авторефераты диссертаций БЕСПЛАТНАЯ БИБЛИОТЕКА РОССИИ

КОНФЕРЕНЦИИ, КНИГИ, ПОСОБИЯ, НАУЧНЫЕ ИЗДАНИЯ

<< ГЛАВНАЯ
АГРОИНЖЕНЕРИЯ
АСТРОНОМИЯ
БЕЗОПАСНОСТЬ
БИОЛОГИЯ
ЗЕМЛЯ
ИНФОРМАТИКА
ИСКУССТВОВЕДЕНИЕ
ИСТОРИЯ
КУЛЬТУРОЛОГИЯ
МАШИНОСТРОЕНИЕ
МЕДИЦИНА
МЕТАЛЛУРГИЯ
МЕХАНИКА
ПЕДАГОГИКА
ПОЛИТИКА
ПРИБОРОСТРОЕНИЕ
ПРОДОВОЛЬСТВИЕ
ПСИХОЛОГИЯ
РАДИОТЕХНИКА
СЕЛЬСКОЕ ХОЗЯЙСТВО
СОЦИОЛОГИЯ
СТРОИТЕЛЬСТВО
ТЕХНИЧЕСКИЕ НАУКИ
ТРАНСПОРТ
ФАРМАЦЕВТИКА
ФИЗИКА
ФИЗИОЛОГИЯ
ФИЛОЛОГИЯ
ФИЛОСОФИЯ
ХИМИЯ
ЭКОНОМИКА
ЭЛЕКТРОТЕХНИКА
ЭНЕРГЕТИКА
ЮРИСПРУДЕНЦИЯ
ЯЗЫКОЗНАНИЕ
РАЗНОЕ
КОНТАКТЫ


Pages:     | 1 |   ...   | 2 | 3 || 5 | 6 |   ...   | 12 |

«ФЕДЕРАЛЬНАЯ СЛУЖБА ПО ГИДРОМЕТЕОРОЛОГИИ И МОНИТОРИНГУ ОКРУЖАЮЩЕЙ СРЕДЫ (РОСГИДРОМЕТ) ФЕДЕРАЛЬНОЕ ГОСУДАРСТВЕННОЕ УЧРЕЖДЕНИЕ ...»

-- [ Страница 4 ] --

31 лиман* 3 6 4 7 5 8 4 8 6 7 32 Садок-2 8 5 6 9 5 9 6 8 1 3 33 Садок-4 8 7 7 8 5 9 7 8 6 8 34 Светлое 10 7 6 5 5 5 6 4 5 2 35 Тополевское 10 7 8 10 9 10 9 8 5 4 36 Чичера 3 6 5 8 9 9 6 8 2 10 37 Чичера* 5 7 5 7 10 8 5 7 7 3 38 Яроватое 3 6 7 9 10 9 9 8 8 4 39 Замора-2 2 2 2 3 1 5 1 7 1 1 40 Клетское 10 6 6 4 9 4 5 3 5 3 41 Клетское* 4 7 5 5 9 6 5 5 7 4 Боярский 42 лиман* 8 10 8 10 9 4 10 9 10 5 43 Кудаевское* 6 6 5 8 10 9 5 8 8 2 44 Сайгачье* 3 6 5 7 9 9 6 8 9 9 45 Спорное* 7 5 8 9 9 9 8 8 9 9 Бесчастное Спорное* Бесчастное* Сайгачье* Клешни Кудаевское* Клешни Боярский лиман* Лебединое Клетское* Васино Клетское Васино* Замора-2 Бол.Неведимка Яроватое Бол.Невидимка Чичера* Гусиный лиман Чичера Дубок Тополевское Дубок* Светлое Золотое Садок-4 Казачка Садок-2 Казачка* Петровск. Лиман* Калач Петровский лиман Давыдкино Островское* Давыдкино* Островское Кожуры Нимфейное Мал.Невидимка Неизвестное-34 Мал.Невидимка Неизвестное-3 Мутное- Неизвестное-2 Мутное- Рис. 57. Диаграмма состояний Показателя биотической целостности по данным зообентоса для модельных водоемов ВАП Таблица Распределение водоёмов выборки по ПБЦ (данные зообентоса) Интервал ПБЦ Количество водоёмов Состояние бентоценоза 20 - 30 1 Критическое 31 - 40 0 Очень плохое 41 - 50 1 Плохое 51 - 60 9 Уязвимое 61 – 70 15 Удовлетворительное 71 – 80 16 Нормальное 81 - 90 4 Хорошее Анализ данных по связи уровня антропогенной нарушенности и ПБЦ по бентосу в целом показал:

