Пространственный анализ биологического потенциала устойчивости водных экосистем: На примере поверхностных вод Республики Татарстан тема диссертации и автореферата по ВАК РФ 25.00.23, кандидат географических наук Горшкова, Асия Тихоновна

• Горшкова, Асия Тихоновна
• кандидат географических наук
• 2003

Оглавление диссертации кандидат географических наук Горшкова, Асия Тихоновна

Введение

I. Место биологической составляющей в системе диагностики экологической обстановки

1.1. Гидробиос, как индикатор качества среды обитания

1.2. Из истории применения зоопланктонных характеристик в определении степени качества природных вод

1.3. Современные оценочные критерии экологического состояния водной среды

II. Поверхностные воды Республики Татарстан и возможные пути оценки их качественного состояния j

2.1. Элементы сходства и отличия водных природных объектов

2.2.Основные черты характеристики антропогенного воздействия на водные объекты РТ

2.3. Характеристика современного гидрологического и гидрохимического состояния водных объектов

2.4. Инновации во взглядах на биотестирование и биоиндикацию

III. Биологический потенциал устойчивости водных экосистем поверхностных вод (на примере поверхностных водоемов и водотоков территории РТ)

3.1. Динамика формирования гидробиоса Нижнекамского водохранилища в пространственном аспекте

3.2. Динамика формирования гидробиоса Нижнекамского водохранилища во временном аспекте

3.3. Динамика формирования зоопланктонных популяций Куйбышевского водохранилища

3.4. Баланс пространственного распределения зон различного биологического потенциала устойчивости на территории РТ

Введение диссертации (часть автореферата) на тему «Пространственный анализ биологического потенциала устойчивости водных экосистем: На примере поверхностных вод Республики Татарстан»

Актуальность. В последнее время все более очевидным становится исчерпаемость природных ресурсов. Особенно остро поднимаются проблемы пресной воды, благодаря которой зародилось, поддерживается и эволюционирует все живое на нашей планете. Существует целый ряд программ от регионального до всемирного масштаба по охране, очистке природных поверхностных водоемов, рациональному водопользованию и пр. В Республике Татарстан (РТ) непосредственно в рамках этой проблемы действует целевая комплексная программа "Охрана и рациональное использование водных ресурсов РТ", утвержденная Постановлением Кабинета Министров РТ от 17.02.97 г. за № 121 "Об утверждении целевых программ по охране и рациональному использованию природных ресурсов РТ". Также, Программа Правительства РФ "Чистая вода для России", утвержденная распоряжением № 1188р от 1.07.1992 г. Европейская экологическая система пресной воды курируется панъевропейской программой "Пресная Вода" Всемирного фонда живой природы (WWF), имеющей целью объединить мероприятия, проводимые в России и Европе, в партнерскую организацию по пяти основным направлениям: Политика, Охрана, Управление, Восстановление и Уменьшение загрязнения окружающей среды.

Основная цель всех мировых программ едина и согласуется с сформулированной WWF "сохранить и восстановить функции и целостность пресноводных экосистем ради всего живого".

Определившаяся в последние годы концепция необходимости перехода от усложненных и перегруженных информацией изысканий к более продуктивным разработкам, направленным на выявление наиболее приоритетных принципов и механизмов, контролирующих функционирование экосистем и поиску интегральных зависимостей, все чаще обсуждается международными координационными советами по науке, которые, кстати, определяют перспективные направления исследований и их финансирование (Hauhs и др., 1996).

Одним из наиболее перспективных направлений, определенным панъевропейской программой, выделен проект по сбору информации о природном запасе экологических систем, в том числе и водных, основанный на существующем запасе видового разнообразия.

При оценивании качества природных поверхностных водоемов важно знать, в первую очередь, потенциал возможностей их самовосстановления. На основе результатов многолетних исследований особенностей формирования зоопланктонных комплексов природных поверхностных водоемов и водотоков удалось вывести наиболее репрезентативные наборы показателей для объективной оценки качества вод.

Структурно-видовая композиция зоопланктонных сообществ в полной мере несет в себе отпечаток комфортности водной среды. Внеся ряд поправок в первоначальные представления о формировании структуры с учетом адаптационного фактора, мы заложили их в основу расчетов и получили коэффициент структурной организации зоопланктонного сообщества, отражающий потенциальную устойчивость исследуемых водоемов и уровень возможностей их самоочищения.

Рассчитанный показатель является примером определения доли участия биологического слоя в формировании качества природных поверхностных вод.

Разработка новых подходов гидробиологического направления исследования позволяет выявлять некоторые неизвестные еще черты формирования биологических систем в водной среде, определять тренд преобразований экосистем, новые зависимости и потенциал самовосстановления биологической полноценности природных вод.

Цель работы: Пространственный анализ биологического потенциала поверхностных вод.

В задачи входило:

1. Изучение методологических принципов диагностики качества природных вод по гидробиологическим показателям.

2. Выявление тенденции структурно-функциональных преобразований сообществ гидробионтов в зависимости от уровня преобладания антропогенных факторов воздействия (на основе анализа изменчивости во времени).

3. Разработка новых методических приемов определения доли участия биологического слоя в формировании качества природных поверхностных вод.

4. Оценка экологического потенциала устойчивости природных поверхностных вод территории Республики Татарстан.

5. Составление карты пространственного распределения зон различного экологического потенциала устойчивости поверхностных вод на территории Республики Татарстан.

Объекты исследования: В качестве объектов исследования служили природные поверхностные водоемы и водотоки, расположенные на территории Республики Татарстан.

Из общего количества обследованных станций было выделено 735 опорных точек в соответствии с требованиями построения изолинейной проекции результатов анализа на карте 1:1000000 масштаба из расчета 1 точка на

9 9

1 см поверхности (-100 км ).

Расположение точек на карте корректировалось густотой речной сети. Близкорасположенные станции, в пределах менее 100 км удаления друг от друга, выбраковывались только в том случае, когда цифровые выражения рассчитанного показателя (коэффициента структурной ориентации сообщества) не расходились более чем на сотые доли. Таким образом, в объекты исследования оказались включенными все водохранилища территории Республики Татарстан, крупные реки, малые реки 66 бассейнов с притоками разного порядка, озерами их водосборных площадей и часть водораздельных озер.

Предметом исследования явились многочисленные зоопланктонные сообщества разноплановых водоемов и водотоков РТ. В целях пространственной оценки распределения разнокачественных зон сети поверхностных водоемов на территории РТ использованы результаты анализа 735 гидробиологических проб. Тенденция временной динамики формирования планктона основана на анализе порядка 3000 гидробиологических проб.

Методы исследования: В целом для решения поставленных задач использован комплексный эколого-гидрологический подход. Исследование проведено с помощью статистического, картографического, сравнительно-описательного, типологического методов, а также методов экспертных оценок. Наряду с традиционными методами гидробиологического анализа качества вод применяли разработанные в ходе исследований метод натурного биотестирования и метод расчета коэффициента структурной ориентации сообщества в целях осуществления пространственного анализа и картографирования.

Научная новизна:

1. Метод расчета биологической составляющей для пространственной оценки экологической ситуации.

2. Разработка нового метода натурного биотестирования природных вод для экспресс-оценки их качества в целях обеспечения контроля результатов биоиндикации.

3. Выделение особенностей формирования зоопланктонных сообществ природных поверхностных водоемов РТ во временном и пространственном аспектах.

4. Оценка биологического потенциала устойчивости природных поверхностных вод на основе качества биоразнообразия гидробиосообществ.

5. Карта биологического потенциала устойчивости водных экосистем сети природных поверхностных водоемов РТ.

Положения, выносимые на защиту Набор диагностических показателей для оценки экологической обстановки окружающей среды должен содержать информацию биологической направленности, как необходимую биосферную составляющую расчетов. Уровень биотического равновесия водных экосистем, обусловливающих качество природных вод, отражает общий фон взаимодействующих факторов формирования окружающей среды.

