Pilsētas upes sindroms
 | Šajā rakstā ir pārāk maz vikisaišu. Lūdzu, palīdzi uzlabot šo rakstu, saliekot tajā saites uz citiem rakstiem. Ja ir kādi ieteikumi, vari tos pievienot diskusijā. Vairāk lasi lietošanas pamācībā. |
Ar terminu pilsētas upes sindroms (angļu: urban stream syndrome) tiek apzīmēta pilsētas upju ekoloģiskā degradācija — negatīvo ietekmju komplekss, kuram tiek pakļauta upe, tai plūstot caur urbanizētām teritorijām.[1] Sindroms izpaužas kā ūdensteces ekosistēmas strukturālās un funkcionālās izmaiņas: paaugstinātās piesārņojošo vielu koncentrācijas, mainīta gultnes morfoloģija, samazināta bioloģiskā daudzveidība, pret piesārņojumu toleranto sugu dominance un citas pazīmes. Upju ekosistēmas urbanizētās teritorijās ir īpaši neaizsargātas pret negatīvām ietekmēm, ko rada zemes izmantošanas, virsmas apauguma izmaiņas un ar to saistītas antropogēnas aktivitātes. Bieži vien procesi un mehānismi, kas izsauc sindromu, ir kompleksi un sarežģīti.[2]
Sindroma raksturīgākās ekoloģiskās pazīmes
[labot šo sadaļu | labot pirmkodu]| Simptoms | Pazīmes |
|---|---|
| Hidroloģiskā režīma izmaiņas |
|
| Ģeomorfoloģiskās izmaiņas |
|
| Ūdens ķīmiskā sastāva izmaiņas |
|
| Upes biotas izmaiņas |
|
| Ekosistēmas procesu izmaiņas |
|
Bieži vien procesi, kas izsauc sindromu, ir kompleksi un sarežģīti. Sindromam raksturīgās ekoloģiskās pazīmes bieži vien netiek novērotas visās urbanizētajās teritorijās un atšķiras atkarībā no konkrētā ekoloģiskā procesa īpašībām, kā arī no urbanizācijas pakāpes ietekmes uz procesa norisi.[3]
Runājot par pilsētas upes sindromu, bieži tiek lietoti dažādi termini, tādi kā urbanizācija (urbanization) un pilsētas teritorija (urban area). Termins urbanizēts šajā gadījumā tiek lietots plašākā nozīmē, ietverot teritoriju ar tai raksturīgu attīstību ražošanas, tirdzniecības un ar apdzīvojumu saistītiem mērķiem, ietverot pilsētas, priekšpilsētas, ciematus un kādreizējas apdzīvoto vietu teritorijas, kurās apdzīvojuma blīvums ir lielāks par vienu vienību uz 2 ha. Šīs ietverošās definīcijas lietošana pamatojas ar to, ka pat zemam apdzīvojuma blīvumam raksturīga negatīva ietekme uz ūdens ekosistēmām[3].
Hidroloģiskās režīma izmaiņas
[labot šo sadaļu | labot pirmkodu]Pilsētas teritorijā upes hidroloģiskajam režīmam ir raksturīgs palielināts noteces apjoms un biežums. Noteci būtiski ietekmē necaurlaidīgo (asfaltēto) virsmu īpatsvars un lietus ūdens kanalizācijas sistēmas caurules upes tuvumā. Kā viens no rādītājiem šādu hidroloģisko izmaiņu raksturošanai plaši tiek lietota kopējā upes sateces baseina ūdens necaurlaidība (total catchment imperviousness), lai gan necaurlaidības ietekme uz upes hidroloģisko režīmu būtiski mainās atkarībā no sateces baseina caurlaidīgo teritoriju ūdens caurlaidības un no tā, cik daudz no necaurlaidīgās platības drenējas tieši upē pa cauruļvadiem nevis apkārtējās caurlaidīgajās teritorijās[2]. Dažos gadījumos pilsētas teritorijās upes notece var tikt samazināta gruntsūdens atjaunošanas iespēju trūkuma dēļ, taču zāliena laistīšana, punktveida izplūdes, ūdensapgādes un kanalizācijas noplūdes veicina noteces palielināšanu[3].
