на оценке состояния сообществ и отдельных особей гидробионтов, подвергающихся воздействию загрязненной среды. Их применение вызвано технической сложностью и ограниченностью информации, которую могут предоставить химические методы. Кроме того, гидрохимические методы часто оказываются неэффективными по причине недостаточной их чувствительности, в то время как живые организмы способны реагировать на более низкие концентрации веществ, чем любой аналитический датчик. Существующая в настоящее время система контроля окружающей среды базируется на концепции предельных допустимых концентраций (ПДК) загрязняющих веществ. По мнению многих авторов [11,13, 33 и др.], она экологически не эффективна. Основные причины заключаются в следующем: — ПДК принимаются как единые нормативы, в ¦ то время как действие загрязняющих веществ зависит от специфических фоновых, климатических, хозяйственных и многих других характеристик среды и региона; — число загрязняющих веществ антропогенного происхождения весьма велико и продолжает расти, в то время как ПДК установлены лишь для небольшой части веществ; — нормативы ПДК определяются в лабораторных условиях на изолированных популяциях организмов, принадлежащих к небольшому числу тестовых видов, к тому же, по ограниченному набору физиологических и поведенческих реакций; — на живые организмы, помимо химического загрязнения, оказывают негативное влияние многие другие факторы, например тепловое, радиационное, электромагнитное загрязнения, которые не всегда поддаются контролю с помощью концепции ПДК; Кроме того, необходимо учитывать, что при попадании в воду сбросов промышленных предприятий образуются вещества разнообразной химической природы, зачастую более токсичные, чем их исходные компоненты. Поэтому в последнее время все большее внимание уделяют оценке состояния водной среды биологическими методами. Биологические приемы разделяют на методы биоиндикации и биотестирования. Биоиндикация предусматривает выявление уже состоявшегося или действующего загрязнения водного объекта по характеристикам экологических сообществ организмов [2, 3] и учитывает в основном уровень органического загрязнения (сапробность среды) как интегральный показатель состояния водных экосистем, поскольку складывается из органических веществ, возникших в процессе жизнедеятельности организмов на всех трофических уровнях (автохтонное загрязнение), а так же внесенных с водосбора в результате природных и антропогенных процессов (аллохтонное загрязнение). Основой такой оценки является тот факт, что популяции и сообщества организмов имеют свой определенный уровень толерантности к загрязнению в сложившихся условиях. Поэтому именно исследования изменений, происходящих в структуре популяций и сообществ, позволяют оценить состояние всей экосистемы в целом. Большинство исследований экологического состояния пресноводных экосистем методом биоиндикации посвящено отдельным структурным элементам пресноводного биоценоза (фитопланктону, зоопланктону, перифитону, бентосу, макрофитам, ихтиофауне) [15,16,18,19,28], т.е. отдельным экологическим сообществам. Часто делаются попытки проследить структурную и количественную динамику этих сообществ на более или менее длительном промежутке времени, но обнаруженные изменения в отдельных случаях далеко не всегда анализируются в комплексе с данными по антропогенному воздействию на водное сообщество. Системные исследования, посвященные состоянию биоценозов рек в целом, достаточно редки, по причине большого объема и сложности таких работ. Когда же такие исследования проводятся, возникают трудности с обощением данных, полученных для различных экологических сообществ, на биоценоз водных организмов в целом. Эти трудности вызваны также отсутствием надежных 10 критериев оценки состояния биоценозов гидробионтов, т.е. методологическими причинами. В нашей стране гидробиологический мониторинг поверхностных вод традиционно основывается в основном на определении следующих обощенных индексов: фито- и зоопланктона — индекс сапробности по Пантле и Букку в модификации Сладечека; макрозообентоса — биотический индекс Вудивисса и олигохетный индекс Гуднайта-Уитли; На основании величины этих индексов определяется класс качества вод: от 1 (очень чистые) до 6 (очень грязные). В большинстве случаев класс вод, определенный по одному из этих показателей, не соответствует классу вод, определенному по другим. Такой результат есть следствие того, что границы между классами установлены произвольно, т.