Содержание к диссертации
Введение
Глава 1 9
Обзор литературы 9
1.1. Подходы к методам оценки состояния окружающей среды 9
1.1.2 Молекулярный и клеточный уровень организации биосистем 12
1.1.3 Организменный уровень биосистем (морфологический подход) 15
1.1.4 Ценотический и экосистемный уровни организации биосистем 16
1.1.5 Ценотический уровень: симбиотические ассоциации 21
1.2 Тяжёлые металлы, как приоритетный загрязнитель окружающей среды 24
1.2.1 Взаимодействие соединений тяжёлых металлов с компонентами среды 25
1.2.3 Подходы к оценке биоаккумуляция и биоконцентрации металлов 29
1.3 Биологические особенности иглокожих морских звезд Asterias rubens 33
1.3.1 Биологические особенности морских звезд Asterias rubens 33
1.3.2 Характеристика Asterias rubens, как объекта биоиндикационных и экотоксикологических исследований 35
1.3.3 Поступление, биоаккумуляция и выведение металлов в теле морских звезд Asterias rubens 38
1.5.2 Клеточные элементы целомической жидкости морских звезд Asterias rubens 42
Глава 2 45
Материалы и методы 45
2.1. Объекты исследования 45
2.1.1. Симбиотическая ассоциация морских звезд Asterias rubens L. и
обитающих на них копепод Scottomyzon gibberum Scott 45
2.2. Методы сбора материала 46
2.3. Характеристика заселенности 48
2.4. Поведенческий ответ (время переворота, RT) 50
2.5. Анализ клеток целомической жидкости 51
2.6. Оценка токсичности тяжелых металлов 52
2.7. Анализ содержания металлов 53
2.8. Статистический анализ данных 54
Глава 3 56
Краткая характеристика района исследования 56
3.1. Общая характеристика Белого моря 56
3.2. Характеристика уровней антропогенного воздействия на экосистему Белого моря 57
3.3. Характеристика района сбора материала 60
3.4 Гидролого-химическая характеристика района сбора материала 61
Глава 4 68
Результаты и их обсуждение 68
4.1 Биоаккумуляция тяжелых металлов (BAF) в морских звездах Asterias rubens 68
4.2 Биоконцентрация тяжелых металлов (BСF) в морских звездах Asterias rubens в экспериментальных условиях 75
4.3 Особенности клеточных элементов целомической жидкости в морских звездах Asterias rubens 78
4.3.1 Численность целомоцитов и доля микроядер в них 78
4.3.2 Доля микроядер в клетках морских звездах Asterias rubens в экспериментальных условиях 80
4.4 Изменение поведенческих реакций морских звезд Asterias rubens при воздействии металлов в экспериментальных условиях 82
4.5 Выживаемость морских звезд Asterias rubens при воздействии тяжелых металлов 83
4.6 Плодовитость копепод Scottomyzon gibberum при воздействии тяжелых металлов и оседание на морские звезды 84
4.7 Особенности размера карапакса и относительного возраста копепод Scottomyzon gibberum 85
4.8 Особенности заселенности морских звезд Asterias rubens копеподами Scottomyzon gibberum 90
4.8.1 Заселённость размерных классов морских звезд 90
4.8.2. Сезонная динамика заселенности морских звезд Asterias rubens копеподами Scottomyzon gibberum 94
4.8.3 Особенности заселенности морских звезд Asterias rubens копеподами Scottomyzon gibberum на разных глубинах 96
4.8.4 Пространственные различия заселенности морских звезд Asterias rubens копеподами Scottomyzon gibberum 97
4.8.5 Распределение копепод Scottomyzon gibberum на поверхности тела морских звезд Asterias rubens и доля копепод в галлах 104
4.9 Обобщение результатов 106
Выводы 112
Заключение 112
Благодарности 115
Список литературы 116
- Молекулярный и клеточный уровень организации биосистем
- Характеристика заселенности
- Характеристика района сбора материала
- Особенности клеточных элементов целомической жидкости в морских звездах Asterias rubens
Молекулярный и клеточный уровень организации биосистем
Методы оценки состояния экосистем in situ ориентированы на изучение сообществ организмов в природных условиях и позволяют оценивать их состояние по целому комплексу биотических показателей, на которые совместно влияют все компоненты соответствующего биогеоценоза как естественные, так и антропогенные. Такая оценка – биоиндикация, часто предоставляет единственную возможность получения информации о влиянии взаимодействующих друг с другом факторов среды на биоту в природных сообществах [9–11].
