Глава 1. Эвтрофирование озер и водохранилищ (стр. 8 )

В более сложных системах оценки трофического состояния используются распределения вероятности каждого класса состояния водоема, графически выражаемые в виде кривых распределения вероятности класса трофического состояния водоема в зависимости от основных показателей процесса эвтрофирования. Эти оценки основываются на балансовых моделях Р. Фолленвейдера и в них используется зависимость некоторого оценочного параметра от величины фосфорной нагрузки на водоем, его глубины и проточности или времени пребывания воды в водоеме. К. Рэкхау разработал серии кривых, позволяющих оценивать вероятность отнесения водоема к тому или иному типу трофического состояния с учетом ошибок балансовой модели и неопределенностей оценки фосфорной нагрузки. В основу этих номограмм (рис. 1.3) положено эмпирическое соотношение между средним содержанием фосфора в озере и величиной фосфорной нагрузки, полученное им на основе обработки данных по 47 американским озерам умеренной зоны [Reckhow, 1979c].

Номограммы Рэкхау.

С целью возможно более полной концентрации имеющейся информации о состоянии водоема В. Уокер применил один из наиболее эффективных методов многомерной статистики – метод главных компонент – для оценки трофического состояния водоемов. Им показано, что первые две компоненты описывают 96% изменчивости индивидуальных показателей и могут служить хорошей базой для разработки классификационных систем [Walker, 1980].

Во многих случаях применение числовых индексов оказывается успешным, но имеется и немало случаев весьма противоречивых суждений и выводов. Основные причины появления случаев неадекватности числовых индексов при оценках трофического состояния заключаются в том, что в этом случае делается попытка набором статических показателей отразить динамически сложное состояние экосистемы водоема.

На наш взгляд, важной дополнительной характеристикой экосистемы в плане оценки ее состояния могло бы быть соотношение двух динамических показателей экосистемных процессов – скорости первичного продуцирования и скорости деструкции органического вещества. Как отмечалось выше, при нарушении баланса этих характеристик в экосистеме начинают происходить глубокие изменения, приводящие к изменению трофического состояния водоема. Для состояния экосистемы важна не только общая величина аккумуляции энергии в виде продуцируемого органического вещества, но и способность экосистемы к переработке (утилизации) этой энергии. Например, в водоеме с высоко интенсивными пищевыми связями между фито - и зоопланктоном, общая биомасса фитопланктона может быть сравнительно небольшой при высокой биогенной нагрузке и высокой первичной продукции, соответствующим градациям эвтрофных и даже гиперэвтрофных водоемов. Следует ли относить такие водоемы к эвтрофным? Интересный в этом плане пример приводит Хурберт при описании лимнологических характеристик небольшого озера. При загрязнении озера пестицидами, уничтожившими чувствительный к загрязнениям рачковый зоопланктон, биомасса фитопланктона при прежней биогенной нагрузке возросла в 16 раз.

Характер трофических взаимодействий и их напряженность может существенно меняться в течение вегетационного сезона. Например, в целом близкое к эвтрофному состоянию Можайское водохранилище по показателям трофии, измеренным в июне, когда наблюдается максимальный пресс зоопланктона на фитопланктон, должно быть отнесено к олиготрофному типу. Однако очевидно, что при оценке состояния экосистемы водоема необходимо использовать средневегетационные значения характеристик продукционно-деструкционных процессов.

Р. Карлсон, проводя параллель между процессом эвтрофирования озер и ожирением как болезнью человека, подчеркивает, что лечение ожирения основано не только на диете (ограничение питания), но и на рекомендации физических упражнений (утилизации энергии). По его мнению, для оценки трофического состояния экосистемы достаточно лишь одного показателя, отражающего общий уровень энергетических процессов в экосистеме, - биомассы фитопланктона [Carlson, 1984]. Водоемы, характеризующиеся высоким уровнем утилизации энергии при высоких значениях биомассы, он предлагает относить к потенциально опасным для эвтрофирования, учитывая хрупкость трофических механизмов, поддерживающих энергетическое равновесие в экосистеме. Не преумаляя значение такого важного показателя, как биомасса фитопланктона, трудно согласиться с мнением Р. Карлсона. Во-первых, в его работе не даются рекомендации, каким образом оценивать уровень и скорость утилизации энергии. Во-вторых, адекватная оценка средней концентрации фитопланктона при его чрезвычайно высокой пространственно-временной изменчивости представляет серьезные практические трудности. Методические сложности определения биомассы фитопланктона не позволяют получать массовый материал, а использование для этой цели показателя хлорофилла-а резко понижает объективность оценки биомассы фитопланктона. Объективно оценивать деструкционные процессы в водоеме методически очень сложно, поэтому попытка применить данный подход к оценке трофического состояния экосистем неизбежно встречает серьезные проблемы и может быть эффективной лишь при длительных и детальных лимнологических исследованиях, включающих весь комплекс гидробиологических наблюдений. Такие исследования проводятся в исключительных случаях и на отдельных водоемах. Для широких лимнологических обобщений и предварительных оценок, по-прежнему приходится ориентироваться на индексы трофического состояния, использующие простые и массовые данные рутинного лимнологического мониторинга.

Многие лимнологи справедливо отмечали, что индексы, основанные на таких показателях как хлорофилл-"а" и прозрачность могут быть хорошими индикаторами трофического состояния слоя эпилимниона и не всегда адекватны трофической характеристике водоема в целом.