Структурно-композиционные характеристики сообществ гидробионтов являются основными информативными показателями качества водной среды их обитания.

Коэффициент структурной ориентации зоопланктона - величина равнозначная для определения качества водной среды разноплановых водоемов и является как показателем современного уровня биотического равновесия, так и потенциала саморегуляции природных поверхностных вод.

Практическая значимость. Выделенные и вновь разработанные принципы и подходы оценки «силы» природной воды, то есть способности ее биологического слоя реализовывать свои функции, обеспечивающие саморегуляцию и самоочищение в определенном диапазоне воздействия внешних факторов, называемой толерантностью, реально позволяют оценить достоверность экологической ситуации. Выраженный в цифрах потенциал водных экосистем удобен для расчетов водопользования, а картографическое изображение - для оперативного ориентирования при прогнозе нагрузок.

Апробация. Результаты и основные положения диссертации были представлены и обсуждены на конференциях, семинарах, симпозиумах и съездах. Разработанная система оценки применялась при проведении экологических экспертиз и хоздоговорных тематик; результаты использованы при составлении справочников, госдокладов. Методические приемы отрабатывались на водоемах и водотоках Татарстана, Башкортостана, России. Разработка пространственного анализа отмечена как важнейшее достижение института в 2000 г. Метод экспресс-оценки включен в списки новейших технологий по РТ в 1995 г. Материалы по малым рекам и нижнекамскому водохранилищу вошли в планы издания монографий ИнЭПС АНРТ.

Личный вклад автора. Организация и участие в сборе информации, статистическая обработка и систематизация результатов исследования. Разработка модификаций методов биотестирования, биоиндикации, пространственного анализа и картографического отображения авторского проекта карты. Основные выносимые на защиту положения и результаты получены лично автором.

Публикации: по теме диссертации опубликовано 43 работы.

I. МЕСТО БИОЛОГИЧЕСКОЙ СОСТАВЛЯЮЩЕЙ В СИСТЕМЕ ДИАГНОСТИКИ ЭКОЛОГИЧЕСКОЙ ОБСТАНОВКИ

Запасы пресной воды - наиболее потребляемая человечеством часть природных ресурсов и в целях разработки грамотных экологических подходов в водохозяйственной деятельности необходимым является производство оценки уровня биоценотического равновесия природных водных экосистем. Категория природных поверхностных вод обладает отличительным положительным свойством - это относительно быстрое самообновление их качества. Географические, физико-морфологические особенности формирования водоемов и водотоков являются базовыми характеристиками, определяющими специфику площади водосбора, поверхностного зеркала, водности, скорости течений, извилистости и др. Однако, нельзя сравнивать, например, роль поймы реки в формировании качества с ролью в этих процессах ее животного населения (Мережко, 1998). Биологический слой является огромной очистительной фабрикой и имеет особое значение в формировании и обновлении качества вод (Винберг, 1964).

Для объективной оценки экологической ситуации и ликвидации проблемы возможной деградации поверхностных водоемов, возникающих из-за противоречий между технологическими разработками водохозяйственной деятельности и экологическими возможностями природных систем, необходимо иметь представление о потенциале экосистемы, пределах ее толерантности, о том, сможет ли система выдержать планируемую на нее нагрузку. Кроме негативных проявлений, которым, как правило, отдается предпочтение (это биогенный вынос бассейнового стока, количество неочищенных сточных вод, коэффициент разбавления, превышения ксенобиотиков и пр.), важно знать и возможный потенциал исследуемой природной воды к самовосстановлению ее качества.

Предупреждение В.И.Вернадского (1991), что "вся химия водоема больше всего меняется жизнью", стало особенно очевидным после многочисленных попыток последнего времени классифицировать качество среды по химическому составу. Расширение сферы анализируемых ингредиентов (а надо заметить, что фиксированных токсичных веществ в настоящее время насчитывается более 1 млн. наименований; нормировано только 1700, а обеспечено методами аналитического анализа только 10% (Кравченко, Собина, 1979)), не проясняет картину, а даже, наоборот, усугубляет загруженность информацией; и попытки выявления корреляционных зависимостей и каких-либо репрезентативных взаимодействий не оправдывают себя, особенно в тех случаях, когда производятся попытки анализа объединенной информации по гидрохимическим, гидробиологическим, микробиологическим параметрам. Апробация многофакторного анализа привела к существенным выводам, одним из весомых является тот, что в природе имеет место некая корректировка ситуации, самоконтролируемое перекрестное взаимодействие, направленное на искоренение негативных явлений.

Гидросфере, бесспорно, принадлежит определяющая роль в осуществлении круговорота веществ и энергии "Самым важным минералом на Земле, без которого нет жизни", - так называл обыкновенную воду академик А.Е.Ферсман (Перельман, 1982). Доказывать же самую значимость для существования и функционирования биосферы окиси водорода - жидкого минерала - абсолютного растворителя или просто воды, человеку, на 70% состоящему из нее, просто нет надобности (Фюрон, 1978). Потеря биологической полноценности воды, то есть приобретаемая, главным образом, в виде возрастающего антропогенного воздействия, неспособность ее быть ни средой обитания, ни продуктом питания, говорит о наличии "заболевания" экосистемы. Стадии же такого "заболевания", обратимость или необратимость возникающих нарушений экологического равновесия можно определить по отклику биоты. Таким образом, достоверность и полезность оценки экологической ситуации возможны при условии ввода информации биологической направленности в число диагностических показателей.

Заключение диссертации по теме «Физическая география и биогеография, география почв и геохимия ландшафтов», Горшкова, Асия Тихоновна

выводы о состоянии экосистемы. Любое выявленное при этом нарушение биоритмов служит сигналом об изменении качественных характеристик среды.

Таким образом, наряду с биологическим потенциалом водных экосистем в комплексной оценке экологической ситуации целесообразно учитывать и такие параметры как количество мелководий, величину их площади, распределенные по континууму экосистем реки, коэффициент извилистости, величину разбавления стока, скорости течения.

Все ксенобиотики - вещества, вновь входящие в обменные процессы, могут считаться ингибиторами и катализаторами, вызывающими разбалансировку механизма обмена. Те из них, которые включаются в биохимические цепи клеточного обмена, вызывают изменения на уровне организма. Те же, которые не войдут в обменные процессы, а будут иметь косвенное воздействие, вызовут перебои в передаче нервного импульса. Механизм действия вступающих в обменные процессы ионов можно приближенно сгруппировать в следующие пункты:

1. Непосредственно изменяющие своим вторжением обмен веществ в организме; входящий в биохимические реакции. Внешнее проявление воздействия в первую очередь проявляется в нарушениях осмотической регуляции, при этом двигательные, пищеварительные функции временно сохранены, выполняются инерционно; таким образом, имеют действие на центральную нервную систему, периферийная временно сохранена.

2. Вещества косвенного воздействия. Непосредственно в обмен не включаются, но имеют ингибирующее воздействие, вызывая перестройку ферментообразования.

3. Глубокое воздействие вплоть до преобразования нуклеинового ряда - следствие -преобразование вида. Первое вызывает гибель популяции. Второе преобразование и переориентацию преобладающих видов. Третье - генетически закрепленную адаптацию.

