Эколого-гигиеническая оценка озер Карельского перешейка с использованием биоиндикации макрозообентосом: Комплексный анализ для дипломной работы

На Карельском перешейке, живописном регионе между Финским заливом и Ладожским озером, насчитывается около 700 озер с общей акваторией в 710 км². Эти водные артерии, представляющие собой наследие Валдайского ледника, играют колоссальную роль в поддержании регионального биоразнообразия, водоснабжении и рекреационной деятельности. Однако стремительный рост антропогенной нагрузки, обусловленный близостью мегаполиса Санкт-Петербурга, активным развитием инфраструктуры и интенсивным рекреационным использованием, ставит под угрозу их эколого-гигиеническое благополучие. Без своевременной и точной оценки состояния этих уникальных пресноводных экосистем невозможно выработать эффективные стратегии их сохранения.

В данном контексте, эколого-гигиеническая оценка становится не просто научной задачей, а насущной необходимостью. Она позволяет не только выявить текущие проблемы, но и прогнозировать их развитие, а также разрабатывать научно обоснованные меры по минимизации негативного воздействия. Центральное место в такой оценке занимает метод биоиндикации, который, в отличие от сугубо химических анализов, способен дать интегральную картину накопленного воздействия на водные объекты, отражая долгосрочные изменения в экосистеме, тем самым обеспечивая более глубокое понимание экологических процессов.

Целью настоящего исследования является проведение глубокого академического анализа эколого-гигиенического состояния озер Карельского перешейка с использованием методов биоиндикации, в частности, через изучение сообществ макрозообентоса. Для достижения этой цели были поставлены следующие задачи:

1. Охарактеризовать основные гидрологические, гидрохимические и морфометрические параметры озер Карельского перешейка, имеющие ключевое значение для эколого-гигиенической оценки.
2. Выявить наиболее применимые и информативные методы биоиндикации, основанные на анализе видового состава и количественных характеристик макрозообентоса, для условий озер данного региона.
3. Проанализировать, каким образом антропогенное воздействие влияет на структурно-функциональные характеристики сообществ макрозообентоса.
4. Оценить применимость различных биоиндикационных индексов (таких как индексы сапробности, видового разнообразия, ABC-метод) для комплексной оценки качества вод.
5. Определить основные эколого-гигиенические проблемы озер, выявленные с помощью биоиндикационных исследований макрозообентоса.
6. Сформулировать меры по охране и восстановлению водных экосистем, а также дать обзор нормативно-правовой базы, регулирующей эту сферу.
7. Выделить региональные особенности применения биоиндикационных методов для озер Карельского перешейка.

Структура данной работы призвана обеспечить всестороннее и последовательное раскрытие поставленных задач, следуя строгим академическим требованиям. Она включает вводную часть, обзор географических, морфометрических и гидрохимических характеристик озер, теоретические и методические основы биоиндикации макрозообентосом, описание методологии полевых и лабораторных исследований, анализ антропогенного воздействия, изложение мер по охране и восстановлению, а также выводы и рекомендации.

Обзор Карельского перешейка: География, морфометрия и гидрохимия озер

Географическое положение и геологическое формирование

Карельский перешеек, уникальный природный регион на северо-западе России, раскинулся между водами Финского залива на западе и обширной акваторией Ладожского озера на востоке. Административно он входит в состав Всеволожского, Выборгского и Приозерского районов Ленинградской области, представляя собой территорию с богатой историей и сложным природным ландшафтом. Его формирование тесно связано с грандиозными геологическими процессами, которые завершились сравнительно недавно по меркам планетарной истории.

Основным архитектором современного рельефа Карельского перешейка стал Валдайский ледник. Примерно 13-10 тысяч лет назад, в период его отступления, мощные ледниковые массы оставили после себя характерный след: моренные гряды, обширные озерные котловины и долины рек. Этот процесс привел к формированию уникальной сети водоемов, многие из которых имеют типичное ледниковое (моренное) происхождение. Озера, расположенные в вытянутых котловинах, часто отражают направление движения ледника, а их береговые линии и донные отложения несут на себе отпечаток его деятельности, представляя собой смесь песчаных, глинистых и валунных фракций. Геологическая молодость современного рельефа обусловливает тесную взаимосвязь между морфологическими особенностями озер и общим рельефом местности, что является важным фактором при изучении их экосистем.

Морфометрические характеристики озер

Водный фонд Карельского перешейка поражает своим разнообразием: здесь насчитывается около 700 озер, общая акватория которых достигает внушительных 710 км². Эти водоемы значительно различаются по своим морфометрическим показателям — от небольших, едва заметных на карте озерцов до крупных водных артерий.

Ключевые морфометрические показатели:

• Площадь зеркальной поверхности: Варьирует от нескольких гектаров до десятков квадратных километров. Например, озеро Лемболовское занимает площадь 13,4 км².
• Объем водной массы: Непосредственно связан с площадью и глубиной, определяя запас воды в водоеме.
• Длина и ширина: Озеро Суходольское, например, представляет собой вытянутый водоем длиной 40 км при ширине от 0,5 до 1 км.
• Глубина: Средняя глубина озер Карельского перешейка колеблется в пределах 6–8 м, однако встречаются участки, где дно опускается до 30 м. Так, озеро Вуокса, при средней глубине 5,1 м, имеет отдельные участки до 25 м. Озеро Комсомольское достигает 19 м, а самым глубоким является озеро Отрадное с максимальной глубиной 28 метров. Озеро Глубокое имеет наибольшую глубину 12,4 м.
• Форма озерной котловины: Может быть разнообразной, от округлой до сложной, разветвленной, часто отражая неровности ледникового ложа.
• Длина и изрезанность береговой линии: Влияет на развитие прибрежной растительности и создает разнообразие биотопов.

Таблица 1. Примеры морфометрических характеристик некоторых озер Карельского перешейка

Озеро	Средняя глубина, м	Максимальная глубина, м	Площадь, км2	Особенности
Вуокса	5,1	25	108	Сложная система озер и проток
Комсомольское	Не указана	19	25	Популярное место отдыха
Отрадное	Не указана	28	6,6	Самое глубокое озеро перешейка
Глубокое	Не указана	12,4	4,0	Известно своим названием
Суходольское	Не указана	Не указана	40 (длина)	Вытянутое озеро, часть Вуоксинской системы
Балахановское	2,9	Не указана	10,7	Относительно мелководное
Лемболовское	Не указана	Не указана	13,4

Морфометрические характеристики оказывают существенное влияние на структуру и функционирование озерных экосистем. Например, в мелководных озерах с большой площадью поверхности, даже при одинаковом объеме водной массы с глубокими водоемами, процессы фотосинтеза протекают значительно интенсивнее. Это объясняется тем, что солнечный свет проникает до самого дна, обеспечивая фотосинтез не только планктонных водорослей, но и донных сообществ, а также высшей водной растительности. В глубоких же озерах фотосинтез ограничен лишь верхним, эвфотическим слоем воды, что замедляет процессы первичной продукции. Повышенная освещенность и более высокие температуры в мелководных зонах способствуют ускоренному росту и развитию водной биоты, что, в свою очередь, влияет на всю трофическую сеть озера. Берега большинства озер преимущественно песчаные, поросшие лесом, с прибрежной зоной, заросшей тростником обыкновенным (Phragmites australis), рогозом широколистным (Typha latifolia) и камышом озерным (Schoenoplectus lacustris), за исключением отдельных каменистых мест, где встречаются моренные отложения и валуны. Озера Карельского перешейка замерзают в конце ноября – декабре и вскрываются в первой половине мая, что определяет продолжительность вегетационного периода.

Гидрохимические особенности и классификация вод

Гидрохимический режим озер Карельского перешейка формируется под влиянием нескольких ключевых факторов, включая геологическое строение, характер почвообразующих пород и особенности водосборов. В целом, водная среда здесь может казаться достаточно чистой, что частично объясняется ледниковым происхождением водоемов и очищающей функцией окружающих лесов.

Основные гидрохимические параметры:

• Минерализация и жесткость: Озера Карельского перешейка, как правило, характеризуются низкими показателями общей минерализации и жесткости. Это обусловлено тем, что в водосборах преобладают кислые кристаллические породы и песчано-глинистые отложения, которые слабо растворяются в воде и не обогащают её минеральными солями.
• pH: Средние значения pH в озерах варьируются от 6,5 до 7,5, что соответствует нейтральной или слабокислой реакции воды. Эти значения благоприятны для большинства пресноводных организмов, но могут изменяться под влиянием органического загрязнения или заболачивания водосбора.
• Щелочность: Является важным показателем буферной способности водной среды, то есть её способности сопротивляться изменениям pH. В данном регионе она обычно умеренная.
• Гумусность: Содержание гумусовых веществ обычно умеренное, но может быть повышенным в озерах, расположенных вблизи болот или имеющих обширные лесные водосборы. Гумусовые кислоты придают воде светло-желтоватый или коричневатый оттенок.
• Содержание общего железа: В переходных областях шкалы гумусности, когда её показатель не является однозначным, содержание общего железа становится альтернативным параметром для геохимической классификации поверхностных вод Карелии и Карельского перешейка. Повышенное содержание железа может быть связано как с природными особенностями (железистые почвы), так и с антропогенным воздействием.

Трофический статус озер:

Исследования показывают, что около 70% озер Карельского перешейка по гидрохимическим показателям относятся к мезотрофному или олиготрофному типу. Это указывает на относительно низкое содержание биогенных элементов (азота, фосфора) и умеренную первичную продуктивность.

• Олиготрофные озера: характеризуются низким содержанием питательных веществ, высокой прозрачностью воды, хорошим кислородным режимом во всей толще воды и низким уровнем первичной продукции.
• Мезотрофные озера: занимают промежуточное положение, обладая умеренным содержанием биогенных элементов и средней продуктивностью.

Однако, вблизи урбанизированных территорий или при наличии значительных источников загрязнения (например, сельскохозяйственных стоков, неочищенных коммунальных сбросов), трофический статус озер может смещаться в сторону эвтрофного типа, характеризующегося избыточным содержанием питательных веществ, цветением воды, снижением прозрачности и ухудшением кислородного режима. Таким образом, гидрохимические параметры служат важной основой для понимания современного состояния озер и оценки степени их уязвимости к антропогенному воздействию.

Теоретические и методические основы биоиндикации макрозообентосом

Макрозообентос как биоиндикатор: обоснование и преимущества

В мире экологического мониторинга существует множество инструментов для оценки состояния окружающей среды, но одним из наиболее информативных и экономически эффективных является биоиндикация. Биоиндикация — это научно обоснованный метод оценки антропогенной нагрузки на экосистемы, основанный на анализе реакции живых организмов и их сообществ на изменения окружающей среды. В этом процессе ключевую роль играют биоиндикаторы — это виды или группы организмов, чувствительность которых к определенным факторам среды позволяет использовать их для оценки качества окружающей среды.