Hidroloģiskā režīma izmaiņas ietekmē upes gultnes ģeomorfoloģiju, ūdens kvalitāti, biotiskos komponentus un ekosistēmas procesus. Pastiprināta lietus ūdeņu notece no urbanizētām teritorijām ietekmē ūdensteču kvalitāti un spēj izraisīt ilglaicīgas izmaiņas substrātā un makrozoobentosa organismu cenozē. Tiek novērota kopējo suspendēto cietvielu daudzuma palielināšana, izšķīdušā skābekļa koncentrācijas samazināšanās. Upes substrātā tiek novērota palielināta materiāla sablīvēšanās, savukārt bentisko organismu sabiedrībās — sugu daudzveidības samazināšanās.[4]
Ģeomorfoloģiskās izmaiņas
[labot šo sadaļu | labot pirmkodu]Hidroloģisko izmaiņu rezultātā pilsētas upēs tipiski novērojama gultnes un nogāžu erozija, kas savukārt palielina upes platumu, veicina upes iegraušanos līdz brīdim, kad upes krasti vai gultne tiek mākslīgi nostiprināti. Pilsētas upēm var izdalīt vairākas attīstības stadijas: pilsētas upes gultne kā pirmo pēc tās izveidošanas iziet sedimentācijas periodu (pēc būvdarbiem), tad gultnes paplašināšanos, ko izraisa pastiprinātas vētru plūsmas, virszemes notece un beidzot stabilizējas, jo tiecas atgūt sabalansētu stāvokli.[5] Upes gultnes paplašināšanās var būt vienīgais upes sedimentu avots; tā veido sugām nabadzīgus biotopus ūdens organismiem nestabilās nogāzēs un gultnē[3].
Pilsētas ūdensteces ģeomorfoloģiju var ietekmēt tiešās gultnes modifikācijas un pastiprināta sedimentu ievadīšana. Tiešās upes modifikācijas biežāk izpaužas kā upes nogāžu un gultnes regulēšanas pasākumi (ar betona un cita materiāla konstrukcijām), kas veicina biotopu vienkāršošanos un pastiprinātas hidroloģiskās un ģeomorfoloģiskās izmaiņas lejpus regulētā posma. Turklāt, betonētās nogāzes atdala upes plūsmu no palienēm, gruntsūdens un upes sajaukšanās zonas, tādējādi iznīcinot mikrobioloģiskiem un citiem bioloģiskiem procesiem nozīmīgas vietas[6].[7]
Pilsētas teritorijā ūdenstecēm raksturīgs augsts iekšējo šķēršļu blīvums, kas aizkavē zivju un citu ūdens organismu pārvietošanos, ko var pārtraukt pat nelielas ūdensteces modifikācijas. Kustības barjeras ir ārkārtīgi nozīmīgas migrējošām sugām, tādām kā laši un zuši, kā arī lielai daļai tropu zivju, garnelēm, gliemežu sugām[3].
Upes ievadīšana caurulēs (upes aprakšana — stream burial) ir modifikācijas ārkārtēja forma, kas ir raksturīga augsti urbanizētām teritorijām. Pilsētā modificēto ūdensteču posmu īpatsvars var būt diezgan liels, piemēram, Baltimorā divas trešdaļas no pilsētas upēm ir apraktas.[8] Aprakšanas pakāpe daudzās pilsētās nav novērtēta, taču daudzos reģionos caurulēs biežāk tiek ievadītas upes ar īslaicīgu vai neregulāru virszemes plūsmu. Upes novadīšana caurulēs var būtiski ietekmēt upes posmu lejpus tā, palielinot straumes ātrumu, mainot oglekļa un barības vielu ievadi, pastiprinot slāpekļa transportu[3].