Критический этап - выбор измеряемых биологических показателей, так как невозможно оценить все представляющие потенциальный интерес показатели природных экосистем.
Наиболее важные требования к биоиндикаторам можно свети к следующим [9–12]: - высокое таксономическое и экологическое разнообразие (много видов в локальной экосистеме); - низкая вариабельность в пределах нормы и чувствительность к нарушениям; - тесная связь с идентификационными условиями; - высокая экологическая точность реакции на изменение факторов среды; - относительно высокая численность и минимум ее флуктуации; - широкое распространение; - минимальные затраты времени на констатацию наличия или отсутствия патологии, простота определения таксономической принадлежности; - наличие информации об экологии, биологии и биогеографии индикаторов; - функциональная важность в экосистеме; - знание диапазона естественной изменчивости биоценозов. Кроме указанных требований, выбор видов-индикаторов в значительной степени определяется наличием квалифицированного персонала, так как во многих случаях требуется таксономическое определение видов до семейства, а иногда и до вида. Биоиндикаторы выбираются на основании общих знаний о причинных связях между ними и экологическими факторами.
Экологически эффективные биоиндикаторы можно выделить на многих уровнях организации, в том числе организменном, популяционно-видовом, на уровне сообществ и экосистем. На популяционно-видовом уровне, выделяют несколько возможных типов биоиндикаторов [13]: - виды, оказывающие наибольшее влияние на окружающую среду и её биоразнообразие (keystone species); - виды, ареал которых тесно связан с ареалом многих других видов (umbrella species); - виды с ограниченными способностями к переселению при неблагоприятных условиях и с высоким риском смертности при смене местообитания; - виды, ограниченные определённым ресурсом; - виды чувствительные к интенсивности проявления, сезонности и скорости наступления, пространственным характеристикам экологических процессов, таких как пожары, наводнения, выпас скота, конкуренция с видами вселенцами или хищниками; - виды к которым проявляется общественный интерес (flagship species); - виды тесно связанные с особенностями своей среды обитания, которые могут быть полезны как биоиндикаторы.
Кэригнен и Виллард [12], суммировав обширную литературу, касающуюся видов-индикаторов, приходят к выводу, что их использование может быть полезным, когда:
1. Много видов представляют различные таксоны, и их жизненные циклы включаются в мониторинговые программы;
2. Их выбор преимущественно основан на обширных базах данных для изучаемого региона; 3. Соблюдена осторожность при интерпретации популяционных трендов для определения изменений, которые могут быть не связаны с ухудшением условий среды.
В идеале следует прибегать к «спектрам» биоиндикаторов, которые включают представителей разных трофических уровней и типов питания, различные жизненные формы и стадии развития. Правда, часто оказывается невозможно охватить весь «спектр», поэтому обычно ограничивают число индикаторов, представителями разных экологических групп. Главное, что только на основе биотической оценки природной экосистемы можно не только описать ее состояние, но и дать прогноз ее развития и рекомендации по хозяйственному использованию [11].
Исследование биологических показателей (биоиндикаторов и биомаркеров) осуществляется на разных уровнях организации биосистем: макромолекулы, клетки, органы, организмы, популяции, биоценозы. Очевидно, что сложность живой материи и характера ее взаимодействия с внешними факторами возрастает по мере повышения уровня организации. [9,10]. При этом низкие уровни биологической организации позволяют понять механизмы действия факторов, при низкой экологической релевантности, и наоборот, при изучении ответных реакции целых экосистем оцениваются долгосрочные интегральные эффекты действия различных экологических факторов (рис. 1.1 по Hinton et al., 2005).
Характеристика заселенности
Металлы – элементы встречающиеся в природе в земной коре. Их содержание в окружающей среде может варьировать, в зависимости от региона в результате пространственных вариаций фоновых концентраций. Распределение металлов в окружающей среде определяется свойствами металла и влиянием факторов окружающей среды [51].