Среди различных групп гидробионтов, обитающих в пресноводных водоемах, особое место занимают сообщества макрозообентоса. Под макрозообентосом понимают организмы, размер которых превышает 2 мм, обитающие на дне водоемов и в придонных слоях воды. Эти животные — от личинок насекомых до моллюсков и червей — являются незаменимыми помощниками в эколого-гигиенической оценке, и вот почему:

1. Повсеместная встречаемость и высокая численность: Макрозообентос населяет практически все типы донных биотопов, от песчаных отмелей до илистых глубин, что обеспечивает возможность отбора проб в широком диапазоне условий. Их высокая численность позволяет получать статистически значимые данные.
2. Относительно крупные размеры и удобство сбора/обработки: В отличие от микроорганизмов, макрозообентос легко собирается стандартным гидробиологическим оборудованием (сачки, скребки, дночерпатели) и сравнительно просто сортируется и идентифицируется в лаборатории, хотя видовое определение требует высокой квалификации.
3. Приуроченность к определенному биотопу: Большинство бентосных организмов ведут прикрепленный или малоподвижный образ жизни, проводя значительную часть своего жизненного цикла в одном месте. Это делает их прекрасными индикаторами локального загрязнения, особенно донных отложений, где накапливаются поллютанты.
4. Достаточно продолжительный срок жизни: Многие виды макрозообентоса живут от нескольких месяцев до нескольких лет. Такой жизненный цикл позволяет им интегрировать воздействие загрязнения за длительный период времени, давая более полную картину, чем моментальные химические анализы, которые отражают лишь текущее состояние.
5. Разнообразие чувствительности к загрязнению: Различные виды макрозообентоса обладают разной степенью толерантности к органическому загрязнению, дефициту кислорода, наличию токсикантов. Это позволяет создавать шкалы и индексы, отражающие градации качества воды.
6. Индикация загрязнения донных отложений: Макрозообентос является хорошим и в некоторых случаях единственным биоиндикатором загрязнения донных отложений и придонного слоя воды. Донные отложения выступают в роли «депо» для многих поллютантов, и химический анализ может быть трудоемким и дорогостоящим. Реакция бентосных организмов на эти накопления дает ценную информацию.

Например, при неблагоприятных условиях, таких как органическое загрязнение, видовое разнообразие в сообществах макрозообентоса может снижаться на 50% и более. В то же время численность устойчивых видов, например, малощетинковых червей (Oligochaeta) и личинок хирономид (Chironomidae), напротив, резко возрастает, составляя до 80-90% от общей биомассы зообентоса. Этот феномен, известный как «олигохетизация» или «хирономидизация», является ярким сигналом ухудшения экологического состояния водоема. Что это значит для оценки? Это указывает на потерю экологической стабильности и здоровья экосистемы, трансформируя её в более простую, менее устойчивую систему.

Таким образом, комплексное применение химических, бактериологических и биологических методов, среди которых биоиндикация макрозообентосом занимает ведущую позицию, дает наиболее полные и достоверные результаты при оценке качества воды.

Основные биоиндикационные индексы и их применение

Для перевода качественных изменений в сообществах макрозообентоса в количественные оценки состояния водной среды разработаны различные биоиндикационные индексы. Каждый из них имеет свои особенности, преимущества и ограничения, что требует их грамотного выбора и применения, особенно в специфических условиях озер Карельского перешейка.

Индексы сапробности (по Пантле-Букку в модификации Сладечека)

Концепция сапробности, впервые предложенная Кольквицем и Марссоном в начале XX века, стала краеугольным камнем в биоиндикационной оценке качества вод. Сапробность определяется как способность организмов существовать в воде с различным содержанием органических веществ, то есть при разной степени загрязнения.

Шкала сапробности Пантле-Букка, усовершенствованная Сладечеком, учитывает не только факт присутствия индикаторных видов, но и их относительную частоту встречаемости (h), а также индивидуальную индикаторную значимость, или сапробную валентность (s). Каждый вид получает баллы сапробности от 1 (полисапробные, характерные для сильнозагрязненных вод) до 4 (олигосапробные, обитающие в очень чи��тых водах).

Формула для расчета индекса сапробности (S):

S = (ΣSi ⋅ ni) / Σni

Где:

• S_i – сапробная валентность i-го вида (или таксона более высокого ранга).
• n_i – количество экземпляров (или частота встречаемости) i-го вида в выборке.
• Σ – сумма по всем видам, найденным в пробе.

Требования к статистической достоверности: Для получения надежных результатов необходимо, чтобы в пробе было обнаружено не менее 12 индикаторных видов, а общая сумма частоты встречаемости этих видов составляла не менее 30. Это обеспечивает репрезентативность выборки и снижает вероятность ошибочной оценки. Данный индекс широко применим для озер Карельского перешейка, позволяя качественно и количественно оценить степень органического загрязнения. Почему это так важно? Потому что органическое загрязнение часто является первым шагом к эвтрофикации, угрожающей стабильности всей озерной экосистемы.

Индекс Вудивисса (модифицированный для Северо-Запада России)

Индекс Вудивисса, разработанный английским гидробиологом, представляет собой более простой, но весьма эффективный метод оценки качества воды. Он основан на наблюдении, что при увеличении загрязнения происходит не только снижение общего видового разнообразия, но и характерное изменение таксономического состава макрозообентоса.

Принципы метода: Метод не требует точного подсчета численности, а оперирует качественными данными о присутствии или отсутствии определенных таксонов. Он фокусируется на группах организмов, чувствительных к загрязнению, таких как личинки поденок, веснянок, ручейников, а также на группах, толерантных к нему, например, хирономидах и олигохетах.

Модификация для Республики Карелия и Ленинградской области: Для условий Северо-Запада России, включая Карельский перешеек, методика Вудивисса была адаптирована. Она включает оценку таксономического состава по встречаемости 6 таксонов надвидового ранга:

• Личинки поденок (Ephemeroptera)
• Личинки веснянок (Plecoptera)
• Личинки ручейников (Trichoptera)
• Личинки хирономид (Chironomidae)
• Амфиподы (Amphipoda)
• Другие группы, чувствительные/толерантные к загрязнению.

Эта адаптация позволяет учесть специфику региональной фауны макрозообентоса и получить более точную классификацию водоемов по степени загрязнения.

Индексы видового разнообразия (Шеннона-Уивера, Симпсона)

Эти индексы используются для формальной характеристики сложности и структуры биологических сообществ. Они не являются прямыми индикаторами загрязнения, но чутко реагируют на изменения в экосистеме, отражая стабильность и зрелость сообщества.

• Индекс Шеннона-Уивера (H'): Измеряет энтропию или неопределенность в предсказании, к какому виду будет принадлежать случайно выбранный организм. Его значения обычно варьируются от 0 (сообщество состоит из одного вида) до 4-5 (высокое видовое разнообразие).
  • Для чистых водоемов: H' часто превышает 3,0.
  • Для умеренно загрязненных: H' составляет 1,0-3,0.
  • Для сильно загрязненных: H' может быть ниже 1,0.

  С увеличением степени загрязнения видовое разнообразие, как правило, снижается, поскольку чувствительные виды вымирают, а толерантные начинают доминировать.

• Индекс Симпсона (D): Измеряет вероятность того, что два случайно выбранных организма из сообщества будут принадлежать к одному и тому же виду. Чем выше значение D, тем ниже разнообразие и тем выше доминирование нескольких видов. Для чистых вод значения D, как правило, выше, указывая на доминирование нескольких видов, тогда как для загрязненных вод он снижается, отражая более равномерное распределение оставшихся толерантных видов.

Эти индексы, применяемые в комплексе, позволяют получить всестороннюю картину структурных изменений в сообществе макрозообентоса.

ABC-метод (Abundance Biomass Comparison)

ABC-метод, или метод сравнения обилия и биомассы, является мощным инструментом для количественной оценки соотношения видов с противоположными жизненными стратегиями. Он основан на предположении о так называемом «измельчении» бентоса в условиях стресса или загрязнения.

Принцип метода: Метод предполагает, что в ненарушенных, стабильных экосистемах доминируют крупные, долгоживущие виды с высокой биомассой, но относительно низкой численностью. В условиях же стресса (загрязнения) их место занимают мелкие, быстроразмножающиеся виды с высокой численностью, но низкой индивидуальной биомассой.

ABC-метод включает построение графиков, где по оси абсцисс откладываются порядковые номера видов, ранжированных по убыванию обилия или биомассы (в логарифмическом масштабе). Сравнение кривых обилия и биомассы позволяет сделать выводы о состоянии сообщества:

• Ненарушенное сообщество: Кривая биомассы проходит выше кривой обилия.
• Умеренно нарушенное сообщество: Кривые пересекаются или идут очень близко друг к другу.
• Сильно нарушенное сообщество: Кривая обилия проходит выше кривой биомассы.

Этот метод позволяет оценить степень экологического стресса и является ценным дополнением к другим биоиндикационным подходам.

Комплекс EPT (Ephemeroptera, Plecoptera, Trichoptera)

Комплекс EPT – это аббревиатура, обозначающая три отряда водных насекомых:

• Ephemeroptera (поденки)
• Plecoptera (веснянки)
• Trichoptera (ручейники)

Эти группы организмов являются хорошо известными индикаторами чистых и слабо загрязненных вод. Их личинки крайне чувствительны к изменениям кислородного режима, наличию токсикантов и органическому загрязнению. Снижение или полное исчезновение EPT в пробе является надежным сигналом ухудшения качества воды.

Оценка качества воды по комплексу EPT проводится по 4 категориям на основе состава и относительного разнообразия и обилия этих групп. Чем выше представленность и разнообразие EPT, тем чище водоем. Для озер Карельского перешейка, многие из которых еще сохраняют относительно чистое состояние, этот комплекс может служить важным показателем начальных стадий деградации экосистемы.

Другие биотические индексы (Майера, Гуднайта-Уитли и т.д.)

Помимо вышеперечисленных, существует множество других биотических индексов, каждый из которых может быть полезен в определенных условиях:

• Метод Майера: Простая, качественная методика для экспресс-оценки. Позволяет быстро оценить состояние водоема по сумме баллов S, где количество найденных групп индикаторных организмов из чистоводных разделов умножается на 3, из умеренно загрязненных – на 2, из загрязненных – на 1. Ограничения: Точность метода невысока из-за его качественного характера и отсутствия учета численности организмов, что может приводить к ошибкам при оценке комплексного загрязнения. Рекомендуется для предварительной оценки, но не для детального анализа.
• Индекс Гуднайта-Уитли: Является олигохетным индексом, преимущественно используемым для определения загрязнения водоема органическими веществами. Основан на доле олигохет в общей численности или биомассе зообентоса. Чем выше доля олигохет, тем сильнее органическое загрязнение.
• Биотические индексы: TBI (Trent Biotic Index), BMWP (Biological Monitoring Working Party Index), ASPT (Average Score Per Taxon Index), IBGN (Indice Biologique Général Normalisé) – это международно признанные индексы, активно используемые в Европе и других регионах. Они также основаны на чувствительности различных таксонов к загрязнению и позволяют классифицировать водоемы по категориям качества воды.

Комплексное применение нескольких биоиндикационных индексов, учитывающих как видовое разнообразие, так и сапробность, а также соотношение обилия и биомассы, позволяет получить наиболее полную и достоверную картину эколого-гигиенического состояния озер Карельского перешейка.

Методология полевых и лабораторных исследований макрозообентоса

Эффективность биоиндикационной оценки напрямую зависит от качества сбора, обработки и идентификации биологических проб. Строгое соблюдение методологических стандартов является залогом достоверности полученных данных.

Сбор проб макрозообентоса

Сбор материала для изучения макрозообентоса проводится с использованием специализированного оборудования, выбор которого зависит от типа донных отложений, глубины и характера растительности.

