4.6. Интегральные критерии: оценка качества экосистем по нескольким показателям
В предыдущих главах мы неоднократно обсуждали подходы к оценке состояния изучаемого объекта по всему комплексу измеренных и расчетных показателей. Вследствие принципиальной сложности экосистем, эта проблема в гидробиологии особенно актуальна, поскольку, желая учесть все множество тенденций и явлений, исследователи стремятся использовать не один, а несколько (иногда 7-8) частных критериев из тех, что были описаны выше.
Классы качества воды по гидробиологическим и микробиологическим показателям в нашей стране определяются "Правилами контроля качества воды водосливов и водотоков" [ГОСТ 17.1.3.07–82], которые регламентируют содержание программ контроля гидрологических, гидрохимических и гидробиологических показателей, периодичность контроля, а также назначение и расположение пунктов отбора проб (см. табл. 4.7).
Таблица 4.7
Классификация качества воды водоемов и водотоков по гидробиологическим и микробиологическим показателям
Примечание. Допускается оценивать класс качества воды и как промежуточный между вторым и третьим (II - III), третьим и четвертым (III - IV), четвертым и пятым (IV – V).
Согласно этому документу, степень загрязненности воды оценивается с учетом индекса сапробности по Пантле и Букку в модификации Сладечека, олигохетного индекса Гуднайта–Уитлея и Пареле, биотического индекса Вудивисса и традиционного набора микробиологических показателей (столбец со значениями ИЗВ [Временные методические.., 1986] добавлен нами для обобщения). Эта таблица также приведена в специальном руководстве [Руководство по методам.., 1983], обязательном для гидробиологических постов наблюдения.
В.А. Яковлев [1988], применительно к поверхностным водам Кольского Севера, в аналогичную таблицу добавляет оценку зоны сапроботоксобности в соответствии с разработанным им индексом, индекс Шеннона (см. табл. 4.7), степень токсичности по данным биотестирования и описывает для каждого класса доминирующий комплекс организмов.
С градациями класса качества вод, в принципе, можно связать неограниченное количество показателей и расчетных критериев. Если все они дают одинаковую картину (что бывает редко), то уверенность в правильности оценки возрастает. Однако каждый из индексов, выделяя ту или иную особенность биотического сообщества, недоучитывает другие, в результате чего возникает естественный феномен несовпадения в оценках качества экосистем по различным показателям. Чтобы преодолеть трудности в трактовке такой ситуации, ряд исследователей [Балушкина, 1997, 2002; Баканов, 1999] предлагают методы вычисления обобщенных показателей, которые основаны на том, что выбранные исходные показатели нормируются в некоторой единой шкале, после чего суммируются. При этом появляется еще один индекс (интегральный показатель IP,комбинированный индекс состояния сообщества – КИСС и т.п.), который делает попытку обобщить и представить одним числом все множество процессов и факторов развития экосистемы.
Нельзя отрицать вполне доказанной работоспособности обобщенных индексов для экспресс-анализа (правда, при четком понимании конкретных условий, при которых тот или иной индекс наиболее эффективен), а также в тех случаях, когда сравниваемые экосистемы имеют ощутимые различия в уровне антропогенного воздействия. Но эти методы перестают быть адекватными, если ставится задача детального анализа структурных изменений в биоценозах на видовом уровне.
К сожалению, иногда недостаточно взвешенный подход к проблеме "индексологии" и излишняя вера в то, что истину можно найти, вычислив среднее из 4-5 показателей, еще более удаляет нас от физической природы явлений, поскольку такое усреднение сглаживает все статистические всплески исходных данных, сигнализирующие о возможных экокризисных ситуациях. Проблема усугубляется тем, что индексы, выступающие в качестве слагаемых, как правило, сами по себе далеко не всегда адекватно отражают то явление, которое им приписывается, и слишком чувствительны к действию посторонних факторов, не связанных с загрязнением. При их усреднении равновероятными являются предположения, как о взаимной компенсации ошибок, так и об их взаимном усилении.
Интегральный показатель по Е.В. Балушкиной [1997] разработан и используется для оценки состояния экосистем водоемов, подверженных смешанному органическому и токсическому загрязнению. Прошел широкое тестирование в системе Ладожское озеро - р. Нева - восточная часть Финского залива [Балушкина с соавт.,1996]. Интегральный показатель IP рассчитывается по формуле:
IP = K1 * St + K2*OI + K3*Kch + K4 / BI , 
(4.21)
где St – индекс сапротоксобности В.А. Яковлева (K1 = 25); OI – олигохетный индекс Гуднайта и Уитлея, равный отношению численности олигохет к суммарной численности зообентоса в процентах (K2 = 1); Kch – хирономидный индекс Балушкиной (K3 = 8.7); 1 / BI – величина, обратная биотическому индексу Вудивисса (K4 100).
На наш взгляд, целесообразнее использовать отношение 1/( BI + 1) или, еще лучше, линейную функцию (10- BI), принимая во внимание вероятность нулевого значения индекса Вудивисса.
Основная идея автора – подобрать такие линейные множители K1 - K4 для всех обобщаемых индексов, чтобы они варьировались на соизмеряемом интервале от некоторого минимального значения до 100, после чего сложить преобразованные значения. Поскольку функциональность значений индекса Вудивисса имеет обратный характер по сравнению с остальными индексами, для его преобразования использовалась обратная величина –1 / BI. Диапазоны изменения значений используемых показателей соотнесены с градациями качества вод по А.А. Былинкиной с соавт. [1962] и С.М. Драчеву [1964] (см. табл. 4.8).
Таблица 4.8