Тяжёлые металлы (ТМ) это общий термин для элементов, имеющих атомный вес выше, чем 40,04 (атомная масса Ca). Тяжелые металлы попадают в окружающую среду в результате природных и антропогенных процессов, среди которых: природное выветривание земной коры, деятельность горнодобывающей промышленности, эрозия почвы, промышленные выбросы, городские стоки, при борьбе с вредителями или болезнями растений, загрязнении воздуха, и также ряда других процессов. По современным представлениям, токсичность ионов металлов для гидробионтов убывает в ряду: Hg Cu Ag Cd Pb Cr Zn Fe Ni Co Mn. Видоспецифичность чувствительности разных организмов к металлам приводит к тому, что элементы, находящиеся в середине ряда, могут меняться местами, но, в целом, эта закономерность является общей [52].
Загрязнение ТМ атмосферы, почвы и воды, постоянно растёт в связи с развитием промышленности, и, приобретая глобальный характер, серьёзно влияет на биологические ресурсы, продуктивность водных экосистем и здоровье населения [7]. Антропогенные нарушения содержания тяжёлых металлов в водной среде возникают на фоне их природных значений. Металлы антропогенного происхождения включаются в метаболизм водных экосистем наряду с микроэлементами, поступающими в результате естественных процессов. Следовательно, многие ТМ из микроэлементов, необходимых гидробионтам, могут превращаться в токсиканты, вследствие значительного повышения их концентраций в водной среде [53].
Биологические реакции, как следствие влияния ТМ на окружающую среду, весьма разнообразны. В зависимости от условий может происходить изменение плотности, разнообразия, групповой структуры, видового состава популяций. Характер и уровень этих изменений зависят, главным образом, от количества и форм содержания тяжелых металлов в воде и донных отложениях [54,55]. Поступление в водоемы сточных вод, содержащих ТМ может привести к многочисленным физическим, химическим и биологическим изменениям в водных экосистемах. Эти изменения двух типов: связанные с влиянием условий среды на Взаимодействие соединений тяжёлых металлов с компонентами среды
Тяжёлые металлы в отличие от многих других неорганических и органических загрязнителей могут находиться в природных водах в виде разнообразных форм - взвесей и коллоидов, простых гидратированных ионов, моноядерных и полиядерных продуктов гидролиза, комплексных соединений с неорганическими и органическими лигандами. Эти формы имеют различную биологическую активность и воздействуют на водные организмы по-разному, являясь либо токсичными, либо необходимыми продуктами питания гидробионтов, либо нейтральными в отношении к ним. Вследствие сложного компонентного состава природных вод, а особенно морских, один и тот же металл может образовывать в зависимости от условий водной среды множество различных соединений, по-разному действующих на биологические объекты [56].
В противоположность пестицидам и другим органическим загрязнениям, которые могут разлагаться в водной среде, тяжёлые металлы не исчезают из водной экосистемы и после трансформации в донных осадках мигрируют в толщу воды, где вновь становятся опасными для живых организмов. Под влиянием загрязнений экосистема изменяется довольно сложно. Направление происходящих изменений зависит как от качества и количества загрязненителей, так и от особенностей самой системы [57]. Водные организмы оказывают существенное влияние на формирование качества воды, но и их жизнедеятельность в свою очередь зависит от физико-химического режима водоема. На эти взаимозависимости накладывается влияние сезонных изменений климата. Кроме прямого влияния загрязнений на гидробионты, формируются вторичные, опосредованные влияния, возникает «паутина» связей и взаимообусловленностей [58].
Известно, что при поступлении в водоемы химические загрязнители способны претерпевать под воздействием комплекса физико-химических и биологических факторов различные химические превращения, приводящие как к их полному распаду, так и к частичной трансформации. Эти процессы могут приводить и к уменьшению неблагоприятного действия, оказываемого загрязнителем на качество воды, и к его увеличению. В частности, возможно образование продуктов более токсичных, чем исходные вещества [59]. Степень и скорость разрушения зависят, прежде всего, от природы загрязнителя, от организмов, участвующих в этом разрушении, от времени и физико-химических факторов (рН, концентрации О2, солёность, жёсткость) [58].
Одним из важнейших факторов, влияющих на токсичность ТМ, является наличие в среде растворенного органического вещества, с которым ТМ способны образовывать комплексы. Каждый из названных факторов может ускорить или задержать их разрушение. Природные органические вещества довольно легко разрушаются бактериями, простейшими, грибами и другими гидробионтами. Созданные человеком хлорорганические пестициды, детергенты, а также ТМ, радиоактивные долгоживущие изотопы долго сохраняют токсичность, мигрируя по пищевой цепи [58].