е. являются условными. При таком методе оценки характеризуют качество вод как среды обитания для населяющих ее тех или иных организмов, но не получают интегральной оценки состояния самого биоценоза. Индекс сапробности Пантле - Букка, олигохетный индекс и биотический индекс Вудивисса подвергались длительной объективной критике со стороны экологов, прежде всего за их недостаточную чувствительность и сложность сопоставимости данных, полученных для различных гидрографических бассейнов. В качестве альтернативы предлагались и другие способы интегральной оценки состояния гидробиоценозов. В последние годы все более широкое распространение находит практика оценки состояния водного сообщества через интегральные параметры в соответствии с методом экологических модификаций В.А. Абакумова [12]. К очевидным преимуществам этого метода относятся переход от оценки качества вод по гидробиологическим показателям к оценке собственно состояния сообщества гидробионтов и лучшая сопоставимость данных для водных объектов различных регионов. Установлено, что при слабом загрязнении водной среды происходит увеличение интенсивности метаболизма биоценоза (метаболический прогресс), сопровождающихся комплексом явлений, характеризующих состояние 11 экологического прогресса: увеличением разнообразия биоценоза, уменьшением его энтропии, усложнением межвидовых отношений, увеличением пространственной гетерогенности, усложнением временной структуры [14]. При дальнейшем увеличении загрязнения водной среды интенсивность метаболизма биоценоза продолжает увеличиваться, но направленность процессов, характеризующих экологическое состояние, при достижении определенного уровня загрязнения меняется на обратную: разнообразие биоценоза уменьшается, энтропия растет, межвидовые отношения упрощаются, пространственная гетерогенность уменьшается, временная структура упрощается. Возникают явления, характеризующие состояние экологического регресса. Наряду с этими двумя общими направлениями метаболического прогресса, связанными с двумя противоположными путями изменения экологической структуры биоценозов: усложнением экологической системы — экологическим прогрессом и упрощением — экологическим регрессом, существует еще третье направление метаболического прогресса, третий путь изменения экологической структуры — экологическая модуляция. Экологическая модуляция — это перестройка биоценоза, которая не изменяет общего уровня организации экологической системы. Она может выражаться в смене доминантных видов, в изменении видового состава биоценоза и его руководящих комплексов и т. п. Явление экологической модуляции — наиболее распространенное направление метаболического прогресса, оно, как правило, не ведет к таким глубоким изменениям интенсивности метаболизма биоценозов, к каким приводят экологический прогресс и экологический регресс. Метаболический прогресс биоценозов в загрязненных экосистемах — это один из основных способов, которыми биосфера поддерживает сбалансированность биогеохимического круговорота в условиях антропогенной дифференциации биоценозов. В условиях загрязнения окружающей среды метаболический прогресс имеет большое положительное значение, поскольку увеличивает интенсивность процессов биологического самоочищения [13]. С увеличением загрязнения природной среды метаболический прогресс биоценозов не может увеличиваться беспредельно. При определенном уровне загрязнения (чем токсичнее загрязняющие вещества, тем этот уровень ниже) метаболический прогресс биоценоза прекращается и сменяется метаболическим регрессом, ведущим в конечном итоге к гибели биоценоза. С начала 1990-х гг. метод 12 экологических модификаций используется в практике гидробиологического мониторинга Росгидромета РФ. В работе представлена оценка состояния экосистем малых рек методом биоиндикации с позиций теории экологических модификаций, которая основывается на способности биоценозов в целом приспособительно реагировать на изменение окружающей среды. Концепция выделяет следующие градации состояния экосистем [7,11], в порядке усиления антропогенного воздействия: 1. состояние экологического благополучия — экосистема не подвержена антропогенному воздействию, возможны перестройки структуры, не ведущие к ее усложнению или упрощению, - т.е. не изменяющие общего уровня организации биоценоза (например, смена доминантных видов, изменения видового состава). При таком состоянии не происходит глубоких изменений в интенсивности метаболизма биоценозов. 2. состояние антропогенного экологического напряжения — возникает в результате определенного антропогенного воздействия и выражается в увеличении разнообразия и интенсивности метаболизма биоценоза, в частности в увеличении общего числа видов, первичной продукции, усложнении межвидовых отношений, в увеличении пространственно-временной гетерогенности и усложнении пищевых цепей, т.