Проводя биотестирование в пятнах цветения фитопланктона, мы часто отмечали повышение рН среды до 9 единиц, что, исходя из биологии водорослей, называется усилением ассимиляции свободной углекислоты и потреблением нитратного азота (Максимова и др., 1966). Масса водорослей, отмирая, подщелачивает среду, что, в свою, очередь, вызывает выделение ими же антибиотиков, тормозящих развитие бактерий, так что данную цепь можно назвать своеобразной химической стерилизацией воды; цветение - есть отклик на загрязнение, в основе его лежит природное восстановление качества среды. При массовом цветении зоопланктонный комплекс заметно меняет видовую ориентацию, как правило, сопровождающуюся сокращением количества видов; отмечено, что при этом в массе начинает развиваться какой-нибудь один вид - при цветении сине-зеленых водорослей на Мешинском плесе и Свияжском заливе - это БарИта сисиЫа Загс, пик развития которой совпадает с цветением, вероятно обеспечивающим специализированными веществами питание, возможно необходимое виду для размножения. Известно также, что при закислении среды, например, при рН = 4,5 у рыб нарушается полный обмен через жабры, снижается потребление кислорода. Эпителий жабр имеет очень низкую проницаемость для воды и солей, низкие рН способствуют увеличению проницаемости во внутреннюю среду нежелательных веществ (Виноградов,. 1939). Учитывая это, легко выстроить логическую цепь механизма отравления рыбы и кормовой базы- планктона, имеющего аналогичную ответную реакцию на внешние изменения, когда мы обнаруживаем низкие реакции рН, по нашим наблюдениям всегда сопутствующие крупным заморам. Таким образом, подтверждается цепная биохимическая реакция в передаче сигнального импульса, проявляющаяся в конечном итоге в поведенческих актах гидробионтов (хорошо наблюдаемых в контейнерах) на ингибирующее воздействие ксенобиотиков, проявляющееся в специфических перестройках природных зоопланктонных комплексов, направленных на возможно более быстрое устранение возникающих помех и восстановление биологического равновесия экосистемы (Шмидт-Ниельсон, 1992).

Итак, диффузно проникающее в восстановительную зону загрязнение губит часть планктона, который передает периферийный сигнал, слабеющий с разбавлением и вызывающий переориентацию формирования состава планктона. В значительной степени равномерному переносу информации по всей толще воды резервуара однородного залива способствуют преобладающие здесь сейшевые колебания течений - медленная раскачка жидкой массы от левого до правого берега и обратно. Если объем поступающего загрязнения увеличивается и превышает сопротивление биомассы, то в данной зоне воспроизводства происходит замор массовая гибель гидробиоитов, и тогда сигнал поступит в идентичные участки ниже по течению. Если у реки нет устьевого расширения и впадение ее происходит прямым потоком, как в случае бокового притока Свияги речки Аря, значит сама река не сможет противостоять загрязнению и процессы восстановления будут происходить последовательно по направлению основной оси течения другой реки. Таким образом, механизм самоочищения основного течения обеспечивается постоянным пополнением планктонной биомассы.

Проводившиеся с целью контроля работы биодатчиков углубленные гидробиологические исследования позволили определить площади интенсификации процессов самоочищения по акваториям Мешинского плеса и Свияжского залива Куйбышевского водохранилища. По Мешинскому плесу они составляют 29,7%; по Свияжскому заливу - 39,5%, из которых 31,53% приходится на районы залитой поймы, на верхнем участке зоны подпора - 5,98% площади потенциальной самоочистки, и только 2,04% - по руслу перед впадением в Волгу. На снижение активности воспроизводства биомассы на этих участках влияют три основных фактора: непостоянство уровенного режима водохранилища, метеорологические условия и количество поступающего загрязнения. Скорость восстановительных процессов и устойчивость динамики продуцирования находятся в прямой зависимости от величины восстановительных площадей. Чем больше площадь естественных резервуаров, подобных Сенгилевскому заливу, тем больше шансов у реки самоочиститься.

В 1996 г. мы провели экспериментальное доказательство фактического наличия зон воспроизводства, сослужившее службу и при последующей разработке расчета К3[ - показателя пространственного анализа. Отталкиваясь от свойств планктонных организмов инкапсулироваться и откладывать зимовальные яйца в целях преодоления длительных временных промежутков неблагоприятного существования, например, зимовья, мы решили исследовать потенциальную возможность воспроизводства популяционных запасов в донном субстрате, являющимся своеобразным хранилищем эффипиального запаса планктона, в русловой зоне реки и на отсеченных мелководьях. Для этого 2,5 см выстилающего поверхностного грунта со дна Сенгилевских болот и подобно - из русла реки Меши помещали в аквариумы с профильтрованной соответствующей донным пробам водой (2,5 см - достаточная высота для эксперимента, так как инкапсулированный планктон здесь превышает в процентном отношении бентос). Выклюнувшийся в итоге планктон из грунта Сенгилевского залива составил 13 видов, из русловой пробы мы получили лишь два вида циклопов. Таким образом, потенциал воспроизводства и разнообразия оказывается больше в названной нами зоне воспроизводства Сенгилевских болот.

Прослеживающаяся динамичность процессов воспроизводства наводит на мысль о нестабильности результатов индексации сапробности в связи с колебаниями качественного и количественного состава планктона не только в интервале недели, месяца или года, но и в течении одних суток. Мы провели эксперимент, когда интегральная проба отбиралась каждые четыре часа с целью расчета индексации сапробности. Методика отбора при этом строго соблюдалась в своей повторяемости для того, чтобы такие существенные поправочные моменты, как: вероятные колебания показаний из-за несовершенства отбора проб и вследствие естественного перемещения организмов по вертикали. Таким образом, результат показал изменения сапробности только вследствие меняющейся плотности биомассы горизонтальных потоков. Одна точка наблюдения выбрана в зоне воспроизводства планктонной биомассы на Сенгилевских болотах, другая - в русловом потоке. В течении суток увеличение количественных показателей наблюдалось дважды - в полдень и в полночь. На увеличение численности планктона в ночные часы указывает Н.Н.Жгарева (1982), отметившая эту закономерность при изучении населения погруженной растительности. Следует обратить внимание на существенное различие в расхождении количественных показателей в русле и пойме - на выходе течения из Сенгилевских болот численность исчисляется сотнями, а биомасса указана в граммах, в основном же речном токе у острова Танеевский численность представлена десятками, а биомасса едва превышает 200 мг/куб.м, что еще раз подтверждает наличие воспроизводительных зон. При этом, коэффициент колебания численности в русле в течении суток равен 5,7, а на пойме - 3, то есть в русле изменения происходят наиболее часто. Следует отметить, что при этом колебания численности не во временном, а в пространственном аспекте по горизонтальному разрезу реки от левого до правого берега происходят в 309 раз (в данный период обследования).

Сведения о качестве воды в течении одних суток сильно варьируют, и в зависимости от того, в какое время будет производиться отбор проб зоопланктона, и будет зависеть определяемая величина, а неравномерная плотность распределения зоопланктонных организмов в горизонтальной и вертикальной проекциях водной толщи может послужить причиной необъективного суждения о качестве воды исследуемой акватории при условии единичного отбора проб. В русле в течении суток колебания показателей сапробности происходят в более широких пределах - 2,4-1,5 балла, то есть от относительно-загрязненной до чистой категории, нежели в пойме, где сапробность колеблется от 1,85 до 1,5 баллов. Контейнерное биотестирование, проводившееся параллельно, указывает, что в русловой зоне В-А качество, соответствующее 4 классу загрязненных вод. Кстати, для тестирования были использованы организмы Сенгилевского резерва; тестирование поймы показывало В-0 зону (естественно-чистая вода). Из графических рис.2.5-2.6 следует, что снижение значений индексов сапробности, означающее улучшение качества воды, в основном следует за нарастающей биомассы.

Таким образом, варьирование получаемых величин зависит от количества поступающих в несущий поток организмов, которое диктуется необходимостью присутствия постоянно сменяющими друг друга преобладающими видами. Этологические моменты сосуществования - выклев молоди, спонтанное выедание хищниками, образование "брачных роев" являются лишь вторичными при наличии фактора загрязнения (Брагинский и др., 1987). Вот почему доминантные виды, а значит просто задержанный и изолированный от конкуренции при помощи контейнера природный планктон также четко, как и лабораторная культура, показывает степень пригодности воды, как среды его же обитания. К тому же, в результате проведенных экспериментов выявлено, что реакция организмов планктона, изъятых из зон восстановления, идентична реакции лабораторных культур при оценке качества воды основных несущих потоков, и их использование в качестве тест-объектов возможно в данном случае без предварительной изоляции в аквариумах. Имея достаточный статистический материал, несложно проводить расчеты биомассы производимого и погибающего планктона при возрастании антропогенного прессинга в реке. И при анализе качества любой малой реки

V VI VII VIII IX X

Рис. 2.5. Суточные колебания качественных и количественных показателей зоопланктона Сенгелевского залива р. Меши в одной и той же точке наблюдения. Временной интервал -4 часа.