Ūdens ķīmiskā sastāva izmaiņas
[labot šo sadaļu | labot pirmkodu]Pilsētas upēm ir raksturīgas palielinātas ķīmisko piesārņotāju koncentrācijas un slodzes, kas ir konstatējamas jau pie zemas upes baseina urbanizācijas. Upes ūdens kvalitātes pazemināšanās problēmas ir lielākas pilsētās ar neefektīvu notekūdeņu pārvaldību un apsaimniekošanu. Ūdens kvalitātes izmaiņu vispārējās iezīmes var atšķirties urbānās teritorijās, ko var izskaidrot ar klimatiskām un ģeomorfoloģiskām īpatnībām, atšķirībām zemes izmantošanā[2].
Lietus ūdeņu notece, noplūdes no punktveida avotiem, sāls kaisīšana, kanalizācijas sistēmas noplūdes, nepareizi funkcionējošās septiskās sistēmas veicina izšķīdušo vielu koncentrācijas un elektrovadītspējas palielināšanos pilsētas ūdenstecēs. Dabā ūdenstecēs elektrovadītspējas vērtības svārstās atkarībā no ģeoloģiskajām īpatnībām, taču elektrovadītspēja konsekventi pieaug līdz ar urbāno teritoriju attīstību. Augstu platuma grādu reģionos, kur sāls tiek izmantots kā atledotājs, sāļums un hlorīdjonu koncentrācijas var sasniegt organismiem toksisko līmeni, izraisīt paskābināšanās procesus un metālu mobilizāciju. Paaugstināts sāļums var radīt stresu daudziem saldūdens organismiem, jo īpaši viendienītēm Ephemeroptera.[9] Ūdens vides pH izmaiņas spēj ietekmēt ūdens organismu struktūru: pazeminoties ūdens pH līmenim ūdenstilpē paliek tikai pret paskābināšanos izturīgas dzīvo organismu grupas.[10]
Toksiskās vielas
[labot šo sadaļu | labot pirmkodu]No toksiskajām vielām pilsētas ūdenstecēs biežāk konstatēti smagie metāli (sevišķi Cd, Cr, Cu, Pb, and Zn), policikliskie aromātiskie ogļūdeņraži (PAO) un dažāda veida pesticīdi. Šo vielu un savienojumu mijiedarbības efekti var izpausties gan sinerģiski, gan antagoniski, kas apgrūtina to ietekmes analīzi un tālāko seku paredzēšanu upes ekosistēmā.[11]
Pilsētas noteces toksicitātes testi uz ūdens biotu rāda neviennozīmīgus rezultātus — daži pētījumi ziņo par augstu toksiskumu, citi rāda zemu biotisko komponentu atbildes rekciju uz diezgan augstām piesārņojošās vielas koncentrācijām. Jutīgums pret toksīniem variē starp sugām, tāpēc testa organismu izvēle ir izšķirošs jautājums, veicot izpēti. Pie tam, vairākas piesārņojošās vielas ir atrodamas lielākās koncentrācijās tieši sedimentos, nevis ūdens kolonnā, tāpēc vielu resuspensija stipras straumes laikā var būtiski palielināt to toksiskumu.[12]
Palielināts barības vielu saturs
[labot šo sadaļu | labot pirmkodu]Paaugstināts barības vielu saturs un to proporcionālās (N un P) vai formu (no NO3- līdz NH4+) izmaiņas ietekmē ekoloģiskos procesus ūdenstecēs, ietverot barības vielu uzņemšanu, lapu sadalīšanās procesu ātrumu, primārās produkcijas ražošanu. Arī pastāvot efektīvām notekūdeņu attīrīšanas sistēmām, ievērojams barības vielu daudzums nonāk ūdenstecē ar kanalizācijas un septisko sistēmu noplūdēm, kurām pievienojas lietus ūdens notece. Bieži vien faktiskais barības vielu izplūdes avots nav skaidrs vai konstatējams[3].