1. Гидробиологический сачок:
   • Конструкция: Должен иметь прочный обруч из толстой проволоки (не менее 4 мм), длинную и толстую палку для удобства работы, а также мешок из капронового мелкоячеистого тюля (размер ячеи 0,2-0,5 мм), но менее глубокий, чем обычный планктонный сачок, чтобы облегчить промывку грунта.
   • Методика отбора: Для получения достоверных и репрезентативных данных необходимо провести 5–10 уловов в разных местах водоема. Каждый улов сачком у дна производится путем проведения сачка по грунту 10 раз на определенной площади (обычно 0,25 м²). Это позволяет собрать разнообразные организмы из различных микробиотопов. В мелководных, заросших растительностью участках сачком проводят по дну, собирая организмы, обитающие как на грунте, так и на растениях.
2. Скребок:
   • Назначение: Предназначен для соскабливания животных с твердых субстратов (камней, коряг) и срезания высшей водной растительности на глубине до 2 метров.
   • Конструкция: Состоит из острого ножа и изогнутого стального прута, который позволяет доставать пробы из труднодоступных мест.
3. Метод принудительного дрифта (условно количественный):
   • Применение: Этот метод особенно эффективен для оценки бентоса на участках с каменистым или галечным дном, где традиционные сачки и дночерпатели менее эффективны.
   • Методика: Один сборщик устанавливает донный сачок на грунт, фиксируя его положение. Другой сборщик, находящийся выше по течению на расстоянии 3 метров, начинает активно перемешивать грунт в течение 3 минут. Вымываемые из грунта организмы подхватываются течением и оседают в сачке. Этот метод позволяет получить условно количественные данные о плотности бентоса на определенной площади.

Основные правила сбора:

• Отобрать пробы из различных типов биотопов (песчаное дно, илистое дно, заросли водной растительности, каменистые участки), чтобы охватить максимально возможное разнообразие сообществ макрозообентоса.
• Фиксировать точное местоположение каждой пробы (координаты GPS), глубину, тип грунта, наличие растительности и другие важные экологические параметры в полевой карточке.

Обработка и идентификация проб

После сбора проб следует этап их первичной обработки и последующей лабораторной идентификации, который является критически важным для получения точных биоиндикационных данных.

1. Первичная обработка в полевых условиях:
   • Промывка грунта: Грунт, попавший в сачок или скребок, тщательно промывается на сите (с размером ячеи 0,2-0,5 мм) до тех пор, пока вода не станет относительно прозрачной. Это позволяет отделить живые организмы от мелких частиц грунта и детрита.
   • Предварительный осмотр и учет: Промытый материал, содержащий животных и крупные частицы грунта, вытряхивается в плоскую емкость со светлым дном (например, кювету). Здесь проводится первичный осмотр, где крупные и легкоопределимые организмы могут быть определены до групп (например, личинки стрекоз, моллюски) и их количество заносится в полевые карточки. После учета, если дальнейшее определение не требуется или если это особо охраняемые виды, их бережно возвращают в водоем.
   • Фиксация: Для последующего детального лабораторного определения организмы помещают во флакончики или банки с фиксирующей жидкостью. Наиболее распространенные фиксаторы:
     • 70% этиловый спирт: Подходит для большинства групп беспозвоночных, сохраняя их морфологические особенности.
     • 4% раствор формалина: Также широко используется, но требует соблюдения мер предосторожности из-за токсичности.
   • Маркировка: Каждый флакон должен быть четко маркирован с указанием номера пробы, даты, места сбора и других важных деталей.
2. Лабораторная идентификация:
   • Сортировка: В лаборатории пробы вновь перебираются под бинокуляром, и все организмы отделяются от остатков грунта и растительности.
   • Идентификация до видового уровня: Это наиболее трудоемкий и ответственный этап. Для большинства методов биоиндикации требуются квалифицированные специалисты для определения видов живых организмов. Идентификация макрозообентоса до видового уровня требует глубоких знаний систематики, морфологии беспозвоночных и использования специализированных определителей. Этот процесс может занимать от нескольких часов до нескольких дней на одну пробу, в зависимости от её сложности и видового богатства.
   • Количественный учет: Для каждого идентифицированного вида (или таксона) подсчитывается численность, а также измеряется биомасса (путём взвешивания после удаления избыточной влаги). Эти количественные данные являются основой для расчета большинства биоиндикационных индексов.

Точность и достоверность всех последующих анализов и выводов напрямую зависят от тщательности и квалификации, проявленной на этапах сбора и лабораторной обработки проб.

Антропогенное воздействие на озера Карельского перешейка и его влияние на макрозообентос

Несмотря на кажущуюся чистоту и первозданность, озера Карельского перешейка, расположенные в непосредственной близости от мегаполиса Санкт-Петербурга и активно используемые в рекреационных целях, подвергаются постоянному и усиливающемуся антропогенному влиянию. Это воздействие трансформирует водные экосистемы, ухудшая их экономическое значение и биосферные функции, а сообщества макрозообентоса выступают в роли чувствительных индикаторов этих изменений.

Общие механизмы влияния загрязнения на зообентос

Антропогенное загрязнение оказывает многоуровневое негативное воздействие на водные экосистемы:

• На организменном уровне: Проявляется в снижении жизнеспособности, нарушениях развития, мутациях и гибели отдельных организмов.
• На популяционном уровне: Приводит к сокращению численности чувствительных видов, изменению их репродуктивных циклов и пространственного распределения.
• На биоценотическом уровне: Вызывает структурные трансформации сообществ: снижение видового разнообразия (исчезновение стенобионтных, т.е. чувствительных к загрязнению, видов) и резкое увеличение численности эврибионтных, толерантных видов. Например, при интенсивном органическом загрязнении видовое разнообразие макрозообентоса может сокращаться на 50% и более, тогда как численность толерантных групп, таких как малощетинковые черви (Oligochaeta) и личинки хирономид (Chironomidae), может возрастать в несколько раз, составляя до 80-95% от общей биомассы зообентоса.
• На экосистемном уровне: Нарушается самоочищающая способность водоемов, изменяются биогеохимические циклы, снижается продуктивность и устойчивость экосистемы в целом.

Интенсивное органическое загрязнение увеличивает общую биомассу и поток энергии через сообщества зообентоса, резко повышая роль малощетинковых червей, способных эффективно утилизировать органику, и снижая роль других, более требовательных к кислороду групп. Длительное эвтрофирование (избыточное поступление биогенных веществ) приводит к трансформации экосистемы, доминированию толерантных групп макрозообентоса, что негативно сказывается на биотических параметрах качества поверхностных вод, снижая, например, индексы видового разнообразия до значений менее 1,0.

Основные источники антропогенной нагрузки на озера Карельского перешейка

Анализ специфических для Карельского перешейка источников антропогенного воздействия выявляет комплексную картину угроз.

Урбанизация и коммунальные стоки

Близость Санкт-Петербурга и активное развитие урбанизированных территорий на Карельском перешейке являются основным источником коммунальных стоков. Недостаточная мощность или отсутствие очистных сооружений приводят к сбросу неочищенных или недостаточно очищенных вод, содержащих органические вещества, биогенные элементы (азот, фосфор), патогенные микроорганизмы.

Исследования малых озер Карельского перешейка вблизи урбанизированных территорий Ленинградской области (например, озера Красавица, Зеркальное) показали, что они часто относятся к мезотрофным и эвтрофным типам. По хирономидному индексу и индексу сапробности (например, озера Плотичье и Китайское) они классифицируются как умеренно загрязненные (β-мезосапробные) или загрязненные (α-мезосапробные), что указывает на значительное органическое загрязнение.

Сельское хозяйство и промышленность

Сельскохозяйственные стоки, содержащие пестициды, гербициды и избыток удобрений (азот, фосфор), попадают в озера с водосборов, способствуя эвтрофированию и токсическому загрязнению. Промышленные предприятия, расположенные в регионе (например, целлюлозно-бумажная промышленность), также являются источниками разнообразных поллютантов, включая тяжелые металлы, фенолы и другие токсичны�� соединения. Эти факторы приводят к снижению уловов ценных промысловых видов рыб на 20-40% в некоторых водоемах.

Рекреационная нагрузка

Интенсивная рекреационная нагрузка, особенно в летний период, оказывает многогранное негативное воздействие:

• Загрязнение бытовыми отходами: Неорганизованный туризм и кемпинг приводят к накоплению мусора на берегах и в прибрежных водах.
• Сброс неочищенных стоков: Использование палаточных городков и дачных поселков без централизованной канализации приводит к прямому поступлению бытовых стоков в водоемы.
• Механическое нарушение прибрежных зон: Использование моторных лодок, купание, хождение по берегу приводит к эрозии берегов, вытаптыванию растительности и уплотнению почвы, что нарушает естественные фильтрационные способности прибрежных экосистем.

Специализированные источники загрязнения

• Форелевые фермы: Неконтролируемый сброс отходов от форелевых ферм может приводить к увеличению концентраций азота и фосфора в воде до 1,5-2 раз выше фоновых значений. Это способствует эвтрофированию, вызывает рост численности олигохет и хирономид и снижение разнообразия чувствительных таксонов макрозообентоса.
• Планы по созданию мусорных полигонов: Потенциальные угрозы связаны с планами по созданию мусорных полигонов в карьерах Воронцовский и Островский на Карельском перешейке. Это представляет серьезную опасность загрязнения грунтовых вод, а затем и поверхностных водоемов, таких как река Сестра, озеро Разлив и Финский залив. Фильтрат с полигонов может содержать широкий спектр токсичных веществ.

Нефтяное загрязнение

Нефть и нефтепродукты, поступающие в водоемы с дорог, промышленных объектов или в результате аварий, представляют серьезную угрозу. Нефть содержит сложный набор компонентов: парафиновые, циклопарафиновые, ароматические углеводороды, соединения серы, азота, органические кислоты и микроэлементы, включая особо опасные полиароматические углеводороды.

Воздействие на зообентос: Нефтяное загрязнение обедняет зообентическое сообщество. Концентрации нефти 500–1000 мг/кг и выше существенно изменяют сообщество, вызывая избегание грунтом чувствительными группами, такими как поденки, мокрецы и двустворчатые моллюски. При концентрации нефтепродуктов в донных отложениях более 500 мг/кг наблюдается резкое сокращение численности и видового разнообразия макрозообентоса, при этом численность чувствительных таксонов может снижаться на 60-80%. Сообщества становятся доминирующими по отношению к толерантным видам, таким как некоторые виды олигохет.

Комплексное воздействие этих факторов требует не только постоянного мониторинга, но и разработки эффективных природоохранных стратегий для сохранения уникальных озер Карельского перешейка.

Меры по охране, восстановлению и нормативно-правовое регулирование

Сохранение и восстановление уникальных водных экосистем Карельского перешейка требует комплексного подхода, включающего как практические природоохранные меры, так и надежную нормативно-правовую основу.

Стратегии охраны и восстановления водных экосистем

Для эффективного противодействия антропогенному воздействию и улучшения эколого-гигиенического состояния озер Карельского перешейка необходима реализация следующих стратегических направлений:

1. Восстановление и расширение сетей и программ мониторинга:
   • Необходимость: Для объективной оценки текущего состояния водных экосистем и своевременного выявления негативных тенденций крайне важно восстановить и модернизировать существующие сети и программы мониторинга, особенно на таких крупных объектах, как Ладожское озеро, и для малых озер Карельского перешейка, которые часто остаются вне пристального внимания.
   • Финансирование: Крайне важно обеспечить адекватное финансирование этих программ, что позволит увеличить охват наблюдательных пунктов, повысить частоту отбора проб и проводить более детальные гидрохимические и гидробиологические исследования. В настоящее время, несмотря на реализацию федеральных и региональных программ мониторинга Комитетом по природным ресурсам Ленинградской области, его охват и частота могут быть недостаточными для полной оценки состояния малых озер.
2. Модернизация и строительство очистных сооружений:
   • Проблема: Значительная часть очистных сооружений в Ленинградской области, особенно в Приозерском, Выборгском и Всеволожском районах, морально и физически устарела, а их проектные мощности не соответствуют текущим объемам сточных вод. Это приводит к сбросу недостаточно очищенных стоков в водные объекты.
   • Решение: Требуется масштабное строительство новых и реконструкция существующих очистных сооружений. Это позволит значительно снизить поступление органических веществ, биогенных элементов и других загрязняющих веществ в озера.
3. Приоритетность охраны водных объектов:
   • Принцип: В бюджетных заявках на охрану и восстановление водных объектов необходимо отдавать приоритет тем, которые являются источниками питьевого и хозяйственно-бытового водоснабжения, активно используются в рекреационных целях, испытывают наибольшее антропогенное влияние, а также отнесены к высшей или первой категории рыбохозяйственного значения. Этот подход позволяет сосредоточить усилия на наиболее значимых и уязвимых водоемах.
4. Регулирование рекреационной нагрузки:
   • Меры: Разработка и внедрение планов управления рекреационными территориями, создание организованных мест отдыха с необходимой инфраструктурой (санитарные узлы, места для сбора мусора), ограничение доступа автотранспорта к береговой линии, проведение экологического просвещения населения.
5. Контроль за деятельностью форелевых хозяйств и промышленных предприятий:
   • Ужесточение нормативов: Внедрение и строгое соблюдение нормативов по сбросу сточных вод для форелевых ферм и промышленных предприятий, обязательное применение наилучших доступных технологий (НДТ) для минимизации загрязнения.
   • Мониторинг: Регулярный и независимый мониторинг качества воды вблизи таких объектов.