- численность

- биомасса

- индекссапробности

Рисунок 2.6. Суточные колебания качественных и количественных показателей зоопланктона русла р. Меши в одной и той же точке наблюдения. Временной интервал - 4 часа

- - численность

---- - биомасса

- -.-.— - индекс сапробности необходимо отбирать минимум две пробы, одну - на участке воспроизводства, который теперь благодаря возможной экстраполяции результатов проведенных пробных исследований на р. Меше и Свияге, легко определить по географической карте, другую - в основном несущем потоке реки, что даст возможность расчета терпимости экосистемы. При планировании отбора проб также следует учитывать, кроме суточных колебаний количественного потенциала, возможное расслоение качественных зон в основном русловом потоке, эпи- и гиполемнионе, термоклине. Мы пробовали делать тестирование произвольного сечения реки Меши и расставили контейнеры с учетом расслаивания течения и особенностей рельефа поперечного разреза реки, котнуры которого определяли ручным глубинометром и эхолотом "Дельфин". Три повторности опыта дали одинаковый результат. При однотипном качестве основного руслового потока воды террасовые участки имеют свою специфику.

Таким образом, проведенное подробное исследование сообщества планктонных организмов, первоначально обусловленное поисками массовых и доминантных видов, пригодных для контейнерного биотестирования, открыло перспективы инноваций экологического мониторинга, когда результативный анализ требует обязательного сопоставления аспектов взаимодействия составляющих биосферы, круговорота веществ, взаимозависимых величин. Все это послужило основой для поиска новой интегральной величины, которой явился расчет К5{- коэффициента структурной ориентации биосообществ.

Следует заметить, что основным критерием универсальности разрабатываемой величины являлось требование возможности производства оценки ситуации вне зависимости от временного фактора, что очень важно при проведении широкомасштабных обследований. К тому же, все другие известные индикационные и функциональные показатели подвержены весьма гибкой изменчивости в зависимости от периода проведения исследований. Проведенные нами контрольные замеры показали постоянную динамику колебаний не только в сезонном, но и в суточном временном интервале, и кислородного режима, и значений БПК5, БПК2о, ХПК, азота, фосфора, нитратов, нитритов и др., а также численности, биомассы, физических значений ИЗВ и ИС и ИВР, качества, количества и соотношения сапрофитного и патогенного микробного представительства и многое другое.

Последовательный учет результатов многолетних наработок натурного, экспериментального и теоретического плана позволил выявить определенный вес качественной стороны гидробиологического анализа. При выборе параметров при таком подходе следовало отталкиваться от того, что зоопланктону умеренно-континентальной климатической зоны присущи определенные сезонные изменения видовой структуры биокомплекса, последовательность смены таксономических "ингредиентов", а также от факта значительного колебания количественных показателей в зависимости от "игры" слагающих существование экосистем факторов - расхождении в скорости и направлении основных и второстепенных течений, явлений ветрового (сгонно-нагонного характера) воздействия, изменений кислородного режима, рН, содержания С02, стадии вегетации фито- и и бактериопланкгона, уровня выпавших осадков, количества рассеянных поступлений, характера солнечной активности и пр. пр. пр.

Все эти перекрестные взаимодействия в первую очередь корректируют под ситуацию количественные преобразования, качественные изменения являются пролонгированными; меняется количественное представительство разнофункциональных видов внутри сообщества в зависимости от ситуации. Временный приоритет какого-либо а-сапроба не может быть заложен в основу оценки экологической обстановки, это лишь узко-ситуационный этап саморегуляции системы; только соотношение всех видов в сообществе (О/а) может показать уровень потенциальной возможности самоочищения системы. Если видов О-сапробов больше, даже при количественном преобладании одного или двух видов а-сапробов, потенциал этой системы выше ситуационного состояния. Таким образом, при использовании в расчетах экологической обстановки количественных показателей необходимо соблюдать тщательно спланированную рекогносцировку контрольных станций, выдержанный во временном ритме многократный отбор проб и т.п. однако, и тогда несовпадение кривых показателей разного рода биологической активности, особенно в совокупности с уровнем антропогенного воздействия, не дает возможности использования разбросанных непостоянных величин для объективной оценки качества среды обитания, тем более при одномоментных обследованиях водоемов на больших территориях.

Эффект от совокупного взаимодействия природных и более динамичных антропогенных факторов обусловил возникновение новых адаптационных возможностей региональных гидробионтов. Эмпирически определено, что наиболее вариабельной является группа организмов зоопланктона, со значениями индивидуальных индексов сапробности, укладывающихся в пределы загрязненных зон обитания. При этом, большинство ß-гидробионтов одинаково комфортно приспосабливаются и к чистой и к грязной среде. Поскольку группы организмов О и а-сапробов выглядят наиболее стабильными (частота несоответствия их о и а-качественным зонам равна 0,5%), то соотношение О/а укажет определенную степень устойчивости водного биоценоза. Все ß-сапробы, в силу приобретенной под воздействием длительного и все возрастающего антропогенного воздействия повышенной адаптации и приобретенной же положительной (для чистых вод) и отрицательной (для грязных вод) вариабельности, могут быть поделены на две части. Таким образом, формула для определения коэффициента структурной ориентации зоопланктонного сообщества, позволяющего классифицировать качественное состояние исследуемых водоемов и их отдельных участков, будет представлена следующим образом:

Pol + 0,5 Рр Kst = (); 0<Kst>l.

Ра-р + 0,5 Рр

Путем расчета величин К производится оценка качества воды водоемов региона с большей точностью. В формуле введены следующие обозначения: Ры -это процент содержания в пробе воды организмов, приуроченных к чистым средам обитания, Рр - количество ß-мезосапробов, которое мы делим на два, Ра.р - процент суммы представителей зоопланктонной фауны, выдерживающих высокую степень загрязнения. Следует отметить и учет редких видов, которые имеют отличительную специфику. Редких видов зоопланктона сравнительно мало, если не относить к их числу северных и южных пришельцев, часто временно оказывающихся в составе сообществ водоемов нашей географической зоны (Asplanchna herriki, например). Однако те действительно редковстречаемые таксоны определяют свое местопребывание предпочтительно в чистых зонах, даже если их индивидуальный индекс сапробности говорит о приуроченности обладателя к жизни в грязной и загрязненной воде. Таким образом, те редковстречаемые организмы, которые отмечены изначально (табл. ИС Макрушина, Сладочека) индивидуальным индексом Р-сапроба, можно считать как О-сапробные, а индексом а как Р-сапробные, то есть поднимая на порядок их статус. Если редкий вид вообще не является сапробным и, соответственно, не состоит в вышеупомянутых классификационных списках, его можно также считать за О-представителя. При этом уместно вспомнить что "загрязнение" - весьма абстрактное понятие, оно может быть вызвано аллахтонно и автохтонно, носить чисто природный (гниение) характер или химическое начало (поступление неочищенных стоков, смыв удобрений (пестицидов) и пр.) - рассеянное поступление, формироваться на водосборе, в донном субстрате, выпадать с осадками (Песенко, 1982). Но в открытой незамкнутой природной системе все виды загрязнения, независимо от первоосновы своей, приобретают в конечном итоге единую форму. Это происходит за счет того, что любое нежелательное воздействие обязательно встречает сопротивление, вызывает ответную реакцию, стимулирует (спустя, может быть, определенное время и не обязательно в точке возникновения - это зависит от силы токсического воздействия) процессы саморегуляции в экосистеме, всегда направленные на выживание. Независимо от нагрузки тенденция начинающейся деградации рек или появления признаков в общем одинакова для рек с разными природными характеристиками и неравномерной долей антропогенной нагрузки. Это подтверждает и позицию Б.И.Кочурова (1999) о том. Что антропогенно измененные системы имеют те же динамические тенденции, что и ненарушенные структуры, заключающиеся в закономерной смене состояний во времени.