Pēc ASV Nacionālās ūdens kvalitātes novērtēšanas programmas (NAWQA) datiem no 1991. līdz 2001. gadam salīdzinājumā ar ūdenstecēm apmežotās teritorijās augstāks neorganisko barības vielu saturs tika konstatēts pilsētas ūdenstecēs. Tas ir līdzīgs starp pilsētas un lauksaimniecības ūdenstecēm, lai gan NO3- un kopējais N saturs ir augstāks lauksaimniecības zemju ūdenstecēs. Daudzās attīstošās valstīs, kur mēslojuma izmantošana ir zema un neattīrīto notekūdeņu ieplūdes pilsētas ūdenstecēs ir augstas, šis modelis ir mazāk iespējams. Lielākas NH4+ koncentrācijas ir raksturīgas pilsētas ūdenstecēm.[13]
Izšķīdušais skābeklis
[labot šo sadaļu | labot pirmkodu]Pilsētas upēs, kurās ieplūst nepietiekami attīrīti notekūdeņi, ir paaugstināts bioloģiskais un ķīmiskais skābekļa patēriņš, kas var novest pie skābekļa deficīta. Intensīvi sedimentācijas procesi, upes plūsmas samazināšana līdz pat stāvošo ūdeņu stāvoklim noved pie anaerobiem apstākļiem. Daudzi bezmugurkaulnieki un zivis ir pielāgojušies dzīvei ūdeņos ar lielāku skābekļa saturu, tāpēc skābekļa satura izmaiņas var būtiski ietekmēt ūdens organismus[3].
Ūdens ķīmiskā sastāva izmaiņu cēloņi, kas minēti iepriekš, ir saistīti galvenokārt ar tiem faktoriem, kas nosaka piesārņojošo vielu ievadi upes ekosistēmā. Ūdens ķīmisko sastāvu papildus ietekmē upes un tās sateces baseina spēja uzkrāt un paturēt barības vielas[2].
Paaugstināta temperatūra un apgaismojuma apstākļi
[labot šo sadaļu | labot pirmkodu]Pilsētas upēs ūdens temperatūra bieži ir augstāka, kas izskaidrojams ar pilsētas siltumsalas efektu (palielinātā gaisa temperatūra pilsētas iekšienē), punktveida notekūdeņu izplūdēm, paaugstinātu insolāciju piekrastes veģetācijas trūkuma dēļ[3]. Paaugstinātas temperatūras var negatīvi ietekmēt aukstā ūdenī dzīvojošās sugas, pārsniedzot to tolerances robežas un tādējādi izmainot ūdens organismu sabiedrības struktūru upē.[14] Paaugstinātās temperatūras spēj ietekmēt upes ekosistēmas metabolisma procesus (straujāka vielapmaiņa), jo īpaši elpošanas procesus, paātrināt ķīmisko procesu reakcijas. Palielināta insolācija var sekmēt paaugstinātu aļģu biomasas produkciju[3].
Biotisko komponentu sastāvs
[labot šo sadaļu | labot pirmkodu]Veiktie pētījumi ir vairakkārt pierādījuši urbanizācijas procesu negatīvo ietekmi uz ūdens organismu (aļģu, bezmugurkaulnieku, zivju) sabiedrību bagātību un daudzveidību. Urbanizācijas izsaukto strukturālo izmaiņu vispārējās iezīmes ūdenstecēs ir diezgan konsekventas: vienlīdz ar jutīgo sugu izzušanu tiek novērota pret piesārņojumu toleranto sugu īpatsvara palielināšana[2].
Aļģes
[labot šo sadaļu | labot pirmkodu]Paaugstināts barības vielu saturs pilsētas upēs var veicināt palielinātu aļģu biomasas attīstību. Lai gan tādi faktori kā palielinātās upes plūsmas (bīdes stress un izskalošana), duļķainība, gultnes padziļināšana upes iegraušanās procesā, palielināta upes gultnes sedimentu toksicitāte var izraisīt aļģu biomasas samazināšanos[2].