Накопление ТМ в гидробионтах обусловлено тем, что многие из них относятся к числу микроэлементов, необходимых для жизнедеятельности живых организмов, и после их отмирания они локализуются в органическом детрите. Следует также отметить способность ТМ аккумулироваться в очень больших концентрациях и вызывать вторичное загрязнение водоемов и рек [60]. Кроме материальной кумуляции, ТМ вызывают функциональную кумуляцию - накопление токсических эффектов. Этим и объясняется их длительное влияние на организмы.
Аккумуляция ТМ в донных отложениях - следствие связывания их со вывешенными веществами и последующим осаждением. Физико-химические условия водной массы определяют формы миграции ТМ. Таким образом, форма нахождения металлов определяются средой, а их изменения - это ответ на изменение состояния среды. Следовательно, поступление ТМ в водоёмы в дальнейшем оказывает своё влияние на их продуктивность через сложную систему химических, физических и биологических взаимодействий [61].
Размер тела и возраст организмов влияют на биоаккумуляцию и токсичность металлов в живых организмах, в основном через процессы метаболизма:
1. Возраст организма, является важным фактором, влияющим на накопление металлов в организмах. Для эмбриональных и ювенильных стадий многих организмов отмечаются более высокие уровни накопления, чем во взрослых организмах. Это может быть связано с более высоким отношением поверхности тела к объему эмбрионов, чем у более зрелых стадий [62].
2. Вес тела. Биоаккумуляция и токсичность металлов также зависит от изменений в соотношении тканей, связанных с репродуктивным циклом. Вес тела сезонно изменяется в зависимости от относительной скорости роста соматических и половых желёз, который происходит в разные периоды года. Вес тела моллюсков резко снижается до минимума весной-летом, в период совпадающий с нерестом, и далее сопровождается быстрым ростом летом, когда животные создают резервы, которые будут использоваться в следующий осенне-зимний период для развития гонад [61,62].
Характеристика района сбора материала
Уровни содержания Zn и Cd контролируется внутриклеточными механизмами. Возможность морских звезд A. rubens регулировать концентрацию металлов внутри тела была показана, для кадмия [93], для которого концентрации не поднимется при достижении плато. Значение этого плато пропорционально концентрации загрязняющих веществ в окружающей среде, но не превышает 10 мг/г сухого веса. Защитный механизм срабатывает на клеточном уровне и вызывает уменьшение концентрации Cd, в результате чего наблюдается снижение токсических эффектов и уменьшение концентрации кадмия в теле, при этом в природных условиях он проявляется более выраженно, чем в экспериментах. Темара с соавторами предположили, что избыток кадмия в пилорических придатках в организме переводится и медленно включаются в изоскелет.
Концентрации некоторых металлов связаны между собой. Так например, концентрация цинка в пилорических придатках может быть определена через кадмий [65,68]. Темара и др. обнаружили вариации концентраций цинка в морских звездах при изменениях содержания кадмия, поступающего через пищу и морскую воду. Показано увеличение концентрации Zn в первые дни при воздействии Cd с последующим возвращение к начальным уровням. Кадмий накапливается во всех отсеках тела, но в пилорических придатках, его концентрация регулируется, но при хроническом воздействии эти механизмы дезактивируются. Выведение металлов осуществляется через многие органы морских звезд. Пищеварительный тракт и циркулирующие клетки в целомической жидкости, как изначально предполаголось, не способствуют уменьшению концентрации металлов. Однако, металлонасыщенные целомоциты как показано, способны мигрировать к внешней части организма. Вывод этих клеток может объяснить значительную часть выделения металлов из организма морских звезд. Поскольку пилорические придатки морских звезд A. rubens содержат металлотионеины, которые имеют высокое сродство к Cd и Zn, и могут участвовать в связывании и выведении этих металлов из организма [70]. Свинец из пищеварительного тракта по кровеносной системе поступает в гонады, где аккумулируется, от туда выделяется при семяизвержении [65].
Исследования уровней содержания металлов в теле морских звезд широко используется в экодиагностических исследованиях при антропогенном загрязнений морской среды. Клеточные элементы целомической жидкости морских звезд Asterias rubens
Важную роль в регенерации и защитных реакциях иглокожих от различного рода повреждений и инфекций выполняют целомоциты (амебоциты). Целомоциты циркулируют в составе целомической жидкости и способны к фагоцитозу инородных частиц и образованию агрегатов в зонах существенных повреждений тела, затрагивающих целомические каналы [112]. Восстановление пула целомоцитов при повреждении животного происходит достаточно быстро. Предполагается, что у морских звезд регенерация протекает по типу морфаллаксиса, когда новые клетки возникают за счет деления клеток в депо, которыми в данном случае может служить целомический эпителий и эпидермальный слой шнура радиального нерва [113].