При прямом токсическом воздействии живые организмы погибают, но открытые природные системы обладают резервом восстановления живой биомассы, увеличение которой провоцируется раздражающим фактором. Положенные в основу расчетов качества водоемов индивидуальные сапробные валентности в равной мере одинаково отражают экологическую ситуацию для разнохарактерной природы загрязнения, т.е. оценка претендует на универсальность. И положенные в основу расчетов качества водоемов индексы саиробности в равной мере одинаково отражают экологическую ситуацию для разнохарактерной природы загрязнения, т. е. оценка претендует на универсальность.

Итак, если:

К > 1 - экосистему водоема можно считать потенциально самоочищаемой при существующем режиме хронического загрязнения и достаточно устойчивой; экологическая ситуация устойчивая.

При значении К = 1 - экосистема водоема подвержена умеренному загрязнению и нестабильна; экологическая ситуация расценивается как умеренно-напряженная.

При значении К < 1 - водоем деградирующий (испытывает нагрузку, превышающую пределы возможной терпимости экосистемы, сопровождающуюся гибелью видового состава, эффипиальных запасов, преобразованием бактериальных основ и пр.); экологическая ситуация приравнивается к напряженной.

Расчеты качества вод таким способом удобны, так как оценка может производиться по результатам единовременного обследования. Они не более трудоемки, чем все другие, и с успехом могут быть использованы при составлении легенды карт и положены в основу прогнозирования экологической обстановки.

Механизм ответной реакции биоценоза на поступление избыточного количества загрязняющих веществ, проявляющийся в выбросе дополнительного количества биомассы фильтраторов, наблюдаемый нами в Сенгилевском заливе, дал повод для проведения экспериментальных исследований качественного состава сообщества гидробионтов.

Отношение "эфипиальных запасов" в донном субстрате, отбиравшихся в так называемых зонах "восстановления качества" (или воспроизводства биомассы), к фактическому представительству зоопланктонтов, обитающих в момент отбора проб в водном столбе над подконтрольным участком дна (на котором производился забор образцов субстрата), показало, что потенциальный ("спрятанный" в донных отложениях) видовой запас, как правило, превышает фактический в 3 и более раз. Вообще, зоопланктон обогащается или обедняется в зависимости от: 1 индивидуальных циклов развития разных организмов; 2 - качества пищи (в т.ч. живой, как простейшие, бактерио- и микрофитопланктон); 3 - взаимосвязанное с количеством пищи - необходимости участия определенного контингента видов (допустим, фильтраторов) в самоочищении среды обитания (воды). Как правило, последующим этапом сукцессии выступает массовое развитие хищников, регулирующих численность самих биосорбентов. В конечном итоге достигается эффект трансформации, транспортировки и консервации различных ксенобиотиков. Кроме всего прочего, для "обеззараживания" среды организмы вырабатывают различные антибиотики, ферменты и прочие биологически активные вещества, наличие которых в воде, как уже упоминалось, является и сигналом близрасположенным агрегациям животных.

Таким образом, эфипиальный запас показывает биологический потенциал водной экосистемы, который при необходимости, благодаря физиологии групп гидробионтов зоопланктона, может "пробуждаться" в интервале от минут до нескольких лет (например, при засухе). Фактическое же присутствие видов в планктоне несет в себе отпечаток этого потенциально-возможного видового представительства, оценивающегося соотношением О/а (К51).

В таблице (Таблица 2.4) приведены результаты эксперимента выделения видового потенциала, проведенные в Сенгилевском заливе (болотах) Мешинского плеса Куйбышевского водохранилища (1998 г.).

Из таблицы следует, что значения К5( в одном и том же месте акватории (с равнозначными химическими параметрами на створах минимально удаленных друг от друга (верховье, низовье и центральная часть) при общей площади акватории Сенгилевского залива примерно 40 кв. км) практически не имеют расхождений и находятся в интервале от 2 до 3 единиц, что указывает на быструю возможную реакцию биоценоза при экстренной необходимости увеличения дозы концентрации биогенных элементов в воде.

Позднее К5( был рассчитан для всех когда-либо исследовавшихся в течение 20 лет точек контрольного гидробиологического облова, что позволило выявить ряд новых закономерностей в механизме формирования биологического слоя толщи вод и возможности его участия в поддержании определенного оптимального для существования фауны качества среды обитания).

ЗАКЛЮЧЕНИЕ:

В зависимости от поставленных задач исследования традиционные методы гидробиологического анализа необходимо и возможно модифицировать. Для пространственного анализа биологического потенциала устойчивости водных экосистем оптимальным показателем является коэффициент структурной ориентации зоопланктонного сообщества, в котором заложена информация о биоразнообразии, являющимся основным критерием качества среды обитания.

Были получены следующие основные выводы:

1. Структура сообщества зоопланктона определяется их функциональностью в механизмах природной саморегуляции и может служить основой для разработки интегральных показателей.

2. Коэффициент структурной ориентации зоопланктонных сообществ -величина адекватная экологической ситуации окружающей среды и является сравнимым показателем оценки биологического потенциала устойчивости разнородных природных поверхностных водоемов и водотоков.

3. Баланс распределения зон с различным биологическим потенциалом устойчивости поверхностных вод по отношению к общей площади РТ в процентном отношении составляет:

- 19,65% - экологически устойчивых;

- 38,2% - умеренно-напряженных;

- 42,15% - напряженных.

Теоретические и практические результаты пространственного анализа могут применяться для решения аналогичных задач в любых регионах России и других стран.

Список литературы диссертационного исследования кандидат географических наук Горшкова, Асия Тихоновна, 2003 год

1. Авакян А.Б., Шарипов В.А. Водохранилище гидроэлектростанций СССР. Госэнергоиздат. - М.- JL, 1962. - С.117.

2. Алимов А.Ф. Введение в продукционную гидробиологию. Глава "Структурные и функциональные характеристики сообществ водных животных. JL: Гидрометеоиздат, 1989. - С. 91-97.

3. Алимов А.Ф. Разнообразие, сложность, стабильность, выносливость экологических систем // Общая биология. 1990. Т. 55, № 3. С. 286.

4. Андронникова И.Н. , Макиевский К.А. Биологическая продуктивность озера Красного и условия ее формирования. JL: Наука. 1976. - 208 с.

5. Апкин Р.Н. Закономерности распространения болот на территории Республики Татарстан // Рукопись дисс. на соискание ученой степени канд. геогр. наук. Казань, 2000. - С. 42-61.

6. Аськеев О.В. Орнитофауна пойм малых рек РТ (динамика населения и охрана) / Автореферат канд.дисс. М., 1998. - 27 с.

7. Аюпов A.C. Примеры сохранения отдельных элементов ландшафта для сохранения будущего // Международный экологический конгресс. -Воронеж, 1996. С.91-92.

8. Баканов А.И. Способ ранжирования гидробиологических данных в зависимости от экологической обстановки // Биология внутренних вод. Борок. 1997, № 1.-С. 53-58.

9. Белихов Д.В. О сложности отношений организмов и нефти // Сб. трудов биологические основы рыбного хозяйства на водоемах Средней Азии и Казахстана. Алма-Ата, 1983. С.64-71.

10. Ю.Брагинский Л.П., Величко И.М., Щербань Э.П. Пресноводный планктон в токсической среде. Киев: Наукова Думка, 1987. - С. 179.

11. П.Брагинский Л.П., Комаровский Ф.Я., Линник Л.Н. Эколого-токсикологическая ситуация в водной среде (основные принципы оценки и прогнозирования) // Гидробиологический журнал. 1989, Т. 25, № 6. С. 91-101.

12. Бурлаков В.П., Семенова И.И., Халилова С.Д. Аквоториальное районирование Нижнекамского водохранилища // Материалы Всероссийской научно-практической конференции «Управление устойчивым водопользованием». Екатеринбург. 1997. - С.50.