Makrozoobentoss
[labot šo sadaļu | labot pirmkodu]Bentiskie bezmugurkaulnieki ir viena no visplašāk pētītājām ūdens organismu sabiedrībām upju ekosistēmās[2]. Praktiski visi pētījumi pilsētas ūdenstecēs rāda, ka makrozoobentosa jutīgas sugas ir mazāk sastopamas vai vispār nav konstatējamas. Pilsētas upēm ir raksturīgs nabadzīgs bentosa faunistiskais sastāvs, kas tiek pārstāvēts galvenokārt ar pret piesārņojumu tolerantām sugām. Stipri degradētās upēs pēc kvantitatīva sastāva parasti dominē mazsartārpi Oligochaeta (tipiski Tubificidae, Naididae un Lumbriculidae dzimtu pārstāvji) un trīsuļodu Chironomidae kāpuri.[15]
Piemēram, Čarltonas Brukas (Anglija), kur upju augštecē dominē lauku vide (lapu koku meži un lauksaimniecības zemes), savukārt lejtece ir pilnībā urbanizēta, izpēte apstiprināja līdzšinējās atziņas par urbanizētās vides ūdenstecēm, proti, bioloģiskās integritātes samazināšanos līdz ar urbanizēto teritoriju (ūdens necaurlaidīgo teritoriju) īpatsvara palielināšanos. Tieši taksonu skaita samazināšanās tika atzīta par galveno piesārņojuma (gan organiskā, gan neorganiskā) indikatoru. Gan ūdens un sedimentu sastāvu, gan arī zoobentosu raksturojošiem rādītājiem bija izteikts gradients līdz ar urbanizācijas pakāpes palielināšanos — notiek bentosa organismu taksonu skaita un īpatņu skaita samazināšanās, kā arī sugu sastāva nomaiņa. Piemēram, vežveidīgo Asellidae skaita palielināšanās un Gammaridae samazināšanās, iespējams, Gammaridae lielākās jutības pret amonjaka savienojumu un citu savienojumu piesārņojuma dēļ.[16]
Ku-ring-gai teritorijā dienvidaustrumu Austrālijā tika pētīta relatīvi dabisko upju (sateces baseins ar dabisku veģetāciju) un urbanizēto upju makrozoobentosa organismu sabiedrību mainību atkarībā no piesaistes konkrētam biotopam. Makrozoobentosa sabiedrību dažādība starp viena upes tipa biotopiem (straujtecēs, lēnākajos posmos un piekrastes daļā) izteiktāka neurbanizētās upēs (ar dabisko veģetāciju klātās upēs) nekā urbanizētās, kur sabiedrību struktūra ir daudz vienveidīgāka. Visos trijos biotopos šīs atšķirības tika izskaidrotas kā ekoloģiskā atbildes reakcija uz urbanizēto ūdensteču biotopu degradāciju veselas faktoru virknes dēļ, kas iekļauj izmainītu upes hidroloģiju, upes ievadīšanu caurulēs, sedimentācijas un erozijas procesus.[17]
Makrozoobentosa pētījumi Elbas upes stipri pārveidotajos un piesārņotos posmos Pardubicē Čehijā[18] savukārt pierādīja pretējo — ka tieši mikro- un mezobiotopu īpašības ir nozīmīgākie faktori, kas nosaka makrozoobentosa daudzveidību upēs, nevis tās piesārņojums. Pētījuma veikšanai tika izvēlēti trīs upes posmi — dabiskā upes gultne; izmainītā gultne ar tai raksturīgu nelielu ūdens piesārņojumu; upe ar cauruļvados ievadītiem posmiem un smagu industriālo piesārņojumu — katrs no kuriem savukārt iekļāva trīs savā starpā salīdzināmus mezobiotopus — lēni tekošu, straujteču un piekrastes. Galvenais pētījuma mērķis bija salīdzināt ekoloģiskās kvalitātes izmaiņas gar izvēlētiem upes posmiem (no nepiesārņotā līdz stipri izmainītam, piesārņotam). Kaut arī pētījuma vietas atrašadās stipri piesārņotajos un izmainītajos upes posmos, Elbā tika konstatēti 133 bentisko bezmugurkaulnieku taksoni, tostarp tikai viens no tiem (Tanytarsus sp.) bija sastopams visos trijos mezobiotopos. Neviens cits taksons, kas būtu raksturīgs gan lēni tekošo un strauji tekošo un/vai piekrastes posmu bentosam, netika konstatēts. Tātad, upes mezobiotopa izvēle nosaka makrozoobentosa faunistiskā sastāva īpatnības, atstājot otrajā vietā upes izmaiņu un degradācijas radīto ietekmi uz ūdens bezmugurkaulniekiem. Šī pētījuma rezultāti ir līdzīgi K. Brabeka[19] gūtajiem secinājumiem, kuri pierādīja, ka lotiskie (tekošie ūdeņi) un lentiskie (stāvošie ūdeņi) biotopi upē ir atšķirīgi pēc to taksonomiskā sastāva, ekoloģiskajām īpašībām un makrozoobentosa biotisko indeksu vērtībām.