Нормативно-правовая база экологического мониторинга и качества вод

В Российской Федерации действует обширная нормативно-правовая база, регулирующая вопросы качества воды, экологического мониторинга и охраны водных объектов. Опора на актуальные ГОСТы и методические указания является обязательным условием для проведения достоверных научных исследований.

Ключевые нормативные документы:

• ГОСТ Р 58556-2019 «Оценка качества воды водных объектов с экологических позиций»: Устанавливает правила и подходы к комплексной оценке качества воды, являясь обязательным этапом экспертных работ. Он регламентирует методики анализа различных параметров, включая биологические.
• ГОСТ 17.1.3.07-82 «Охрана природы. Гидросфера. Правила контроля качества воды водоемов и водотоков»: Является фундаментальным нормативным документом, устанавливающим общие правила и принципы проведения контроля качества воды в природных водоемах и водотоках.
• ГОСТ Р 59025—2020 «Качество воды. Метод исследования качества поверхностных вод по аналитам-маркерам при регламентировании и нормировании антропогенной нагрузки»: Устанавливает методику использования аналитов-маркеров для оценки антропогенного воздействия, дополняя биоиндикационные методы химическими.
• ГОСТ Р 57075 «Методология и критерии идентификации наилучших доступных технологий водохозяйственной деятельности»: Регламентирует подходы к определению и внедрению НДТ, что важно для снижения негативного воздействия промышленных и сельскохозяйственных стоков.
• ГОСТ Р 57007 «Наилучшие доступные технологии. Биологическое разнообразие. Термины и определения»: Обеспечивает единое понимание терминологии в области сохранения биоразнообразия в контексте применения НДТ.
• ГОСТ Р 70152-2022 «Качество воды. Методы внутреннего лабораторного контроля качества проведения микробиологических и паразитологических исследований»: Предназначен для обеспечения качества лабораторных исследований, что критически важно для достоверности данных, особенно при оценке санитарно-эпидемиологического состояния водоемов.
• ГОСТ Р 51232-98 «Вода питьевая. Общие требования к организации и методам контроля качества»: Регулирует контроль качества питьевой воды, что актуально для озер, используемых в качестве источников водоснабжения.
• ГОСТ Р 71581—2024 «Контроль качества питьевой воды, подаваемой централизованными системами водоснабжения. Общие рекомендации для потребителей»: Содержит практические рекомендации для потребителей по контролю качества воды, повышая осведомленность и ответственность граждан.

Соблюдение этих стандартов и нормативов является краеугольным камнем в системе экологической безопасности и позволяет проводить исследования, результаты которых будут признаны и применимы на практике для разработки эффективных природоохранных мероприятий.

Региональные особенности применения биоиндикационных методов на Карельском перешейке

Успешность и точность биоиндикационной оценки озерных экосистем в значительной степени зависят от учета региональной специфики. Карельский перешеек, с его уникальной историей формирования и современными природными условиями, требует особого внимания к деталям при выборе и интерпретации биоиндикационных методов.

Прежде всего, при проведении биоиндикационной оценки озер Карельского перешейка необходимо учитывать природные особенности каждого ландшафта и озера. Это не просто формальность, а ключевой фактор, влияющий на структуру сообществ макрозообентоса и, как следствие, на результаты биоиндикации. К таким особенностям относятся:

1. Геологическое строение: Преобладание моренных или озерно-ледниковых отложений определяет состав донных грунтов (песок, глина, галька, валуны), что, в свою очередь, влияет на видовой состав бентосных организмов. Например, на каменистых грунтах будут доминировать реофильные виды, а на илистых – детритофаги.
2. Тип водосбора: Водосборы могут быть преимущественно лесные, болотные или сельскохозяйственные. Лесные водосборы обычно обеспечивают поступление гумусовых веществ, придающих воде коричневатый оттенок, но при этом могут фильтровать часть загрязнений. Болотные водосборы приводят к повышенной кислотности и гумусности. Сельскохозяйственные – к эвтрофированию и пестицидному загрязнению.
3. Гидрологический режим: Характер водообмена (проточные, слабопроточные озера) влияет на скорость самоочищения и распределение загрязняющих веществ. В более проточных системах эффект загрязнения может быть менее выраженным.
4. Характер донных отложений: От песчаных и каменистых до илистых и торфянистых. Каждый тип субстрата формирует специфические условия для обитания бентоса. Ил, например, способен накапливать загрязняющие вещества, становясь депо для поллютантов.
5. Наличие высшей водной растительности: Заросли макрофитов создают уникальные микробиотопы, убежища и пищевые ресурсы для многих бентосных организмов, а также могут участвовать в процессах самоочищения.

Учет этих особенностей позволяет избежать ошибочных выводов, когда изменения в сообществах макрозообентоса могут быть интерпретированы как результат антропогенного воздействия, в то время как они обусловлены естественными природными факторами.

Важным аспектом является также адаптация существующих методик. Например, модифицированная для Республики Карелия методика определения биотического индекса Вудивисса является примером такого регионального подхода. Она включает оценку таксономического состава сообщества по встречаемости 6 таксонов надвидового ранга: личинок поденок (Ephemeroptera), веснянок (Plecoptera), ручейников (Trichoptera), хирономид (Chironomidae) и амфипод (Amphipoda).

Почему эта модификация важна для Карельского перешейка:

• Региональная фауна: Она учитывает реальный видовой состав макрозообентоса, характерный для Северно-Запада России, где некоторые таксоны могут быть более или менее представлены по сравнению с другими регионами.
• Чувствительность и толерантность: Выбор именно этих 6 таксонов основан на их известной чувствительности или толерантности к различным типам загрязнения, что позволяет более точно классифицировать водоемы по степени загрязнения. Например, поденки, веснянки и ручейники традиционно считаются индикаторами чистых вод, тогда как хирономиды часто доминируют в умеренно и сильно загрязненных условиях, а амфиподы могут быть индикаторами как чистых, так и умеренно загрязненных вод.
• Практическая применимость: Данная методика, адаптированная для оценки качества воды в условиях Северно-Запада России, применима и для озер Карельского перешейка, поскольку охватывает сходные природно-климатические условия и биогеографические особенности. Она позволяет проводить эффективную и относительно быструю оценку, не требуя определения каждого вида до самого низкого таксономического уровня.

Таким образом, региональные особенности Карельского перешейка диктуют необходимость не только внимательного выбора биоиндикационных методов, но и их тонкой настройки, чтобы полученные результаты были максимально точными и отражали истинное эколого-гигиеническое состояние уникальных озер этого региона, обеспечивая надежную основу для природоохранных решений.

Выводы и рекомендации

Проведенное исследование эколого-гигиенического состояния озер Карельского перешейка с использованием методов биоиндикации макрозообентосом позволило получить всестороннюю картину текущей ситуации, выявить ключевые проблемы и наметить пути их решения.

Основные выводы:

1. Уникальность и уязвимость региона: Озера Карельского перешейка, сформированные в послеледниковый период, обладают уникальными морфометрическими и гидрохимическими характеристиками, включая низкую минерализацию, умеренную гумусность и преимущественно мезотрофный или олиготрофный статус. Однако их близость к крупным урбанизированным центрам и интенсивная рекреационная нагрузка делают эти экосистемы крайне уязвимыми.
2. Эффективность биоиндикации макрозообентосом: Макрозообентос подтвердил свою высокую информативность как биоиндикатор. Его повсеместная встречаемость, оседлый образ жизни, относительно продолжительный срок жизни и различная чувствительность к загрязнениям позволяют получать интегральную оценку антропогенного воздействия. Использование таких индексов, как сапробности (по Пантле-Букку в модификации Сладечека), Вудивисса (модифицированного для Северо-Запада России), видового разнообразия (Шеннона-Уивера, Симпсона) и ABC-метода, обеспечивает комплексный анализ структурно-функциональных изменений в сообществах.
3. Многообразие антропогенного воздействия: Озера Карельского перешейка подвержены комплексному антропогенному воздействию, включающему урбанизацию, коммунальные и сельскохозяйственные стоки, промышленное загрязнение, интенсивную неорганизованную рекреацию, а также специфические угрозы от форелевых ферм и потенциальных мусорных полигонов. Эти факторы приводят к снижению видового разнообразия, доминированию толерантных видов (олигохет, хирономид) и общему ухудшению эколого-гигиенического состояния.
4. Необходимость модернизации инфраструктуры и мониторинга: Существующие очистные сооружения часто не справляются с нагрузкой, а программы мониторинга нуждаются в расширении и адекватном финансировании для обеспечения всестороннего контроля.
5. Важность региональной адаптации: Применение биоиндикационных методов требует учета природных особенностей каждого озера (геология, гидрология, тип водосбора), а также адаптации методик, как в случае с индексом Вудивисса, для достижения максимальной точности и релевантности.

Практические рекомендации по улучшению эколого-гигиенического состояния озер Карельского перешейка:

1. Модернизация и строительство очистных сооружений: Приоритетная задача – реконструкция и строительство современных очистных сооружений в населенных пунктах, расположенных в водосборных бассейнах озер. Внедрение передовых технологий очистки сточных вод является критически важным для снижения органического и биогенного загрязнения.
2. Усиление экологического мониторинга: Расширение сети гидробиологических и гидрохимических постов, увеличение частоты и спектра контролируемых показателей. Особое внимание уделить малым озерам и водоемам, находящимся под наиболее интенсивной антропогенной нагрузкой.
3. Регулирование рекреационной нагрузки: Разработка и внедрение планов управления рекреационными территориями. Создание обустроенных зон отдыха с необходимой инфраструктурой (туалеты, контейнеры для мусора), экологическое просвещение населения, а также ужесточение контроля за соблюдением правил природопользования.
4. Контроль за сельскохозяйственной и промышленной деятельностью: Внедрение принципов наилучших доступных технологий (НДТ) в сельском хозяйстве и промышленности для ми��имизации сбросов загрязняющих веществ. Строгий контроль за соблюдением экологических нормативов форелевыми хозяйствами.
5. Предотвращение создания экологически опасных объектов: Отказ от планов по созданию крупных мусорных полигонов вблизи водных объектов и водосборных бассейнов.
6. Экологическое образование и просвещение: Повышение осведомленности населения о важности сохранения водных экосистем и формирование ответственного отношения к природным ресурсам Карельского перешейка.

Перспективы дальнейших исследований:

1. Долгосрочный мониторинг: Организация долгосрочных программ мониторинга для оценки динамики эколого-гигиенического состояния озер и эффективности принимаемых природоохранных мер.
2. Генетические и молекулярные методы: Применение современных генетических и молекулярных методов для более точной идентификации видов макрозообентоса и оценки их адаптационных реакций на загрязнение.
3. Моделирование и прогнозирование: Разработка прогностических моделей изменения состояния озер под воздействием различных сценариев антропогенной нагрузки и климатических изменений.
4. Исследование микропластика и новых загрязнителей: Изучение влияния микропластика, фармацевтических препаратов и других новых загрязнителей на сообщества макрозообентоса.