13. Вандыш О.И. Особенности структурно-функциональных показателей зоопланктона водоемов Кольского региона в условиях разнофакторного антропогенного загрязнения // Автореф. канд. дисс. С.-Пб., 1998. - С. 4-5.

14. Вернадский В.И. Научная мысль как планетное явление. М.: Наука. 1991.-С.224.

15. Вернадский В.И. Химическое строение биосферы Земли и ее окружение. -М.: Наука, 1965.-С. 168.

16. Винберг Г.Г. Биоценология водной среды // Природа, 1971. № 6. - С. 1215.

17. Винберг Г.Г. Пути количественного исследования роли водных организмов как агентов самоочищения загрязненных вод // Радиоактивные изотопы в гидробиологии и методы санитарной гидробиологии. М., JL: Наука, 1964.-С. 21-36.

18. Виноградов А.П. Химический состав планкота // Тр. Биохимической лаборатории. М.: Знание. 1939, вып, 5. С. 76.

19. Водные ресурсы РТ. Критерии загрязненности вод // Информационный бюллетень. Казань. 2001. С. 41.

20. Вьюшковой В.П. К вопросу об агрегатности распределения организмов зоопланктона Волгоградского водохранилища // Почвоведение водных беспозвоночных. Борок, 1972. С.44-48.

21. Географическая характеристика административных районов Татарской АССР. Казань: КГУ, 1972. - С. 183.

22. Гиляров А.М. Динамика численности пресноводных ракообразных // Труды ВГБО, 1987. С. 24-25.

23. Гимадеев М.М., Ермаков В.В. Словарь терминов, понятий и определений по охране природы, рациональному использованию и воспроизводству природных ресурсов. Казань: Таткнигоиздат, 1991. - 357 с.

24. Гимадеев М.М., Щеповских А.И. Экологический энциклопедический словарь. Казань: Природа, 2000. - 384 с.

25. Горшкова А.Т. Картографическая интерпретация качественного состояния водных экосистем территории РТ // Актуальные экологические проблемы РТ / Материалы V Республиканской конференции Казань, 2002.

26. Горшкова А.Т. Особенности биоиндикации по зоопланктону в условиях крупных водохранилищ // Современные проблемы биоиндикации и биомониторинга / Тезисы докл. XI международного симпозиума по биоиндикаторам. Сыктывкар, 2001. - С. 37-38.

27. Горшкова А.Т. Расчет биологической составляющей в оценке экологической ситуации поверхностных водоемов // Актуальные экологические проблемы РТ / Материалы IV Республиканской конференции. Казань, 2000. С.251.

28. Горшкова А.Т., Урбанова О.Н., Шамсиева Л.Г. Потенциал самоочищения малых рек в условиях высокой антропогенной нагрузки / Материалы VII съезда ВГБО РАН. Казань. 1996, Т.З. - С. 146-148.

29. Госдоклад. Водные ресурсы и питьевая вода РТ. Казань: Мониторинг, 1997. 169 с.

30. Государственный реестр особо охраняемых природных территорий РТ. -Казань: Магариф, 1998. С. 35, 150-152.

31. Государственный реестр ООПТ РТ. Казань: Магариф, 1998. - С. 200.

32. Дзюбан H.A. О методах индикации пресных вод по зообентосу и зоопланктону. / Сб. работ гидрометцентра. Вып. 12.

33. Гидрометеорологический режим Среднего Поволжья. Д.: Гидрометеоиздат, 1986. С. 22.

34. Доктуровский B.C. Торфяные болота. Происхождение, природа и особенности болот СССР. M.-JL: Гл. ред. горно-топливной литературы, 1935, Изд. 2. -224 с.

35. Долгов Г.И. Учет гидрологических факторов при проектировании, строительстве и эксплуатации водохранилищ. Водохранилища для водоснабжения промышленных предприятий и населенных мест. ВоДГЭО, 1941.-С.21.

36. Долгов Г.И., Никитинский Я.Я. Гидробиологические методы исследования. В кн Барсов К.К. Стандартные методы исследования питьевых и сточных вод. М., Издание постоянного бюро всесоюзных и санитарно-технических съездов. 1927. С. 78.

37. Еремина О.Ю., Бутовский P.O. Биохимические аспекты влияния тяжелых металлов на беспозвоночных животных // Агрохимия. 1997, № 6. С. 8091.

38. Жгарев Н.Н. О вертикальной структуре населения зарослей рдеста Узколистного // Экология водных организмов верхневолжских водохранилищ. Д., 1982. С.49-56.

39. Женермон Ж. Проблема длительных модификаций у простейших // Общая биология. М.: Наука. 1970, Т. 31, № 6. - С. 127.

40. Зеленая книга РТ. Казань: КГХ, 1993. - С. 59.

41. Иванова М.Б. Влияние t, РН на дыхание и скорость фильтрации Daphnia pulex // Гидробиологический журнал, 1965. Т. 1, № 5. С. 13.

42. Иванова М.Б. Влияние концентрации пищи на скорость фильтрации у Cladocera // Общая биология. 1965. Т.1, № 5. С. 13.

43. Иванова М.Б. Влияние температуры, рН на дыхание и скорость фильтрации Daphnia pulex // Гидробиологический журнал, 1965. Т.1, № 5. -С. 13

44. Ивлиева Л.М. Состояние зоопланктонного сообщества в условиях антропогенного воздействия // Материалы X международной конференции по промысловой океанологии. С.-Пб., 1997. - С. 58, 162.

45. Инструкция по обработке проб планктона счетным методом. Иркутск: ИГУ, 1978.-35 с.

46. Информационный бюллетень КОТР. Vogelbescherming. Nederland. 2001, № 13.-С. 31-37.

47. Кабанов Н.М. Методы санитарно- гидробиологических исследований . В кн. Драчев С.М. Приемы санитарного исследования водоемов. Медгиз. М.-С.313- 336.

48. Качалова O.JL Моллюски и олигохеты как показатели сапрбности рек Латвийской ССР / Сб. Теория и практика биологического самоочищения загрязненных вод. 1972. С. 169-172.

49. Кисилев И.Р. Изучение планкота водоемов. М.-Л.: АН СССР. 1950. С.21.

50. Кольквиц и Марсон, в 1908-1909 гг

51. Константинов A.C. Общая гидробиология. М.: Высшая школа, 1972. -472 с.

52. Константинов A.C. Основы общей гидробиологии. М., 1957. - с. 98.

53. Кочуров Б.И. Геоэкология: Экодиагностика и эколого-хозяйственный баланс территории. Смоленск, 1999. 153 с.

54. Кравченко М.С., Собина H.A. Аналитический контроль природных и сточных вод. Проблемы и перспективы // Тезисы I республиканской конференции по аналитической химии. Киев, 1979. - С. 86-87.

55. Крайнюкова А.Н. Биотестирование в охране вод от загрязнения // Методы биотестирования вод. Черноголовка. Ин-т физики, химии АН СССР. 1988. -С. 4-13.

56. Крайнюкова А.Н. Биотестирование сточных вод в системе контроля водоотведения и управления качеством вод. Харьков, 1984. - С. 120-125.

57. Крайнюкова А.Н., Ульянова И.П., Лысенко В.Е. Токсикологический контроль и нормирование сброса сточных вод на основе биотестирования. Экономические, технические и организационные основы охраны вод. -Харьков, 1987.-С. 147-151.

58. Краткий определитель водных беспозвоночных Среднего Поволжья. К.: Казань: КГУ, 1977.-С.158.

59. Крутова T.B. Стимулирующее рост и пролиферацию действие сверхмалых доз нитрозометилмочевины//Биофизика, 1989. Т.34, вып. 6. С. 1063.

60. Кутикова Л.А. Коловратки фауны СССР. Л.: Наука, 1970. - С.697.