е. характеризуется чертами экологического прогресса; 3. состояние антропогенного экологического регресса характеризуется уменьшением биологического разнообразия, уменьшением числа видов, упрощением межвидовых отношений, трофических цепей на фоне продолжающегося роста интенсивности метаболизма биоценоза; 4. состояние антропогенного метаболического регресса соответствует снижению активности биоценоза по сумме всех процессов образования и разрушения органического вещества на фоне продолжающегося экологического регресса биоценоза. Стадии 2-3 характеризуются ростом уровня метаболизма биоценоза, в то время как на стадии 4 наблюдается снижение общего уровня метаболизма. Только на первых трех стадиях выполняется основной биоценотический закон, являющийся критерием нормального состояния экосистемы. В случае ослабления антропогенной нагрузки биоценоз, находящийся в стадии определенной экологической модификации, будет стремиться вернуться в 13 ненарушенное состояние, что приводит к обращенному развитию экологических модификаций. Так, например, в случае обращения стадии экологического напряжения наблюдается снижение интенсивности метаболизма и упрощение экологической структуры биоценоза. Инвариантные состояния биоценозов наиболее удобно описываются в терминах экологического и метаболического прогресса и регресса (табл. 1.1). Таблица 1.1 Характеристика инвариантных состояний биоценоза. Инварианты ое состояние биоценоза Изменение интенсивности метаболизма Изменеие структурной организации Фоновое состояние Экологическо е благополучие <=> Экологическая модуляция Антропогенно е экологическое напряжение ft Метаболический прогресс ft Экологический прогресс Антропогенн ый экологический регресс ft Метаболический прогресс Экологический регресс Антропогенн ый метаболический регресс U Метаболический регресс i Экологический1 регресс Опыт применения теории экологических модификаций для целей мониторинга показывает, что основным недостатком других предлагаемых методик [7, 14, 19, 20, 21, 22, 23, 25, 26] является необходимость высокой точности при идентификации индикаторных видов или выбор в качестве основных таких показателей, как продукционные характеристики, широкомасштабное применение которых в настоящее время затруднительно по техническим причинам. Актуальным вопросом остается разработка методики, выявляющей экологические модификации водных биоценозов по показателям, используемым в рамках современных программ гидробиологических наблюдений. В основу такой методики должны быть положены разработанные ранее общие критериальные схемы выявления антропогенных экологических модификаций. Эффективность использования метода экологических модификаций для определения динамики состояния биоценозов малых рек во многом определяется выбором показателей, надежно отражающих метаболический и экологический прогресс и регресс биоценоза. Сложность экологической структуры отражает общее 14 число видов и число доминантных видов: об уровне метаболизма косвенно свидетельствует изменение суммарной биомассы основных экологических групп. Нами были выбраны следующие наиболее общие показатели, динамика которых позволяет выявить инвариантные состояния биоценоза. Метаболический прогресс — увеличение суммарной биомассы основных экологических сообществ биоценоза (фито-и зоопланктона, зообентоса) и биомассы основных систематических групп в их составе. Метаболический регресс— уменьшение суммарной биомассы основных экологических сообществ биоценоза (фито-и зоопланктона, зообентоса) и биомассы основных систематических групп в их составе. Экологический прогресс— увеличение числа видов основных экологических сообществ биоценоза (фито-и зоопланктона, зообентоса) и числа видов основных систематических групп в их составе. Экологический регресс— уменьшение числа видов основных экологических сообществ биоценоза (фито-и зоопланктона, зообентоса) и числа видов основных систематических групп в их составе. Такими группами для фитопланктона традиционно являются диатомовые, зеленые и сине-зеленые водоросли; для зоопланктона — коловратки, кладоцеры и копеподы; для макрозообентоса — олигохеты, хирономиды и моллюски. В качестве показателей сложности экологической структуры были выбраны: число видов основных систематических групп и величина биологического разнообразия по Шеннону. Показатели структурного разнообразия наряду с таксономическим составом и количественным развитием, являются важнейшей характеристикой пресноводных биоценозов. Индекс Шеннона — один из наиболее популярных среди показателей, учитывающих количественное развитие разных таксонов, он широко применяется как интегральный показатель, позволяющий сравнивать сообщества различного таксономического состава. 