Zivis
[labot šo sadaļu | labot pirmkodu]Vairākos pētījumos ir konstatēts, ka upes zivju sabiedrību reakcija uz urbanizācijas procesiem sateces baseinā ir līdzīga kā bezmugurkaulniekiem: jutīgo sugu īpatsvara samazinājums vai to izzušana, mazāka sabiedrību daudzveidība ar skaitliski dominējošām pret traucējumiem tolerantām sugām[2].
Citas pilsētu upju funkcionālās īpatnības
[labot šo sadaļu | labot pirmkodu]Ūdensteču ekosistēmu funkcionālās izmaiņas pilsētās ir maz pētītas. Viens no biežāk pētītājiem procesiem pilsētas ūdenstecēs ir lapu sadalīšanās, kuru ātrums ir lielāks pilsētas upēs nekā neurbanizētajās teritorijās. Taču šīs sakarības cēloņi tiek izskaidroti dažādi: M. J. Pols un citi[20] pamatojis lapu ātrāku sadalīšanos ar urbanizēto ūdensteču ekosistēmas kopējo fizisko degradēšanos. Taču S.J. Imbergers un citi[21] pierādījuši, ka primārais faktors ir nevis ekosistēmas fiziskā degradēšanās, bet mikrobioloģiskā aktivitāte. Ūdenstecēs, kurām raksturīgs smago metālu (Zn, Cu u.c) piesārņojums, lapu sadalīšanas ātruma samazinājums var rasties organismu — smalcinātāju (shredders) samazinājuma rezultātā. Tomēr tika konstatēts, ka var notikt paātrināta lapu sadalīšanās pat tad, ja smalcinātāju īpatsvars samazinās. Tas daļēji izskaidrojams ar faktu, ka pilsētas ūdensteču piekrastes zonās dažās vietās dominēja eksotiskās augu sugas ar pret sadalīšanos vairāk labilām (nestabilām) lapām, kas ir mazāk raksturīgi vietējām sugām.
Pilsētas ūdensteces ir pakļautas paaugstinātām slāpekļa slodzēm, un N slodzes asimilācijas kapacitāte, kas piemīt biotiskajiem komponentiem, ar laiku var mazināties, salīdzinājumā ar to kapacitāti, kas raksturīga dabisko teritoriju ūdenstecēm[7].
Atsauces
[labot šo sadaļu | labot pirmkodu]- ↑ Meyer, J.L., Paul, M.J. and Taulbee, W.K. 2005. Stream ecosystem function in urbanizing landscapes. Journal of the North American Benthological Society. (24), 602—612.
- ↑ 2,0 2,1 2,2 2,3 2,4 2,5 2,6 2,7 Walsh, C.J., Roy, A. H., Feminella, J.W., Cottingham, P. D. and Groffman, P. M. 2005. The urban stream syndrome: current knowledge and the search for a cure. Journal of the North American Benthological Society. (24), 706—723.
- ↑ 3,00 3,01 3,02 3,03 3,04 3,05 3,06 3,07 3,08 3,09 Wenger, S. J., Roy, A. H., Jackson, C. R., Bernhardt, E. S., Carter, T. L., Filoso, S, Gibson, C. A., Hession, W. C., Kaushal, S. S., Martí, E., Meyer, J. L., Palmer, M. A., Paul, M. J., Purcell, A. H., Ramírez, A., Rosemond, A. D., Schofield, K. A., Sudduth, E. B. and Walsh, C. J. 2009. Twenty-six key research questions in urban stream ecology: an assessment of the state of the science. Journal of the North American Benthological Society, 28(4), 1080-1098.