Наилучшей характеристикой состояния всей экосистемы считается информация о кислородном режиме водоема. Чаще всего в качестве критерия состояния экосистемы по кислороду используют скорость нарастания дефицита кислорода в гиполимнионе. В. Уокер установил очень тесную зависимость (коэффициент корреляции 0.89) величины потребления кислорода в гиполимнионе (ПКГ) от среднего индекса Р. Карлсона для большого числа водоемов, включая и водохранилища, и предложил дополнить этот индекс показателем потребления кислорода, скорректированным на глубину водоема [Walker, 1979].

Где Z – средняя глубина водоема

Сложность использования такого показателя очевидна – для расчета скорости потребления кислорода в придонных слоях необходимо проводить наблюдения за распределением кислорода по вертикали в течение вегетационного сезона в условиях отсутствия полного вертикального перемешивания. Кроме того, изменение содержания кислорода в гиполимнионе характеризует процесс первичного продуцирования лишь косвенно, через потребление его при разложении органического вещества, оседающего на дно. Информативны не только дефициты кислорода, но и пересыщение воды кислородом, часто наблюдающиеся в эпилимнионе эвтрофных водоемов.

Значительно более простая интегральная характеристика кислородного режима водоемов – значение средневзвешенной по вертикальным слоям концентрации кислорода – практически лишена отмеченных для ПКГ недостатков. орселлой в качестве дополнения индексу Р. Карлсона индекс растворенного кислород [Porsela et al., 1980] характеризует степень отклонения концентрации кислорода в водоеме от равновесной. Учитывая, что продукционно-деструкционные процессы приводят как к перенасыщению, так и к недосыщению воды кислородом этот индекс рассчитывается по абсолютным величинам отклонений концентрации кислорода от насыщения (см. формулу 1.1). Этот показатель, кторый можно назвать Индексом кислорода (ИК) вполне можно использовать для характеристики трофического состояния водоемов.

Применимость этого индекса для оценки состояния экосистем была проверена нами на массовом материале комплексных лимнологических наблюдений в различных водных объектах мира. Путем обобщения данных о трофическом состоянии и кислородном режиме озер и водохранилищ умеренной зоны рассчитанные значения ИК сопоставлялись с характеристиками трофического состояния водоемов, для которых существуют достаточно надежные критерии типов трофического состояния. В качестве таких характеристик использовались содержание хлорофилла-“а”, содержание общего фосфора в водоеме и прозрачность вод водоема по диску Секки, определяющие индекс Р. Карлсона. Существующие многочисленные классификации трофического состояния по рассматриваемым характеристикам незначительно отличаются по градациям его типов, поэтому используемые нами характеристики можно считать наиболее надежными критериями трофности водоемов. Исходными данными для расчета послужила обобщенные результаты оценок состояния некоторых озер и водохранилищ мира, опубликованные в специальном издании Международного комитета по охране озер (ILEC, 1987). Характеристики озер и водохранилищ, для которых опубликованная информация позволила рассчитать значение кислородного индекса, приведены в табл. 1.7.

Таблица 1.7.

Основные характеристики озер и водохранилищ, использованных для оценки трофического состояния.

№ п/п	Водоем	Страна	Широта	Долгота	Площадь зеркала, км2	Объем, млн. м3	Средняя глубина, м	SD, м	Робщ, мкг/л	Chl-a, Мкг/л
1	Оз. Аттер	Австрия	47052’	13032’	46	3945	84.2	8.5	7	4.8
2	Оз. Цюрихское	Швейцария	47015’	08004’	65	3300	51.0	5.1	20	2.8
3	Оз. Женевское	Швейцария	46020’	06030’	584	88900	152.7	5.2	50	10
4	Оз. Ветерн	Швеция	57050’	14030’	1856	74000	39.9	10.1	6	1.2
5	Оз. Аммер	Германия	47059’	11007’	47	1774	38.1	4.5	26	7.7
6	Оз. Штернбергер	Германия	47048’	11018’	56	2999	53.2	8.6	22	5.5
7	Оз. Дэннеси	Франция	45050’	06011’	27	1120	41.5		14	3
8	Оз. Д`Орта	Италия	45045’	08023’	18	1240	70.9	5.7
10	Оз. Панаярви	Россия	66016’	30000’	24	890	37.8	3.8	4
11	Оз. Вашингтон	США	47040’	122013’	88	2890	32.9	5.8	18	5
12	Оз. Канадэйгуа	США	42046’	77018’	42	1640	38.8	5	23	1.4
13	Оз. Кутеней	Канада	49018’	116045’	389	36700	94.0	8	8	2
14	Оз. Скаха	Канада	49025’	119035’	20	558	26.0	4.7	13	3.6
15	Оз. Бутле	Канада	49050’	125031’	35	1700	48.8	9.3	4
16	Оз. Шикотсу-ко	Япония	42045’	141017’	79	20950	266.0	19.6	50
17	Вдхр. Можайское	Россия	55030’	35050’	30.5	235	7.7	1.5	79	26.3
18	Вдхр. Куйбышевское	Россия	54000’	49000’	5900	58000	9.8	1.5	77	23.5
19	Вдхр. Слапы	Чехия	49037’	14020’	13.1	270	20.6	2.7		6.9

Результаты статистического сопоставления рассчитанных значений ИК с показателями трофического состояния, для которых существуют количественные критерии типов трофности, представлены на рис. 1.4.