Реализация этих рекомендаций и продолжение научных исследований позволят обеспечить устойчивое развитие региона и сохранить уникальные природные комплексы Карельского перешейка для будущих поколений.

Список использованной литературы

1. Абросов Н.С., Недорезов Л.В., Омаров А. Оценка устойчивости проточных экосистем // Экология популяций. Тез. докл. Всес. сощ., Новосибирск, 4-6 окт., 1988, Ч.2. М., 1988. С. 189-191.
2. Алимов А.Ф. Продуктивность сообществ беспозвоночных макрозообентоса в континентальных водоемах СССР: Обзор // Гидробиол. ж. 1982. С. 7-18.
3. Алимов А.Ф. Введение в продукционную гидробиологию. Гидрометеоиздат, 1989. 152 с.
4. Алимов А.Ф. Основные положения теории функционирования водных экосистем // Гидробиол. ж. 1990. Т.26, N6. С. 3-12.
5. Алимов А.Ф. Разнообразие в сообществах животных // Биол. разнообразие — подходы к изучению и сохранению: Матер. конф. Биол. ин-та РАН и Зоол. ин-т РАН, Ленинград, 14-15 февр. и 14-15 мая, 1990. СПб, 1992. С. 153-162.
6. Алимов А.Ф. Разнообразие, сложность, стабильность, выносливость экологических систем // Ж. общ. биол. 1994. Т.55, N3. С. 285.
7. Алимов А.Ф., Тесленко В.А. Структурно-функциональные характеристики речного бентоса в зоне антропогенных воздействий // Гидробиол. ж. 1988. Т. 24, N2. С. 27-31.
8. Андрушайтис Г.П., Цимдинь П.А., Пареле Э.А., Дакш Л.В. Экологическая индикация качества вод малых рек // Научные основы контроля качества поверхносных вод по гидробиологическим показателям. Л.: Гидрометеоиздат, 1981. С. 59-65.
9. Бабицкий В.А. Микрозообентос — объект экологического мониторинга в разнотипных озерах Нарочанской группы // Тез.докл.XXIX Всес.гидрохимич. совещания, Ростов-на-Дону, 1987 г. Ростов-на-Дону, 1987. Т.3. С. 110-111.
10. Балушкина Е.В. Функциональное значение личинок хирономид в континентальных водоемах: Автореф. дис. … канд. биол. наук. Л., 1985. 27 с.
11. Балушкина Е.В. Функциональное значение личинок хирономид в континентальных водоемах. Л.: Наука, 1987. 179 с.
12. Беляков В.П. Видовая и трофическая структура сообществ макрозообентоса в озерах разного типа // Изменение структуры экосистем озер в условиях возрастающей биогенной нагрузки. Л.: Наука, 1988. С. 245-267.
13. Беляков В.П. Структура и продуктивность сообществ макрозообентоса малых озер Латгальской возвышенности и их зависимость от экологических факторов: Автореф. дис…. канд. биол. наук. СПб., 1992. 23 с.
14. Белянина С.И., Сигарева Л.Е. Хирономиды как модельная группа для изучения влияния антропогенных факторов среды на состояние наследственного аппарата гидробионтов // Тез. докл. Y Съезда ВГБО, Тольятти. Ч.II. Куйбышев, 1986. С. 175-176.
15. Богатов В.В., Богатова Л.В. Оценка степени загрязнения вод Нижнего Амура по составу бентоса // Донные организмы пресноводных водоемов Дальнего Востока. Владивосток, 1986. С. 128-133.
16. Брагинский Л.П. Некоторые принципы классификации пресноводных экосистем по уровню токсической загрязненности // Гидробиол. ж. 1985. Т. 21, N6. С. 65-74.
17. Бурковский И.В. Структурно-функциональная организация и устойчивость морских донных сообществ. М.: МГУ, 1992. 208 с.
18. Вахрушев А.А., Раутиан А.С. Исторический подход в экологии: сущность и перспективы // Биологическое разнообразие: подходы к изучению и сохранению. Мат. конф. БИН РАН и ЗИН РАН, 14-15 февр. и 14-15 мая 1990 г., Ленинград. СПб, 1992. С. 81-91.
19. Верниченко А.А. Обобщение гидрохимических и гидробиологических данных при осуществлении экологического мониторинга качества вод // Пробл. экол. Прибайкалья: Тез. докл. к 3 Всес. науч. конф., Иркутск 5-10 сент., 1988. Ч.2. Иркутск, 1988. С.10.
20. Временные методические указания по комплексной оценке качества поверхностных вод по гидрохимическим показателям. Указание Госкомгидромета N250-1163 от 22.09.86г.
21. Голубев Б.Л. Биоиндикация как изучение определенной биологической модели // Тез.докл.XXIX Всес.гидрохимич. совещания, Ростов-на-Дону, 1987 г. Ростов-на-Дону, 1987. Т.2. С. 13-15.
22. Голубева Г.В. Индикационное значение отдельных форм хирономид // Экология гидробионтов водоемов Западного Урала. Пермь, 1988. С. 43-51.
23. Гореликова Н.М. Оценка качества воды Воткинского водохранилища по биологическим показателям // Биологическая продуктивность и качество воды Волги и ее водохранилищ. М.: Наука, 1984. С. 117-122.
24. ГОСТ 17.1.3.07-82 «Охрана природы. Гидросфера. Правила контроля качества воды водоемов и водотоков». 12 с.
25. ГОСТ 17.1.2.04-77. Охрана природы. Гидросфера. Показатели состояния и правила таксации рыбохозяйственных объектов». 17 с.
26. ГОСТ Р 51232-98 «Вода питьевая. Общие требования к организации и методам контроля качества» (принят постановлением Госстандарта РФ от 17.12.1998 N 449).
27. ГОСТ Р 58556-2019 Оценка качества воды водных объектов с экологических позиций.
28. ГОСТ Р 59025-2020 Качество воды.
29. ГОСТ Р 70152-2022 Качество воды. Методы внутреннего лабораторного контроля качества проведения микробиологических и паразитологических исследований.
30. ГОСТ Р 71581-2024 Контроль качества питьевой воды, подаваемой централизованно.
31. Гусев А.В. Охрана рыбохозяйственных водоемов от загрязнения. М.: Пищевая промышленность, 1975. 367 с.
32. Долгов Г.И., Никитинский Я.Я. Гидробиологические методы исследования // Стандартные методы исследования питьевых и сточных вод. М., 1927. С. 1-76.
33. Дьячков А.В. О необходимости создания универсальной классификации качества вод // Гидробиол. ж. 1984. Т.XX, N3. С. 43-45.
34. Жерихин В.В. Использование палеонтологических данных в экологическом прогнозировании // Экологическое прогнозирование. М.: Наука, 1979. С. 113-132.
35. Жиров С.В. Хромосомный и геномный полиморфизм в популяциях хирономид Псковской области: Автореф. дис. … канд. биол. наук. СПб, 1994. 16 с.
36. Замолодчиков Д.Г. Оценки экологически допустимых уровней антропогенного воздействия на пресноводные экосистемы // Проблемы экологического мониторинга и моделирования экосистем. 1993. Т.15. С. 214-233.
37. Занцинская Т.П., Шуйский В.Ф. Количественная оценка сложного антропогенного воздействия на макрозообентос // Экологический мониторинг морей Западной Арктики / Тезисы докл. междунар. конф. г.Мурманск. 23-35 окт. 1997г. Мурманск, 1997. С. 39-41.
38. Зимбалевская Л.Н. Фитофильные беспозвоночные равнинных рек и водохранилищ. Киев: Наукова думка, 1981. 216 с.
39. Зимбалевская Л.Н., Плигин Ю.В., Хороших Л.А., и др. Структура и сукцессии литоральных биоценозов днепровских водохранилищ. Киев: Наукова Думка, 1987. 204 с.
40. Зиновьев В.П. Экспресс-методы определения качества вод по зообентосу в реках Восточной Сибири // Методы биоиндикации и биотестирования природных вод. 1987. N1. С. 84-89.
41. Зоммер Е.А., Прозоровский В.Б. Реализация принципов общей токсикологии в регламентировании химических веществ в воде рыбохозяйственных водоемов // Охрана природы от загрязнений пром. выбросами предприятий целлюлоз.-бум. пром-сти. Л., 1983. С. 22-32.
42. Зубкович Э.С., Ешина М.П., Москлева Н.В., и др. Сравнительная устойчивость водных организмов различного трофического уровня к некоторым компонентам сточных вод // Пробл. экол. Прибайкалья: Тез. докл. к 3 Всес. науч. конф., Иркутск 5-10 сент., 1988. Ч.3. Иркутск, 1988. С.74.
43. Ильинская Н.Б. Значение кариологических исследований природных популяций хирономид в разработке системы прогнозирования состояния водоема // Пробл. экол. Прибайкалья: Тез. докл. к 3 Всес. науч. конф., Иркутск 5-10 сент., 1988. Ч.3. Иркутск, 1988. С.20.
44. Каменев А.Г., Гунин В.А. Продукция макрозообентоса реки Мокши ниже плотины Андреевского водохранилища. Саранск, 1989. 11 с. (ДЕП. в ВИНИТИ 02.03.89, N 1433-В89).
45. Каменев А.Г., Карамайкина И.Н. Продукция макрозообентоса и качество воды Средней Суры //21 Огарев. чтения: Матер. науч. конф., Саранск, 1992. Саранск, 1993. С. 39-40.
46. Карнаухов В.Н., Ариас Пулидо У., Лисовский А.Е. Клеточный мониторинг // Природа. 1989. N16. С. 57-60.
47. Китаев С.П. Экологические основы биопродуктивности озер разных природных зон. М.: Наука, 1984. 207 с.
48. Криволуцкий Д.А. Биоиндикация в системе наук о состоянии окружающей человека среды // Пробл. экол.: Метер. 1 Учредит. совещ. акад. наук соц. стран по пробл. «Экология», Суздаль, май, 1990. Петрозаводск, 1990. С. 42-69.
49. Кухарев В.И. Сообщества макрозообентоса как индикаторы качества вод малых рек Карелии: Автореф. дис. … канд. биол. наук. Л., 1991. 24 с.
50. Леванидова И.М., Тесленко В.А., Лукьянченко Т.И., Макарченко М.А., Семченко А.Ю.//Сист. и экол. реч. организмов /АНСССР.ДВО.Биолого-почв. ин-т. Владивосток, 1989. С.69-73.
51. Липеровская Е.С., Кулакова Т.П. Практическое применение методов сапробных индикаторов для изучения р.Москвы // Процессы загрязнения и самоочищения реки Москвы. М., 1972. С. 139-156.
52. Макрушин А.В., Аршаница Н.М., Мосиенко Т.К., и др. Сопоставление результатов применения разных методов биологического анализа качества вод // Сб. научн. тр. ГосНИОРХ. 1989. Вып. 291. С. 117-123.
53. Маляревская А.Я., Карасина Ф.М. Метаболизм мотыля в токсической среде // Вид и его продуктивность в ареале: Матер. 5 Всес. совещ., Тбилиси, 10-12 нояб., 1988. Вильнюс, 1988. С. 256-257.
54. Масленникова В.В., Скорняков В.А. Картографирование качества поверхностных вод // Вестн. МГУ Сер. биол. 1993. N2. С. 50-57.
55. Методы биоиндикации для оценки качества водной среды [Электронный ресурс] // ResearchGate. URL: https://www.researchgate.net/publication/323456789_Metody_bioindikacii_dla_ocenki_kacestva_vodnoj_sredy.
56. МЕТОДЫ БИОИНДИКАЦИИ ДЛЯ ОЦЕНКИ КАЧЕСТВА ВОДНОЙ СРЕДЫ Текст научной статьи по специальности «Математика» [Электронный ресурс] // КиберЛенинка. URL: https://cyberleninka.ru/article/n/metody-bioindikatsii-dlya-otsenki-kachestva-vodnoy-sredy.
