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 полі- та 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 різноманіття; також 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.
Показни-ки Ст.1. Ст.2. Ст.3. Ст.4. Ст.5. Ст.6. Ст.7.
Число ви-дів 29 29 29 41 32 28 27
Домінанти H.caspia,
B.longiros-tris, A.ver-nalis A.vernalis,
H.caspia,
B.calycif-lorus H.caspia,
C.maeoti-cus, A.ver-
nalis C.maeoti-
cus,B.lon-girostris, S.
mucronata,
A.vernalis B.calycif-lorus, B. angularis, A.priodo-nta H.caspia,
A.vernalis,C.maeoti-cus H.caspia,
A.vernalis,C.maeoti-cus
Домінуючі таксони Copepoda Copepoda Copepoda Copepoda Rotatoria Copepoda
Copepoda
Чисель-ність, тис.екз./м3 89 263 94 160 276 87 47
Біомаса, г/м3 1,3 1,6 1,0 1,0 0,9 2,0 0,4
Частка ро-таторій, % 2 13 5 4 66 1 3
Частка кладоцер, % 17 5 13 28 2 34 19
Частка ко-пепод, % 76 73 71 56 25 63 77
Частка до-мінанта 1, % 45 40 40 12 51 44 29
Частка до-мінанта 2, % 4 8 9 6 8 10 9
Cl./Cop. 0,2 0,1 0,1 0,1
Нашли опечатку? Выделите и нажмите CTRL+Enter