Морские звезды Asterias rubens являясь эвригалинным видом, обитают в условиях широкого диапазона солёности от 18 (по некоторым данным 8 [96]) до 40, в связи с этим солёность может оказывать влияние на клеточные элементы целомической жидкости. Исследования в норвежском фьорде Srfjord [64,69] показали, что концентрации амебоцитов и выделение клетками активных форм кислорода (АФК) в условно чистом районе не зависели от уровней солености, в котором обитали морские звезды. Однако, в загрязненных районах высокая соленость значительно увеличивала эти показатели.
Иглокожие способны адаптироваться к колебаниям солености за счет внутриклеточной осмотической регуляции [69,70]. Меняющиеся концентрации осмолитов в амебоцитах влияет на способность этих клеток на производство АФК. Активные формы кислорода, как полагают, способны уничтожать чужеродные частицы путем прямого действия на них. Также, что они могут оказывать свое разрушительное действие, вызывая осмотический дисбаланс в лизосомах (из-за распределения K+) [114].
При бактериальном заражении в морских звездах, обитающих в условиях низкой солености, выделение ROS значительно выше, что указывает на более сильный иммунный ответ. Возможно, это также связано с тем, что концентрации кадмия в морских звездах из районов низкой солености значительно выше, которые также увеличивают выделение ROS. Так для биоаккумуляции Cd и Pb и доли микроядер в клетках целомической жидкости и ROS показана прямая зависимость от содержаний в окружающей среде [91]. При этом повышение ROS является маркером апоптоза и представляют угрозу целостности амебоцитов, поскольку способны изменить активность макромолекул, таких как ДНК и белки[114].
Отмечено увеличение концентрации амебоцитов в ответ на паразитарные инвазии и считается, частью воспалительного ответа в отношении паразита. После инъекции грамположительных бактерий в целомическую полость увеличивает концентрации клеток только двух субпопуляций амебоцитов, которые являются наиболее активными фагоцитами [91].
Повышенная концентрация амебоцитов наблюдается в морских звёздах в загрязнённых тяжёлыми металлами районах фьорда Srfjord, что может способствовать детоксикации [69]. Воздействие металлов на морские звезды происходит в три фазы: 1. краткосрочные ингибирование - прямое воздействие металлов, оказывает ингибирующее действие на иммунные клетки; 2. далее клетки восстанавливаются за счет активации защитных механизмов; 3. когда эти механизмы перегружены, наступают выраженные токсические эффекты, проявляемые значительным снижением числа клеток, нарушением поведенческих ответов и гибели организма [3].
Особенности клеточных элементов целомической жидкости в морских звездах Asterias rubens
Объем выборки измеренных морских звезд составил 975 экземпляров. В анализ включена вся совокупность данных собранных в течение вегетационного периода 2012 и 2013 годов со всех точек исследуемой акватории. Задача проведенного ниже анализа выделить размерный класс и определить границы это класса для анализа заселённости, т.к. размерные, а значит и возрастные особенности во многом определяют уровень заселенности любого организма [115].
Анализ особенностей размерной структуры морских звезд проводился при помощи метода главных компонент, что позволило преобразовать три измеряемых параметра в однин. Такое преобразование позволяет оценить связь одновременно всех трех размерных параметров с заселенностью копеподами. В таб. 4.8 представлены, выявленные при факторном анализе, компоненты и доли объясняемой ими дисперсии.
Далее проводили регрессионный анализ интегрального размерного показателя первой компоненты и числа копепод. Поскольку число симбионтов (паразитов) – счетный и относительно редкий показатель использовалась пуассоновская регрессия [119]. На рисунке 4.12 изображена диаграмма рассеяния для зависимости «интегральный показатель размера – количество симбионтов» и гистограммы для этих характеристик.
Интегральный размер (расчитанный в ходе факторного анализа) морских звезд A. rubens и количества копепод S. gibberum; сверху – гистограмма размерных классов морских звезд; справа – гистограмма распределения числа морских звезд по количеству копепод.
Коэффициент детерминации показывает (R2=0.25) отсутствие линейной зависимости, возможно, это связанно с неравномерным количеством особей в каждой размерно-возрастной группе, что видно на гистограмме отражающей размерные характеристики.