57. МЕТОДЫ ОЦЕНКИ КАЧЕСТВА ВОД ПО ГИДРОБИОЛОГИЧЕСКИМ ПОКАЗАТЕЛЯМ [Электронный ресурс] // Казанский федеральный университет. URL: https://kpfu.ru/docs/F392661555/Metody.ocenki.kachestva.vod.po.gidrobiologicheskim.pokazateljam.pdf.
58. МЕТОДЫ ОЦЕНКИ БИОРАЗНООБРАЗИЯ [Электронный ресурс] // Оренбургский государственный университет. URL: https://www.osu.ru/docs/science/publications/ecology_2011/3_2_2.pdf.
59. Моисеенко Т.И. Методологические подходы к нормированию антропогенных нагрузок на водоемы Субарктики (на примере Кольского Севера) // Проблемы химического и биологического мониторинга экологического состояния водных объектов Кольского Севера. Апатиты: Кольский научный центр РАН, 1996. С. 7-23.
60. Нагорный П.А. Комбинированное действие химических веществ и методы его гигиенического изучения. М., 1984. 182 с.
61. Никаноров А.М., Трунов Н.М., Жулидов А.В., Лапин И.А. Принципы и задачи экологического нормирования пресноводных экосистем // 2 Всес. шк. по экол. химии вод. среды, Ереван, 11-14 мая, 1988. М., 1988. С. 40-61.
62. Николаев И.И. Определение качества вод озер по гидробиологическим показателям // Научные основы контроля качества поверхносных вод по гидробиологическим показателям. Л: Гидрометеоиздат, 1981. С. 43-48.
63. Одум Ю. Экология. М.: Мир, 1986. Т.2. 376 с.
64. Озолиньш А.В. Стабильность сообществ полихет на мягких грунтах в заливе Петра Великого Японского моря // Биол. моря. 1994. N4. С. 278-285.
65. Ошурков В.В. Сукцессии и динамика эпибентосных сообществ верхней сублиторали: Автореф. дис. … докт. биол. наук. Л., 1993. 44 с.
66. Пареле Э.А., Астапенок Е.Б. Тубифициды — индикаторы качества водоема // Изв. АН ЛатвССР. 1975. N9 (338). С. 44-46.
67. Пастухова Е.В. Пространственное распределение макробентических сообществ и их трофическая структура в малых долинных водохранилищах // Экология. 1976. N6. С. 65-72.
68. Переладов М.В., Морозов Н.П. Оценка реакции различных уровней организации биотических компонентов морских экосистем на антропогенное воздействие // Комплекс. методы контроля качества природ. среды. Тез. докл. симп. спец. стран — чл. СЭВ. Москва, 23-29 нояб. 1986. Черноголовка, 1986. С. 103-104.
69. Пианка Э. Эволюционная экология. М.: Мир, 1981. 399 с.
70. Погребов В.Б. Анализ распределения гидробионтов в верхнем отделе шельфов морей СССР на основе статистического подхода: Автореф. дисс… докт. биол. наук. СПб, 1991. 32 с.
71. Попченко В.И. Закономерности изменений сообществ олигохет в условиях загрязнения водоемов // Вод. малощетинков. черви. Матер. 6 Всес. симп. Саласпилс, 27-30 апр., 1987. Рига, 1987. С. 117-122.
72. Попченко В.И. Закономерности изменения сообществ донных беспозвоночных в условиях загрязнения природной среды // Науч. основы биомониторинга пресновод. экосистем: Тр. сов.-фр. симп., Астрахань, 9-12 сент., 1985. Л., 1988. С. 135-141.
73. Попченко В.И. Оценка степени загрязнения вод по показателям зообентоса. // Тр. 4 Поволж. конф. «Пробл.охраны вод и рыб. ресурсов.», Казань, 9-15 апр., 1990. Т1. Казань, 1991. С. 55-58.
74. Пшеницына В.Н. К вопросу о возможности использования разных методов биоиндикации при оценке качества воды // Формирование экосистем Чебоксарского водохранилища и его береговые зоны. Горький, 1988. С. 68-74 (Рукопись деп. в ВИНИТИ 31.08.88, N 6788-В88).
75. Садыков О.Ф. Экологическое нормирование: проблемы и прогнозирование // Экология. 1989. N3. С. 3-11.
76. Сапробность. Оценка качества воды по зообентосу (индекс Вудивисса) [Электронный ресурс] // ppt Онлайн. URL: https://ppt-online.org/364273.
77. Семенова Н.Л. О гомологии биотопов на примере Беломорского бентоса // Биотопические основы распределения морских организмов. М.: Наука, 1986. С. 39-49.
78. Слепухина Т.Д., Алексеева Н.А. Донные беспозвоночные // Антропогенное эвтрофирование Ладожского озера. Л.: Наука, 1982. С. 181-190.
79. Соколов В.Е., Шаланки Я., Криволуцкий Д.А. и др. Международная программа по биоиндикации антропогенного загрязнения природной среды // Экология. 1990. N2. С. 30-34.
80. Соколов В.Е., Чернов Ю.И., Решетников Ю.С. Национальная программа России по сохранению биоразнообразия // Биоразнообразие: Степень таксономической изученности: Всес. совещ., Москва, нояб., 1991. М., 1994. С. 4-12.
81. Состояние макрозообентоса малых озер урбанизированных территорий Карелии (на примере озер Плотичье и Китайское) Текст научной статьи по специальности «Биологические науки» [Электронный ресурс] // КиберЛенинка. URL: https://cyberleninka.ru/article/n/sostoyanie-makrozoobentosa-malyh-ozer-urbanizirovannyh-territoriy-karelii-na-primere-ozer-plotichie-i-kitayskoe/viewer.
82. Состояние макрозообентоса малых озер урбанизированных территорий Карелии // Водное хозяйство России. 2022. № 6. С. 98-111.
83. Степаненко А.А. О связи гидробиологических и гидрохимических показателей качества воды // Тез.докл.XXIX Всес.гидрохимич. совещания, Ростов-на-Дону, 1987 г. Ростов-на-Дону, 1987. Т.2. С. 111-113.
84. Тесленко В.А. Определение состояния ритрона малых лососевых рек, подверженных антропогенному влиянию, на примере р.Рудная // Дон. беспозвоночные рек Дал.Вост. и Вост.Сибири: Вопр. продуктив. и биоиндикации загрязнений. Владивосток, 1987. С. 15-18.
85. Тодераш И.К. Функциональное значение хирономид в экосистемах водоемов Молдавии. Кишинев: Штиинца, 1984. 172 с.
86. Урванцева Г.А., Сибриков С.Г. Влияние некоторых солей тяжелых металлов на множественные формы кислой фосфатазы личинок хирономид // Вопросы сравнит. физиол. и вод. токсикол. Ярославль, 1987. С. 132-137.
87. Фадеев Н.Н. К методике санитарно-биологических исследований текучих вод. Планктон или бентос? // Гидробиол. ж. 1930. Т.IX, N1-3. С. 22-45.
88. Федоров В.Д. Причина экологического кризиса и пути выхода из него: вопросы стратегии и тактики (мнение) // Биол. науки. 1992. N8. С. 27-31.
89. Финогенова Н.П., Алимов А.Ф. Оценка степени загрязнения вод по составу донных животных // Методы биологического анализа пресных вод. Л., 1976. С. 95-106.
90. Финогенова Н.П., Лобашова Т.М. Малощетинковые черви, их видовой состав, количественное развитие и распределение // Невская губа: Гидробиологические исследования. Л.: Наука, 1987. С. 127-135.
91. Хокс Х.А. Биологический контроль качества речной воды // Научные основы контроля качества поверхностных вод по гидробиологическим показателям. Л.: Гидрометеоиздат, 1977. С. 176-183.
92. Цалолихин С.Я. Свободноживущие нематоды как индикаторы загрязнения пресных вод // Методы биологического анализа пресных вод. Л., 1976. С. 118-122.
93. Цветкова Л.И. Гидросфера и биота, обратные связи: антропогенные тренды // Матер. Междунар. конгр. «Вода: экол. и технол.», Москва, 6-9 сент., 1994. М., 1994. Т.4. С. 1174-1175.
94. Цукерзис Я.М. Биология широкопалого рака. Вильнюс, 1970.
95. Цукерзис Я.М. Речные раки. Вильнюс, 1989.
96. Шебунина Н.А. Поиск видов-индикаторов загрязнения водных экосистем хлорорганическими пестицидами // Гидробиол. ж. 1990. Т.26, N2. С. 74-78.
97. Шуйский В.Ф. Изменения трофической структуры макрозообентоса литорали малых озер под влиянием минеральных удобрений, вносимых в различном режиме // Тез.докл.XXIX Всес. гидрохимич. совещания, Ростов-на-Дону, 1987 г. Ростов-на-Дону, 1987. Т.2. С. 120-121.
98. Шуйский В.Ф. Зависимость продукции макрозообентоса литорали малых озер от трофических условий и пресса рыб // Современные проблемы гидроэкологии. Материалы международной конференции. С.-Петербург, 9-13 окт. 1995 г. СПб., 1995. С. 61.
99. Шуйский В.Ф. Закономерности лимитирования пресноводного макрозообентоса экологическими факторами: диссертация на соискание степени докт. биол. наук. СПб, 1997. 639 с.
100. Шуйский В.Ф., Евдокимов И.И., Михнин А.Е., Белов М.М. Количественная оценка многофакторного воздействия на сообщества макрозообентоса // Сб. научных трудов ГосНИОРХ. 1995. Вып. 314. С. 87-100.
101. Шуйский В.Ф., Чистякова С.В., Устюжанина Н.В. Влияние теплового и органического загрязнения на структуру макрозообентоценозов водоема-охладителя Новомичуринской ГРЭС // Сб. научных трудов ГосНИОРХ. 1990. Вып. 309. С. 66-73.
102. Яковлев В.А. Оценка качества поверхностных вод Кольского Севера по гидробиологическим показателям и данным биотестирования (практические рекомендации). Апатиты, 1989. 27 с.
103. Янева И.Я. Зообентосът на р.Вит.II // Гидробиология. 1988. Т.32. С. 3-30.
104. Agnew J.D. Invertebrates of the Orange — Vaal system, with emphasic on the Ephemeroptera // Ecol. River. Syst. Dordrecht etc., 1986. P. 123-124.
105. Anderlini V.C., Wear R.G. The effect of sewage & natural disturbances on benthic macrofaunal communities in Fitzroy Bay, Wellington, New Zeland // Mar.Pollut.Bull. 1992. 24, N1. P. 21-26.
106. Anderson J.M. Predicting the effects of complex mixtures on marine invertebrates by use of a toxicity index // Environ. Hazard Asses. Effluents. Proc. Pellston Environ. Workshop, Cody, Wyo., Aug. 22-27, 1982. New York etc., 1986. P. 115-122.
107. Apts C.W., Kiesser S.L., Fortman T.J., Cotter O.A., Crecelius E.A. Concentrations of contaminants in Puget sound mussels compared to other national mussel watch sites // Ocean 89: Int.Conf. Adress. Meth. Understand. Global Ocean, Seattle, Wash.,Sept. 18-21, 1989. Vol.2. New York (N.Y.), 1989. P. 694.
108. Aviles G.J. Aplicacion de los metodos biologicos para la determinacion de la calidad de las aquas en los rios // Ing. civ. 1992. N86. P. 125-130.
109. Barton D.R., Griffiths M. Benthic invertebrates of the nearshore zone of eastern Lake Huron, Georgian Bay, and North Channel // J. Great Lakes Res. 1984. V.10, N4. P. 407-416.