- ↑ Gray, L. 2004. Changes in water quality and macroinvertebrate communities resulting from urban stormflows in the Provo River, Utah, U.S.A. Hydrobiologia. (518), 33—46.
- ↑ Chin, A. 2006. Urban transformation of river landscapes in a global context. Geomorphology. (79), 460—487.
- ↑ Walters, D. M., Leigh, D. S. and Bearden, A. B. 2003. Urbanization, sedimentation, and the homogenization of fish assemblages in the Etowah River Basin, USA. Hydrobiologia. (494), 5-10.
- ↑ 7,0 7,1 Grimm, N. B., Sheibley, R. W., Crenshaw, C. L., Dahm, C. N., Roach, W. J. and Zeglin, L. H. 2005. N retention and transformation in urban streams. Journal of the North American Benthological Society. (24), 626—642.
- ↑ Elmore, A. J. and Kaushal, S.S. 2008. Disappearing headwaters: patterns of stream burial due to urbanization. Frontiers in Ecology and the Environment. (6), 308—312.
- ↑ Kaushal, S. S., Groffman, P. M., Likens, G. E., Belt, K. T., Stack, W. P., Kelly, V. R., Band, L. E. and Fisher G. T. 2005. Increased salinization of fresh water in the northeastern United States. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America (102), 13517-13520.
- ↑ Sandin, L., Dahl, J., Johnson, R.K. 2004. Assessing acid stress in Swedish boreal and alpine streams using benthic macroinvertebrates. Hydrobiologia. (516), 129—148.
- ↑ Beasley, G. and Kneale, P. 2002. Reviewing the impact of metals and PAHs on macroinvertebrates in urban watercourses. Progress in Physical Geography. (26), 236—270.
- ↑ Christensen, A.M., Nakajima, F. and Baun, A. 2006. Toxicity of water and sediment in a small urban river (Store Vejlea, Denmark). Environmental Pollution. (144), 621—625.
- ↑ Mueller, D. K. and Spahr, N.E. 2006. Nutrients in streams and rivers across the nation: 1992—2001. US Geological Survey Scientific Investigations Report 2006-5107. US Geological Survey, Reston, Virginia.
- ↑ Krause, C. W., Lockard, B., Newcomb, T., Kibler, J., Lohani D. V. and Orth., D. J. 2004. Predicting influences of urban development on thermal habitat in a warm water stream. Journal of the American Water Resources Association (40), 1645—1658.
- ↑ Lin, K.J., Yo, S.P. 2007. The effect of organic pollution on the abundance and distribution of aquatic oligochaetes in an urban water basin, Taiwan. Hydrobiologia. (596), 213—223.
- ↑ Robson, M., Spence, K., Beech, L. 2006. Stream quality in a small urbanised catchment. Science of the Total Environment. (357), 194— 207.
- ↑ Davies, P.J., Wright, I.A., Findlay, S.J., Jonasson, O.J., Burgin, S. 2010. Impact of urban development on aquatic macroinvertebrates in south eastern Australia: degradation of in-stream habitats and comparison with non-urban streams. Aquatic Ecology. (44), 685—700.
- ↑ Adámek, Z., Orendt, C., Wolfram, G., Sychra, J. 2010. Macrozoobenthos response to environmental degradation in a heavily modified stream: Case study the Upper Elbe, Czech Republic. Biologia. 65 (3), 527-536.
- ↑ Brabec, K., Zahrádková, S., Němejcová, D., Pařil, P, Kokeš, J Jarkovský, J. 2004. Assessment of organic pollution effect considering differences between lotic and lentic stream habitats Hydrobiologia. (516), 331-346.
- ↑ Paul, M. J., Meyer, J. L. and Couch, C. A. 2006. Leaf breakdown in streams differing in catchment land use. Freshwater Biology. (51), 1684—1695.
- ↑ Imberger, S. J., Walsh C. J. and Grace, M. R. 2008. More microbial activity, not abrasive flow or shredder abundance, accelerates breakdown of labile leaf litter in urban streams. Journal of the North American Benthological Society. (27), 549—561.