15 Используемые ныне фаунистические методы биоиндикации вод можно разделить на три группы. К первой относятся методы, оценивающие качество воды по показательному значению отдельных организмов-индикаторов. Ко второй — по их суммарному видовому разнообразию. К третьей — одновременно и по видовому разнообразию и по индикаторному значению гидробионтов [3]. Общим недостатком первых методов является региональность в индикаторном значении организмов-индикаторов, указанных в соответствующих стандартных таблицах. В особенности это касается организмов макрозообентоса. Некоторые виды олигохет встречаются в самых разнообразных географических условиях и в водоемах любой трофности. Оценку качества воды в таком случае проводят, исходя из их количества, используя индексы загрязнения среды на основе видового состава и численности олигохет [37, 38,39,40,41,42,43,44]. Однако, развитие олигохетофауны, зависит не только от органического загрязнения, но и от характера грунта. На каменистых грунтах олигохет мало, и упомянутые индексы будут указывать, что данная вода чистая, что будет неверной оценкой. Подобные индексы надежны только при оценке а-мезосапробных и полисапробных вод. Другой массовой группой бентосных организмов являются личинки хирономид, но в списках видов- индикаторов их вес оценивается по разному [45,46,47,48]. Одним из показателей устойчивости сообщества является его разнообразие [49]. Известно, что ухудшение среды обитания (в частности любым видом загрязнения) уменьшает число видов определенной группы организмов и создает условия для доминирования одного или нескольких из них — наиболее устойчивых. Это относится и к структуре бентических сообществ, где так же можно использовать индекс биологического разнообразия Н (индекс Шеннона), рассчитанный по численности организмов, входящих в состав крупных таксонов и степени их доминирования [50]. На реках равнинного типа, где нет перекатов, резкого различия в скорости течения и изменения характера грунта этот индекс особенно уместен. Поэтому, для оценки экологического состояния малых рек методом биоиндикации нами использовались следующие, общие для всех групп сообществ гидробионтов, количественные и структурные показатели: — общая численность, — общая биомасса, 16 — число видов основных систематических групп, — биологическое разнообразие (индекс Шеннона), — сапробность (индекс Пантле и Букка). Однако в настоящее время водоемы загрязняются не только органическими, но и другими токсическими веществами. Очевидно, что комплексный характер загрязнения, которое включает в себя органические вещества, пестициды, нефтепродукты, токсичные соединения некоторых металлов, сточные воды промышленных предприятий, требует особого подхода к биологической оценке загрязненности водоемов и водотоков. В настоящее время пристальное внимание уделяется методам токсикологического биотестирования, т. е. использования в контролируемых условиях биологических объектов в качестве средства определения суммарной токсичности водной среды. К биотестированию прибегают в основном потому, что результаты химического анализа, проводимого с помощью сложного аналитического оборудования, во многих случаях не позволяют оценить истинную опасность тех или иных загрязнителей для среды обитания и прогнозировать последствия их воздействия на живые организмы. Многообразные загрязняющие вещества, попадая в водную среду, могут претерпевать в ней различные превращения, обычно усиливая при этом свое токсическое действие. Под биотестированием понимают методическую систему, при которой о качестве водной среды и факторах, действующих самостоятельно или в сочетании с другими, судят по выживаемости, состоянию и поведению помещенных в эту среду специально выбранных лабораторных организмов — тест-объектов. При выборе таких организмов приходится соблюдать определенные требования, среди которых возможность фиксировать четкую воспроизводимую и объективную реакцию на воздействие внешних факторов, чувствительность этой реакции на малые концентрации загрязнителя и др. При проведении биотестирования на уровне организмов выбор измеряемых биологических переменных предполагает, что отклик должен коррелировать с изменениями на экосистемном уровне. Выявить такую зависимость на практике достаточно сложно. Однако такие показатели организмов, как рост особей, их продуктивность и выживаемость удается

Список литературы

Цена, в рублях: (при оплате в другой валюте, пересчет по курсу центрального банка на день оплаты)	1425

Скачать бесплатно	24534.doc

Найти готовую работу

ЗАКАЗАТЬ

Обратная связь:

Связаться

Вход для партнеров

Регистрация

Восстановить доступ

Материал для курсовых и дипломных работ

15.04.24 Задачи, условия и этапы организации экспериментальной работы

15.04.24 Критерии качества преподавания

15.04.24 Категория нормы в обучающей деятельности

Архив материала для курсовых и дипломных работ

Ссылки:

Счетчики:

© 2006-2022. Все права защищены.
Выполнение уникальных качественных работ - от эссе и реферата до диссертации. Заказ готовых, сдававшихся ранее работ.