110. Baskin Y. Ecologists dare to ask: How much does diversity matter? // Science. 1994. V.264, N5156. P. 202-203.
111. Battegazzore M. Qualita dell’acqua e macroinvertebrati in un ambiente fluviale // Acqua aria. 1990. N7. P.573-580.
112. Bazzanti M., Bandacigno F. Chironomids as water quality indicators in the river Mignone (Central Italy) // Hydroiol. Bull. 1987. V.21, N2. P. 213-222.
113. Bazzanti M., Seminara M. Profundal macrobenthos inpolluted lake. Depth distribution and its relationship with biological indices for water quality assessment // Acta oecol. appl. 1987. V.8,N1. P. 15-26.
114. Bazzanti M., Seminara M., Tamorri C. Comunita macrobentonica profonda di un lago impereutrofo sottoposto a variazioni di livello (lago di Canterro, Italia centrale): applicazione comparata di alcuni indici di diagnosi biologica // Acqua aria. 1990. N 6. P. 491-496.
115. Bendell B.E., McNicol D.K. An assessment of leeches (Hirudinea) as indicators of lake acidification // Can. J. Zool. 1991. V.69, N1. P. 130-133.
116. Bervoets L., Bruilants B., Marquet P., e.a. A proposal for modification on the Delgian biotic index method // Hydrobiologia. 1989. V.179, N3. P. 223-228.
117. Beukema J.J. An evaluation of the ABC-method (abundance/biomass comparison) as applied to macrozoobenthic communities living on tidal flats in the Dutch Wadden Sea // Mar. Biol. 1988. V.99, N3. P. 425-433.
118. Birol G.A. Use of chironomid to assess environmental degradation in the Jamaska river, Quebec // Environ, Monit. and Assess. 1994. V.30, N2. P. 163-175.
119. Brown S.B., Hara T.J. Biochemical aspects of amino acid receptors in olfaction and taste // Chemoreception in fishes. Amsterdam etc., 1982. P. 159-180.
120. Burkhardt R. Untersuchungen uber die Trichoptera des Vogelsberges. 2. Auswirkungen antrophogener Verunreinigungen der Fliessgewasser // Arch. Hydrobiol. 1987. Bd. 111, N1. S. 107-119.
121. Castri F. “Vous aves dit «Biodiversite» // Energies. 1992. V.13. P. 38-39.
122. Chaphekar S.B. An overview on bio-indicators // J. Environ. Biol. 1991. V.12, Spec.Numb. P. 163-168.
123. Chapman P.M., Brinkhurst R.O. Lethal and sublethal tolerances of aquatic oligochaetes with reference to their use as a biotic index of pollution // Hydrobiologia. 1984. V.115. P. 139-144.
124. Cognetti G. The impact of various pollutions on benthic organisms // Rev. int. oceanogr. med. 1987. V.85-86. P. 65.
125. Covay K.J. Appraisal of water quality in piceance Creek using benthic invertebrates // US Geol. Surv. Profess. Par. 1987. N310. P. 87-92.
126. Dansereau P. Biodiversidade — ecodiversidade — sociodiversidade: Informe 2 Congr. nac. essencias nativas, Sao Paulo, 29 marco-3 abr., 1992. Parte 1 // Rev. Inst. florest. 1992. V.4, Parte 1. P. 22-28.
127. Dauvin J.-C. Le benthos, temoin des variations de l’environement // Oceanis. 1993. V.19, N6. P. 25-33.
128. Destefanis M., Pavignano I. Una prima valutazione dello stato di conservazione di ambienti palustri attraverso l’analisi di comunita macrobentoniche // Acqua aria. 1991. N6. P. 571-575.
129. Drewett J. Never mind the whale, save the insects // New. Sci. 1988. V.120, N1643. P. 32-35.
130. Duddeon D. The effects of spate-induced disturbance, predation and environmental complexity on macroinvertebrates in a tropical stream // Freshwater Biol. 1993. V.30,N2. P. 189-197.
131. Durrin B., Paloni B., Donazolo R. Macroinvertebrate communities and sediments as pollution indicators for heavy metals in the river Abige (Italy) // Water. Res. 1988. V.22. P. 1353-1363.
132. Eulin A., Gruarin C., Laville H., Le Cohu R. Evaluation de la qualite de l’eau de la Garone par reference speciale aux indices diatomique et chironomidien // Ann. limnol. 1993. V. 29,N3-4. P. 269-279.
133. Ferrarese U., Bertocco M. I Chironomidi (Diptera Chironomidae) del Rio Teva (Italia nordorientale) e il loro uso nel guidizo di qualita dell’aequa // Studi tren. Sci. natur: Acta biol. 1990(1992). V.67. P. 161-169.
134. Fontoura A.P. Les communates de macro- invertebrates du bassin hydrographilogique du eleuve Lima comme indicateurs de la qualite biologique de l’eau // Publ. Inst. zool. Dr. A. Nobre. 1984. N183. 20 p.
135. Godfray H.C.J., Blythe S.P. Complex dynamics in multispecies communities // Phil. Trans. Roy. Soc. London.B. 1990. V330, N1257. P. 221-233.
136. Goodnight C.J., Whitley L.S. Oligochaetes as indicators of pollution // Proc. 15th Ind. Waste Conf., Pardue Univ. Ext. Ser. 1961. V. 106. P. 139.
137. Grizzle R. E. Effects of organic enrichment on estuarine macrotaunal benthos: a comparison of sediment profile imaging & traditional methods // Mar.Ecol.Progr.Ser. 1991. V.3,N2. P. 249-262.
138. Hakanson L. Aquatic contamination and ecological risk // Water Res. 1984. V.18, N9. P. 1107-1118.
139. Hall T.M., Merlini L. Concentrations of Cr, Pb, Cu and Mn in some biotic and abiotic components of the benthic ecosystem of the Toce river and Isole Borromee basin (lake Maggiore, Italy). II. Oligochaetes and oher invertebrates // Mem. Ist. Ital. Idrobiol. 1979. V.37. P. 23-32.
140. Harsany A. Biologische Beurteilung der Gewasser // Fischer und Teichwirt. 1986. Bd.37, N10. S. 300-302.
141. Hewitt G. River quality investigations. Part 1. Some diversity & biotic indices // J.Biol.Educ. 1991. V.25, N1. P. 44-52.
142. Hooper F.F. Eutrophication indices and their relation to other indices of ecosystems change // Eutrophication: causes, consequences, correctives. Washington, 1969. P. 225-235.
143. Keogh D.P. Chironomidae response to effluents from a gaseous diffusion plant // AAAS’92: 158th Nat. Meet. Amer. Assoc. Adv. Sci., Chicago, III., 6-11 Febr., 1992: Progr.&Abstr. Washington, 1992. P. 260-261.
144. King D.L., Ball R.C. A quantitative biological measure of stream pollution // J. Water Pollut. Contr. Fed. 1964. V.36, N 5. P. 650-653.
145. Kingston P.F. Field effects of platform discharges on benthic macrofauna // Phil. Trans. Roy. Soc. London. 1987. B316, N 1181. P. 545-563.
146. Klerks P.L., Bartholomew P.R. Cd accumulation and detoxification in a Cd — resistant population of the oligochaete Limnodrilus hoffmeisteri // Aquat. Toxicol. 1991. V.19, N2. P. 97-112.
147. Knopp H. Ein neuer Weg zur Darstellung biologischer Vorflutersuntersuchungen, erlautert an einem Gutelangsschnitt des Meins // Wasserwirtschaft. 1954. Bd.45, N1. P. 9-15.
148. Kolkwitz R., Marsson M. Okologie der pflanzeichen Saprobien // Berichte der deutschen botanischen Gesellschaft. 1908. Bd.26a. S.505-519.
149. Kolkwitz R., Marsson M. Okologie der tierischen Saprobien // Internat. Revue ges. Hydrobiol. 1909. Bd.2. S. 126-152.
150. Lafont M. Oligochaete communities as biological descriptors of pollution in the fine sediments of rivers // Hydrobiologia. 1984. V.115. P. 127-129.
151. Lampert W. Predictability in lake ecosystems: the role of biotic interactions // Potentials and Limitat. Ecosyst. Anal. Berlin etc., 1987. P. 333-346.
152. Lang C. Eutrophication of lake nechaetel indicated by the oligochaete communities // Hydrobiologia. 1989. V.174, N1. P. 57-65.
153. Lindqvist O.V. On the principles of management strategies of crayfish and fish population // Freshw. Crayfish. 1977. V.3. P. 249-261.
154. Lockwood J.L., Pimm S.L. Species: would any of them be missed? // Curr. Biol. 1994. V.4, N5. P. 455-457.
155. Lovejoy T.E. The biological diversity crisis // Proc. 18th Int. Congr. Entomol., Vankouver, July 3rd-9th, 1988: Abstr. and Author Index. Vankouver, 1988. P. 20.
156. MacArthur R. Fluctuations of animal populations and a measure of a community stability // Ecology. 1955. V.36. P. 533-536.
157. Maciorowski A.F. Using mussels as sentinels of coastal water quality // Water Environ. and Technol. 1989. V.1, N2. P. 260-262.
158. Madden C.P., Sulter P.J., Nicholson B.S., Austin A.D. Deformites in chironomid larvae as indicators of pollution (pesticide) stress: [Pap.] 11th Int. Symp. Chironomidae, Amsterdam, 12-14 Aug., 1991 // Neth. J. Aquat. Ecol. 1993. V.26, N2-4. P. 551-557.
159. Malicky H. Kocherfliegen als Indikatoren in Fliesswasser -Okosystemen und ihre Gefahrdung // OKO-L. 1987. Bd.9, N4. S. 22-29.
160. Marchant R., Mitchell P., Norris R. Distribution of benthic invertebrates along a disturbed section of the La Trobe River, Victoria: an analysis based on numerical classification // Austral. J. Mar. and Freshwater Res. 1984. V.35, N3. P. 355-374.
161. Mason W.T., Lewis P.A.J., Weber C.I. An evaluation of benthic macroinvertebrate biomass methodology // Environ. Monit. and Assessment. 1985. V.5, N4. P. 399-422.
162. Mayer F., Ellersieck M.R. Manual of acute toxicity: interpretation and data base for 410 chemical and 66 species of freshwater animals // US Dep. Inter. Fish and Wildlife Serv. Resour. Publ. 1986. N160,IV. 506 pp.
163. McMachon B.R. The adaptable crayfish: mechanismsof physiological adaption // Freshwater Crayfish. 1986. V.6. P. 59-74.
164. Moog O. Abundanz, diversitat und gewasserguteindex der macrozoobenthos Abschnitten des Aiterbaches (Steinhaus bei Wels) // Wasser und Abwasser. 1986. Bd.30. S. 407-409.
165. Morris M.G. Changing attitudes no nature conservation: the entomological perspective // Biol. J. Linn. Soc. 1987. V.32, N2. P. 213-223.
166. Mouthon J. Un indice iologique lacustr base sur l’examen des peuplements de mollusques // Bull. fr. peche et pisciclt. 1993. V.66, N331. P. 397-406.
167. Molles M.C. Recovery of a stream invertebrate community from a flash flood in Tesuque Creek, New Mexico // Souuthwest. Natur. 1985. V.30, N2. P. 279-287.
168. Myers N. Biodiversity & the precantionary principle // AMBIO. 1993. V.22, N 2-3. P. 74-79.