61. Лебедев Ю.М. Что такое малая река? // Малые реки: современное экологическое состояние, актуальные проблемы / Тезисы докладов международной научной конференции. Россия. Тольятти: ИЭВБ РАН, 2001.-С. 122.

62. Липеровская Е.С. Некоторые особенности распределения олигохет в зависимости от загрязнения илов р.Москвы / Сб.: Биологические процессы в морскихи континентальных водоемах. Тезисы докладов на 2 съезде ВГБО. Кишиневю С. 44.

63. Липин А.Н. Пресные воды и их жизнь. М.: Учпедгиз, 1950. - С. 62-64.

64. Луферов В.П. Агрегатность распределения некоторых ракообразных в Шекнинском водохранилище // Биологические процессы в морских и континентальных водоемах. Кишинев, 1970. С.229-230.

65. Макрушин A.B. Биологический анализ качества вод. Л.: ЗИН, ВГБО, 1974.-56 с.

66. Максимова И.В. Взаимоотношения водорослей с бактериями и другими микроорганизмами в смешаннхы культурах // Биология авторофных микроорганизмов. М.: МГУ. МОИП. Т. XXIV, 1966. С.240.

67. Мануйлов Е.Ф. Ветвистоусые рачки фауны СССР. М.-Л.: Наука, 1964. -С.318.

68. Махотина М.К. Характеристика зоопланктона Нижнекамского водохранилища на первом этапе его формирования / Сб. тр. ГосНИИОРХ. Л., 1985. Вып. 240.-С. 112.

69. Мелентьева P.P. Методические разработки для большого практикума "Методы определения качества вод". Казань: КГУ , 1987. - 23 с.

70. Мелентьева P.P., Кондратьева Т.А., Гайнуллина Ф.Ш. Биологическая оценка качества вод Куйбышевского водохранилища / Материалы VII съезда гидробиологического общества РАН. Казань. 1996, Т.З. С. 166.

71. Мережко А.И. Проблемы малых рек и основные направления исследований // Гидробиологический журнал, 1998. Т. 34, № 6. С. 66.

72. Мережко А.И., Паеичная Е.А., Паеичный А.П. Биотестирование токсичности водной среды по функциональным характеристикам макрофитов // Гидробиологический журнал, 1996. Т. 32. № 1.

73. Меркулов А.П. Самая удивительная на свете жидкость. М.: Советская Россия, 1978.

74. Методические разработки "Методы определения качества вод". Казань: КГУ, 1987.-23 с.

75. Методические рекомендации по сбору и обработке материалов при гидробиологических исследованиях на пресноводных водоемах. JL: Гидрометеоиздат, 1982. - 33 с.

76. Методическое руководство по биотестированию воды. РД-118-02-90. М., 1990. - 67 с.

77. Методы биоиндикации и биотестирования природных вод. JI., 1987. Вып. 1,- 154 с.

78. Методы биотестирования вод. Под ред. Крайнюковой А.Н. Черноголовка, 1988.- 127 с.

79. Монаков A.B., Семенова JI.M. Горизонтальное распределение зоопланктона в Рыбинском водохранилище по данным синхронных съемок / Тр. Ин-та биологии водохранилищ АН СССР. 1966, вып. (12) 15. С.56-67.

80. Мордухай-Болтовской Ф.Д. Итоги работы по изучению зоопланктона, зообентоса и биологии водных беспозвоночных / Тр. Ин-та биологии водохранилищ АН СССР. 1974, Вып. (9)12 С.47-48.

81. Морозов И.В., Петрова P.C., Петров Г.Н. Роль макрофитов в нефтеочистных сооружениях // Гидробилогический журнал, 1969. Е.5, №4. -С. 19-23.

82. Морозов И.В., Соколов И.П. Биологический метод очистки поверхностных вод от нефтяных загрязнений и высокоминерализованных стоков. JI. Изд-во СевНИИГима, 1979. - 10 с.

83. Мошкова JI.B. Антропогенное влияние на водораздельные озера РТ // Материалы V Республиканской конференции «Актуальные экологические проблемы РТ. Казань. 2002.

84. Никитинский Я.Я. Некоторые итоги в области санитарно-технической гидробиологии // Микробиология, 1938. Е. VII, вып.1. С.27.

85. Николаев В.Н., Шагимарданов P.A., Бурлаков В.П. Особенности очистки воды от нефтяных загрязнений и их локализация // Чистая вода России / Материалы Международного симпозиума. Екатеринбург, 1997. - С.97-98.

86. Одум Ю. Основы экологии. М.: Наука.1975. - 740 с.

87. Оноприенко Ю.И. Закон сохранения информации в биологии. -Владивосток, 1985. С. 46.

88. Отчет «Разработать программу ведения государственного мониторинга водных объектов и водохозяйственных систем РТ». Договор 2000, ДЭФ -36Р. Казань: ИнЭПС АН РТ, 2000. 174 с.

89. Отчет «Экологический атлас РТ». ИнЭПС. № 16-91. 2002. - 200 с.92.0чет КоГиВР СевНИИГим «Разработать и представить в Минводхоз

90. СССР рекомендации по защите малых рек от нефтяного загрязнения» 1.23/Д 10, Ед.х. 1689. Казань, 1983.-63 с.

91. Пареле Э.А. Малощетинковые черви (Oligohaeta) устьевой области р.Даугавы. Лимнология Северо-запада СССР, Таллин. 1973, 3. С.7-10.

92. Перельман А.И. Геохимия природных вод. М.: Наука, 1982. - С. 9.

93. Перечень предельно допустимых концентраций и ориентировочно безопасных уровней воздействия вредных веществ для воды рыбохозяйственных водоемов. М.: Мединор, 1995. - 171 с.

94. Песенко Ю.А. Принципы и методы количественного анализа в фаунистических исследованиях. М.: Наука, 1982. - С.2.

95. Петров Г.Н. Меженный сток и его изучение // Труды Казанского филиала АН СССР. Серия энергетики и водного хозяйства. 1956, вып. 1. - 144 с.

96. Пидгайко М.Л., Александров Б.М., Иоффе Ц.И. и др. Краткая биопрродукционная характеристика водоемов Северо-Запада СССР / Изв. ГосНИИОРХ. Л., 1968. - С. 67.

97. Постановление СМ ТАССР от 10.01.78 г. за № 25

98. Пруды РТ. Фондовые материалы отдела гидрологии ИнЭПС АНТ. -Казань, 2001.

99. Равкин Ю.С. Особенности морфологического изучения животного населения на зональных трансектах (исходные концепции и допущения) // Изв. РАН, серия биологич. МАИК. Наука, 1997. № 5. - С. 603-612.

100. Ратушняк A.A. Оценка роли сообществ макрофитов в формировании качества воды мелководий Куйбышевского водохранилища // Экологическая химия, 2002. Т. 11, вып.2. С. 134-140.

101. Ратушняк A.A., Андреева М.Г., Махнин В.Г. Эффект действия малых и сверхмалых доз пиретроидов на Daphnia magna // Токсикологический вестник. 2000, № 2. С. 17-23.

102. Розенберг Г.С., Павловский В.А. Оценка качества биоиндикаторов // Экологическое состояние бассейна р. Чапаевка в условиях антропогенного воздействия: Биологическая индикация. Тольятти, 1997. - С. 312-319.

103. Руссо P.C. Информационная система по токсичности стоков сложного состава. Проблемы водной токсикологии, биотестирования и управления качеством воды. - Л., 1986. - С. 151-163.

104. Рылов В.М. Cyclopoide пресных вод. М.: Наука, 1948. Т. 1-3. - С.318.

105. Рылов В.М. Пресноводная фауна европейской России. М.: Природа и Научрыббюро Главрыбы, 1922.-С. 125.

106. Скориков A.C. Зоологические исследования Ладожской воды, как питьевой, Ладожское озеро как источник водоснабжения города Санкт

107. Питербурга. // Материалы VIII Русского водопроводного съезда. М., Часть санитарная. С.489.

108. Смирнов H.H. Ракообразные фауны СССР. Л.: Наука, 1976. - 313 с.