Выделен класс особей исключительно среднего размера, имеющих относительно большее количество копепод, с границами -0.5 – 2.2 у.е. Через уравнения линейной регрессии, представленные в таб. 4.11, интегральные показатели размера переведены в метрические единицы. Данные значения, характеризуют размеры наиболее заселённого копеподами размерного класса морских звезд.
Полученные размерные границы показателей: контр-радиуса, малого радиуса, большого радиуса использовались при сборе морских звезд A.rubens для анализа их заселенности копеподами S. gibberum. Сбор морских звезд проводился в определённом размерном классе, не собирались ювенильные особи и особи с диаметром более 16 см. Выделение определенной размерной группы позволяет уменьшить влияние возраста (размера) морских звезд, что дает возможность связывать наблюдаемую заселенность с другими факторами, в том числе состоянием окружающей морской среды.
Заселенность морских звезд A.rubens измеренная в ходе исследований представлена в Приложении 1. 4.8.2. Сезонная динамика заселенности морских звезд Asterias rubens копеподами Scottomyzon gibberum
При изучении влияния факторов окружающей среды, необходимо оценить собственную динамику, вызванную биологическими особенностями организмов, а не действием факторов окружающей морской среды. Одним из видов такой динамики является сезонная динамика, связанная с жизненными циклами организмов [9,95].
Проведен анализ сезонной динамики индексов (экстенсивность, интенсивность, индекс обилия). Сбор проб проводился в течение двух вегетационных периодов на 14 точках. На рисунке 4.13 представлены графики анализа сезонной динамики индексов заселенности для точек «у пирса ББС, у точки «Черных щели» и у Половых островов. Для остальных точек не наблюдаются значительные отличия от выбранных точек или количество проб с одной точки меньше трех.
На представленных графиках, отражающих значения индексов интенсивности, экстенсивности и вариации для соответствующих дат сбора биологического материала, видна сезонная динамика заселенности морских звезд A. rubens копеподами S. gibberum. Для значения индексов рассчитаны 95% доверительные интервалы, методом Bootstrap, для которых отмечается перекрывание доверительных интервалов на протяжении практически всего вегетационного периода. Значения F критерия при Р 0.05 показывают различия индексов заселенности в зависимости от даты сбора проб. Для каждой точки эта динамика не имеет в точности одинакового графика, но можно выделить некоторые общие черты в 2012 году – плавное уменьшение заселенности с мая по июнь, с минимальными значениями в июне-июле, и ростом с июля по сентябрь. Отмечается увеличение возраста копепод со второй половины июля до сентября. Такая динамика, должно быть, связана с циклом развития самцов копепод и достижением самками половозрелых стадий. Так, в течение вегетационного периода отмечается увеличение встречаемости самцов копепод с 0 экз./100 особей в июне до 2-5 экз./100 особей. В работе [116] описана сезонная динамика в течение всего года, где отмечается с середины лета увеличение числа самок S. gibberum на морских звездах и доли самцов.
Значения индексов заселенности и агрегированности копепод S. gibberum морских звезд A. rubens в разных точках сбора представлены на рис. 4.15.
На графике (рис. 4.15(1)), представлены значения индексов заселенности и агрегированности, наблюдаются статистически достоверные различия между точками. У Еремеевских островов можно наиболее низкие значения индексов заселенности, наибольшее значения характерны для точек у Половых островов и в Бабьем море.
По значениям интенсивности, экстенсивности, индекса обилия можно выделить точки с высокими значениями - у Половых островов, в, характеризуемые высокими значениями заселенности. Высокие значения для этих индексов можно отметить для точек в районе деревни Черная речка в 2013 г. Наименьшее значение характерно для района Еремеевских островов и точки Черная речка (за порогом) в 2013 г. По значениям индексов агрегированности (k и D) можно выделить точки у Еремеевских островов и д. Черная речка.
Значения индексов для расчета интегрального показателя проанализированы методом главных компонент. Выявлена одна компонента (с собственным значением 3.4) объясняющая 84% дисперсии рассматриваемых индексов. Значения факторных нагрузок показывают высокую долю (0.89–0.99) каждого из рассматриваемых индексов. Наибольшими значения интегрального показателя можно выделить у Половых островов и в Бабьем море, с немного меньшими значениями Черную речку. Наименьшими значениями выделяются Еремеевские острова.