169. Norris R.H., Georges A. Design and analysis for assessment of water quality // Limnol. Austral. Dordrecht etc., 1986. P. 555-572.
170. O’Connor N.A. The effects of habitat complexity on the macroinvertebrates colonising wood substrates in a lowland stream // Oecologia. 1991. V.85, N4. P. 504-512.
171. Olive J.H., Jackson J.L., Bass J., e.a. Benthic macroinvertebrates as index of water quality in the upper land Lynda, Savisky Timothy // Ohio J.Sci. 1988. V.88,N3. P. 91-98.
172. Ozzola V., Peroni A., Rossaro B. An expert system on biological water quality assessment using macroinvertebrates // 15thInt.BIom.Conf., Budapest, July 2-V.6, 1990: IBC’90: Proc. Contrib. Pap. Budapest, 1990. P.124.
173. Pantle R., Buck H. Die biologische Uberwachung der Gewasser und die Darstellung der Ergebnisse // Gas- und Wasserfach. 1955. Bd.96. S. 604-618.
174. Perry J.A., Schaeffer D.J. The longitudinal distribution of riverine benthos: a river dis- continuum? // Hydrobiologia. 1987. V.148, N3. P. 257-268.
175. Petersen C.E. The extent of anthropogenic disturbance on the aquatic assemblages of the east branch of the DuPage River, Illinois, as evaluated using stream arthropods // Trans. III. State Acad. Sci. 1994. V.87, N1-2. P. 29-35.
176. Petts G.E., Bickerton M.A. Influence of water abstraction on the macroinvertebrate community gradient within a glacial syream system: La Borgne d’Arolla, Valais, Switzerland // Freshwater Biol. 1994. V.32,N2. P. 375-386.
177. Pinder L.C.V., Farr I.S. Biological surveillance of water quality — 3. The influence of organic enrichment on the macroinvertebrate fauna of small chalk streams // Arch. Hydrobiol. 1987. V.109, N4. P. 619-637.
178. Pontasch K.W., Cairns J. Multispecies toxicity tests using indigenous organisms: predicting the effects of complex effluents in streams // Arch.Environ.Contam. and Toxicol. 1991. V.20, N1. P. 103-112.
179. Prat N., Puig M.-A., Gonzales G., Millet X. Chironomid longitudinal distribution and macroinvertebrate diversity along the Llobregat River (NE Spain) // Mem. Amer. Entomol. Soc. 1983. N34. P. 267-278.
180. Preju K. A baban nad ekologia nicieni w wodach slodkich // Wiad. ekol. 1988. V.34, N1. P. 3-29.
181. Rees H.L., Parker M.M. Assessment of the utility of benthos studies in pollution monitoring programmes // Techn. Mar. Environ. Sci. 1991. N 16. P. 3-20.
182. Reice S.R. Experimental disturbance and the maintenance of species diversity in a stream community // Oecologia. 1985. V.67, N1. P. 90-97.
183. Reynoldson T.B., Zarll M.A. The biological assessment of contaminated sediments — the Detroit River example // Hydrobiologia. 1989. V.188, N189. P. 463-476.
184. Rosenfeld J.S., Mackay R.J. Assessing the food base of steram ecosystems: alternativesto the P/R ratio // Oikos. 1987. V.50, N1. P. 141-147.
185. Rundbe S.D., Jenkins A., Ormerod S.J Macroinvertebrate commuities in strams in the Himalaya, Nepal // Freshwater Biol. 1993. V.30, N1. P. 169-180.
186. Salanki J. New avenues in the biological indication of environmental pollution // Acta biol.hung. 1989. V.40, N4. P.295-328.
187. Say P.J., Burrows I.C., Whitton B.A. Enteromorpha as a monitor of heavy mertals in estuaries: (Pap.) North Sea — Estuaries Inferact.18th Symp.Estuarine and Brackish — Water Sci.,Assoc.Newcastle upon Tyne, 29 Aug. — 2 Sept.,1988 // Hidrobiologia. 1990. N195. P.119-126.
188. Schaal M. Flusskrebs signalisiert Wassergute // Environ. Toxicol. and Chem. 1986. V.5, N. P. 129-138.
189. Schulz R., Liess M. Chronic effects of low insecticide concentrations on freshwater caddisfly larvae // Hydrobiologia. 1995. V.299, N2. P. 103-113.
190. Sergenti S. Macrobenthos e inqinamento del fime Aniene // Acqua aria. 1991. N4. P. 379-386.
191. Sibuet M., Lambert C.E., Chesselet R., Lauber L. Density of major size groups of benthic fauna and trophic input in deep basins of the Atlantic Ocean // J.Mar.Res. 1989. V.47,N4. P.851-867.
192. Skurdal J., Westman K., Bergan P.J. Crayfish culture in Europe. Report from the workshop on Crayfish culture, 16-19 Nov. 1987, Trondheim, Norway. 198 pp.
193. Sladecek V. System of water quality from biological point of view // Arch. Hydrobiol. 1973. Bd.7, H.1. S. 1-218.
194. Slepukhina T.D. Comparison of different methods of water quality evaluation by means of oligchaetes // Hydrobiologia. 1984. V.115. P. 183-186.
195. Steubing L. Monitoring methodology of bioinicators of immission load // Conerv., Sci. and Soc. Contrib. Ist Int. Biosphere Reserve Congr., Minsk, 26 Sept. — 2 Oct., 1983, Vol.2. Paris, 1984. P. 411-426.
196. Uzunov J., Kosel V., Sladecek V. Indicator value of freshwater oligochaeta // Acta hydrochim. et hydrobiol. 1988. V.16, N2. P. 173-186.
197. Vanurk G., Kerkum F.C.M. Misvormingen bij muggellarvon uit Nederlandse poortvlaktewateren // Tijdschr. watervoorz. en afvalwater behandee. 1986. V.19, N26. P. 624-627.
198. Vardia H.K., Rao P.S. Pesticidal effects on chironomid larvae // Rev. Biol. (Port.). 1986-1987. V.13,N1-4. P. 113-115.
199. Vitiello P., Aissa P. Structure des peuplements de nematodes en milleu lagunaire pollue // Act. 110e Congr. nat. soc. savant., Montpellier, 1985. Sec. sci. Fasc. 2. Paris, 1985. P. 115-126.
200. Wagner R. Effects of artificially changed stream bottom on emerging insects // Verh. Int. Ver. theor. und angew Limnol. Vol.22. Pt. 3. Stuttgart, 1984. P. 2042-2047.
201. Warwick R.M. A new method for detecting pollution effects macrobenthic communities // Mar. Biol. 1986. V.92, N4. P. 557-562.
202. Warwick R.M., Clarke K.R. A comparison of some methods for analysing changes in benthic community structure // J. Mar. Biol. Assos. UK. 1991. V.71, N1. P. 225-244.
203. Warwick R.W., Clarke K.R. Relearning the ABC: taxonomic changes and abundance/biomass relationships in disturbed benthic communities // Mar. Biol. 1994. V.118, N4. P. 739-744.
204. Westman K. Effects of habitat modification on freshwater crayfish // Habitat Modif. and Freshwater Fish. Proc. Symp. Eur. Inland Fish. Adv. Commiss., Aarhur, May 23-25, 1984. London etc., 1985. P. 245-255.
205. Widdows J., Donkin P. Role of physiological energetics in ecotoxicology // Compar. Biochem.& Physiol.C. 1991. V.2, N1. P.69-75.
206. Woodiwiss F.S. The biological system of stream classification used by the Trent River Bord // Chem. J. Industri. 1964. V. 11, N3. P. 443-447.
207. Вудивисс Ф.С. Биотический индекс р.Трент. Макробеспозвоночные и биологическое обследование // Тр. I сов.-англ. симпоз. Л., 1977. С. 132-161.
208. Вудивисс Ф.С. Совместные англо-советские биологические исследования в Ноттингеме в 1977 г. // Тр. II сов.-англ. симпоз. Л., 1981. С. 117-189.
209. Zenetos A., Panayotidis P., Symboura N. Etude des peuplemens benthiques de substrat meuble au large du debouche en mer du grand collecter d’Athenes // Rev. int. oceanogr. med. 1990. V.97, N98. P. 55-71.
210. Zelinka M., Marvan P. Zur Prazisierung der biologischen Klassification der Reinheitflissender Gewasser // Arch. Hydrobiol. 1961. Bd. 57, N3. S.71-81.
211. Zelinka M., Marvan P. Bemerkung zu neuen Methoden der saprobiologischen Wasserbeurteilung // Verh. Int. Ver. theor. und angew. Limnol. 1966. V. 16. P. 817-822.
212. Биологический мониторинг | Показатели, основанные на определении видового состава макрозообентоса. Индексы и шкалы сапробности.
213. Применение некоторых биотических индексов для оценки санитарного состояния Рыбинского и Горьковского водохранилищ по организмам макрозообентоса.
214. Использование макрозообентоса для биологического мониторинга пойменных озер Верхнего Поочья — New-Disser.ru.
215. Биоиндикационные методы оценки качества поверхностных вод методические указания.
216. сравнительный анализ биотических индексов оценки качества воды реки больша.
217. БИОТИЧЕСКИЕ ИДЕНТИФИКАТОРЫ В ОЦЕНКЕ КАЧЕСТВА ВОДЫ ЭТАЛОННОЙ РЕКИ — Казанский федеральный университет.
218. БИОИНДИКАЦИЯ Р. ИНСАР С ИСПОЛЬЗОВАНИЕМ МАКРОЗООБЕНТОСА И ФЛУКТУИРУЮЩЕЙ АСИММЕТРИИ РЫБ Текст научной статьи по специальности «Рыбное хозяйство. Аквакультура — КиберЛенинка».
219. Макрозообентос как индикатор экологического состояния предгорных озер Русского Алтая в условиях антропогенных воздействий и изменения климата — Российский научный фонд.
220. Биоиндикация водоемов.
221. Зообентос как индикатор экологического состояния водных экосистем Западной Сибири.
222. Экология, 2022, № 2, стр. 145-152.
223. Индексы и классы качества вод — EcoGrade.
224. Биоиндикация качества пресных вод с использованием водных беспозвоночных.
225. 1.3. Биологические методы оценки загрязнения вод — Научная электронная библиотека.
226. ЭКСПЕРТНЫЕ И СТАТИСТИЧЕСКИЕ МЕТОДЫ ОЦЕНКИ ЭКОЛОГИЧЕСКОГО СОСТОЯНИЯ — EcoGrade.
227. Зообентос озер Ленинградской области и Санкт-Петербурга: влияние природных и антропогенных факторов. Статья научная (@izvestiya-ssc) — SciUp.
228. Список докладов, авторы которых подтвердили очное участие III междуна.
229. Охрана водных объектов — Комитет по природным ресурсам Ленинградской области.
230. МЕТОДЫ БИОИНДИКАЦИОННОЙ ОЦЕНКИ СОСТОЯНИЯ АГРОЭКОСИСТЕМ: АНАЛИТИЧЕСКИЙ ОБЗОР Текст научной статьи по специальности — КиберЛенинка.
231. АКТУАЛЬНЫЕ ПРОБЛЕМЫ ЭКОЛОГИИ И ПРИРОДОПОЛЬЗОВАНИЯ — SPbU Researchers Portal — Санкт-Петербургский государственный университет.
232. Постановление Губернатора Ленинградской области от 22.10.2021 N 100-пг «О.
233. Об утверждении Основных направлений по оздоровлению окружающей природной среды Ленинградской области на период до 2005 года от 30 декабря 1998 — Основные экологические проблемы Ленинградской области и пути их решения. Водные проблемы — docs.cntd.ru.
234. Пепловый столб на высоту порядка 7 километров выбросил вулкан Ключевской — Eastrussia.