109. Ш.Смирнов H.H. Частота сердцебиений ветвистоусых ракообразных как показатель их экологических особенностей и состояния. Гидробиологический журнал, 1965. Т. 1, № 6. - С. 12.

110. Смирнов H.H., Сиренко Л.А. Цитофизиологический метод экспресс-оценки токсичности природных вод // Гидробиологический журнал, 1991. Т. 27, № 3. С. 75-77.

111. Стратегия сохранения водно-болотных угодий Российской Федерации. -М.: Wetlands international, 1999. 50 с.

112. Ступишин A.B., Лаптева H.H. Морфоструктурная дифференциация территории Среднего Поволжья и озерность // Озера Среднего Поволжья. -Л.: Наука, 1976.-С. 46.

113. Унифицированные методы исследования качества вод. СЭВ. Методы биологического анализа вод. М., 1976. Изд. 3, ч. 3. С. 12.

114. Филогенова Н.П., Алимов А.Ф. Методики биологического анализа пресных вод. АН СССР. Л., 1976. - С. 24.

115. Фюрон Р. Проблема воды на земном шаре. М.: Советская Россия, 1978. -142 с.

116. Хенри М.Г. Использование поведения для сравнения токсического действия трех химических веществ // Проблемы водной токсикологии, биотестирования и управления качеством воды. Л.: Наука, 1986. - 200 с.

117. Хохлов А.П. Влияние синтетических и водорастворимых фенольных антиоксидантов на активность м-холинэргической рецепторной системы крыс // Нейрохимия, 1989. Т. 8, № 1. - С. 3-11.

118. Целевая комплексная программа "Охрана и рациональное использование водных ресурсов РТ", утвержденная Постановлением Кабинета Министров РТ от 17.02.97г.

119. Чернышева Э.Р. Сырой формальный вес массовых форм низших ракообразных Куйбышевского водохранилища / Тр. Отделения ВНИОРХ. 1964, вып. 10. - С.87-97.

120. Шкорбатов A.JI. Гидробиологическое изучение микрофлоры р. С.Донец и его притоков: Оды и Лопань / Тр. Комиссии по сан.-биол. Обслед. Р. С.Донец и его притоков (Лопани и Уд), 1928. 2. С.89-156.

121. Шмидт-Ниельсон К. Физиология животных «Приспособление и среда». М.: Мир. 1982.-С.24.

122. Эрхард Ж.П., Сежен Ж. Планктон. -Л.: Гидрометеоиздат, 1984. с. 100.

123. Aston R.J. Tubigicids snd water quality: a review. Invironmental Pollut, 1973. 5, l.-P. 1-10.

124. Bick H. A review of european for the biological estimation of water pollution levels. World Health Organisation. 1962, 4. P. 54-85.

125. Cosson Richard P. Adaptations des organismes hydrothermaux a la contrainte metalliqua: Rapp. . journecs annu. 1995 Soc. zool. Fr. "Adaptation", Nantes, 3-5 juill., 1995. 2eme partie // Bull. Soc. zool Fr. 1997. 122, № 2. - P. 109126.

126. Fjerdingstad E. Pollution of streem estimated by benthal phytomicroorganisms. Asaprobic system based on communities of organisms and ecological factors. Internat. Revue ges. Hydrobiol, 1964. 49, 1. P. 63-131.

127. Gerloff G.C., Fishbeck K.A. Plant content of elements as a bioassay of nutrient availabilily in lakes and streams. Bioassay techn. And environmental chemistry. Ann Arbor. 1973.-P. 37.

128. Gick G.G., Zeytin F.N., • Brazeau P. et.al. Grouth hormonereliaring factor regulates grouth hormone MRNA in primary cultures of rat pituitary cells // Proc. Nat. Acad. Sci. USA, 1984. V. 1, № 5. P. 1553.

129. Goodnight C.J., Whitley L.S. Oligochaetes as indicators of pollution. Proc. 15th Inol. Waste Conf., Pardue Univ. Ext. Ser. 1961, 106. P. 139

130. Hauhs Michael, Neal Colin, Hooper Richard, Christofersen Nils. Summary of a workshop on ecosystem modeling: The end of an era? Резюме рабочей группы по моделированию экосистем: конец эпохи? // Sci. Total Environ. 1996. V. 183, №1-2. -P. 1-5.

131. King D.I., Ball R.C. A quantitative biological measure of stream pollution. J.Weter Pollution control Federation, 1964. 36, 5. P. 650-653.

132. Liebmann H. Methodik and Answertung der biologischen Wassergute -Kartierung. Munchener Beitrage zur Abwasser. Fischerei and Flussbiologie, 6: В кн. Wetzel A. Technische Hydrobiologie. Zeipzig. - P. 134- 156.

133. Milbrink G. On the use of indicator communities of Tubificidae and some Lumbriculidae in the assesment of waver pollution in Swedish lakes. Zoon. 1973, l.-P. 125-139.

134. Moller Pilot H.N.M. Faunistische becordeling van de verontreiniging in laaglandbeken. Tilburg, 1971, l.-P. 286.

135. Odum E.P. The strategy of ecosystem development // Science. 1969, V. 164. -P. 262-270.

136. Odum E.P. Trends expected in stressed ecosystems // Bioscience. 1985, V.35. -P. 419-422.

137. Pantle R., Buck H. Die biologische Überwachung der Gewässer and die Darstellung der Erqebnisse. Gas and wasserfach, 96,18:604 - 1955.

138. Patrick R. Biological measure of streem condition. Sewage and Industrial Wastes, 1950. 22, 7 P. 926-938

139. Patrick R., Strawbridge D. Methods of studying diatom populations. J.Water. Pollution Control Federation, 1963. 35, 2. P. 151-162.

140. Penev Zyubomiz. Concrete biotas a neglected concept in biography? Конкретные биоты - забытая концепция биографии?// Glob. Ecol. and Biograph. Lett. 1997, № 2. - P. 91-96.

141. Pierre J.F. Etude hydrobioloqigue de la Meurthe. Contribution a l'ecologie des populations algales. Bull. Acad. Soc. Lorraine Sei. 1968, 7, № 4. P. 264-412.

142. Silvert William. Size-aggregation in models of aquatic ecosystems // Sei. Total Environ. 1996. T. 183,№ 1-2.-P. 107-114.

143. Sladicek V. System of water quality from biological point of view. Ergebnisse der Limnologie, Heft 7. Arhiv fur Hydrobiologie. 1973. P. 546-559.

144. Sladicek V. The future of the saprobity system. Hydrobiologia, 25, 3-4. P. 518-537.

145. Sladicek V. The measure of saprobility. Verh.Internat. Verein. Limnol., 1969, 17. P.546-559.

146. Sladicek V. Water quality system. Verh.Internat. Verein. Limnol., 1966, 16. 2.e. P. 809-816.

147. Surber E.W. Biological aspects of pollution in Michigan waters. Sewage and Industrial Wastes, 1953. 25, 1 P. 79-86.

148. Warren Philip H., Gaston Kevin J. Interspecific abundance-occupancy relationships. A test of mechanismis using microcosms // J. Anim. Ecol. -Великобритания. 1997, № 5. P. 730-742.

149. Wilber Ch.G. The biological aspects of water pollution // Illinois. 1969, №1. -P. 296.

150. Wilm J.L., Dorris T.S. Biological paramétrés for water quality criteria // Bioscience, 1968.-C. 69-101.

151. Wilson J.N. Effect of kraft mill wastes on stream botton fauna. Sewage and Industrial Wastes, 1953. 25, 10 P. 1210.

152. Wurtz O.B. Stream biota and stream pollution. Sewage and Industrial Wastes, 1955.27, 11 P. 1270-1278.

153. Zahner R. Beziehungen zwischen dem Auftreten von Tubifïcidae und der Zufuhr organischer Stoffe in Bodensee. Internat. Revue ges. Hydrobiol. 1949, 3 -P. 417-454.