1. Уровень антропогенных нагрузок (АН) на всех водоемах выборки (n= 29) оказался ниже среднего уровня (50), более половины водоемов имеют АН меньше 30;

в целом это говорит об относительно умеренных локальных антропогенных нагрузках на водоемы Волго-Ахтубинской поймы, отобранные для наблюдений.

2. ПБЦ бентоценозов выборки колебалется в широких пределах, от 25 в оз.Замора 2 (2008 г.), до 88 в оз.Давыдкино (2009 г.).

3. Среднее значение показателя ПБЦ по выборке составило баллов.

4. ПБЦ бентоценозов для большей части ВБУ (2/3) находится в интервалах превышающих среднее значение ПБЦ, т.е можно считать, что структура и состояние зообентоценозов с ПБЦ выше 60 и более, является устойчивой. При меньших значениях ПБЦ можно говорить о влиянии на ценоз негативных воздействий естественного или антропогенного характера.

5. К бентоценозам, находящимся в критическом состоянии, относятся таковые в оз. Замора 2 (2008 г.);





6. Бентоценозы в оз.Малая Невидимка (2008 г.) имеют состояние «плохо». В 2009 г показатели бентоценоза в оз. Малая Невидимка улучшились.

7. В уязвимом состоянии находились ценозы в озёрах: Золотое, Мутное 1, Неизвестное 34, Петровский лиман (в 2008 и 2009 гг.), Садок 2, Светлое и Клетское (в 2008 и 2009 гг.).

8. Связь уровня антропогенной нагрузки и ПБЦ-бентос представлена на рис. Показатель состояния Уровень антропогенной 50 нагрузки ПБЦ - бентос 1 357 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27 Водоемы Рис. 58. Связь уровня антропогенной нагрузки и показателя ПБЦ бентос на водоемах выборки 9. ПБЦ для водоема в разные годы может колебаться, однако резкого изменения уровня целостности, установленного с помощью ПБЦ, как правило не происходит.

10. Некоторые компоненты комплексного показателя антропогенной нагрузки (АН) показали более высокую корреляцию с ПБЦ-бентос, чем с АН в целом.

11. Наибольшее влияние на состояние ПБЦ-бентос оказали такие антропогенные факторы как:

Выпас скота на территориях, прилегающих к водоему;

Сенокошение;

Интенсивная рекреация, приводящая к деградации растительного покрова в прибрежной части.

Макрофиты Сосудистые растения являются одним из лучших индикаторов антропогенных изменений на ВБУ. В качестве показателей таких изменений могут быть использованы несколько десятков характеристик флоры и растительности. Все они обладают разной чувствительностью к воздействиям, кроме того, могут быть хорошими индикаторами лишь в определенных типах ВБУ или в конкретных географических зонах.

Поэтому для отбора наиболее адекватных метрик используется процедура их тестирования в конкретных условиях. После чего отбираются показатели, демонстрирующие наибольшую корреляцию с показателями нарушенности среды.

Среди наиболее часто используемых метрик, основанных на состоянии растительного покрова, следующие: общее богатство флоры водных и прибрежных местообитаний, количество/доля не толерантных видов в составе флоры, количество/доля редких видов (видов с природоохранным статусом) в составе флоры, % однолетников в составе флоры, % адвентивных видов в составе флоры, % инвазивных видов в состав флоры, % деревьев в составе флоры, покрытие толерантных видов и многие другие.

Показатели, отобранные нами, делятся на две группы – характеристики погруженной и прибрежной растительности. Набор и шкалы оценок состояния признаков представлены в табл. 29, 30.

Применение этого подхода позволило выявить следующие закономерности:

водоемы практически никогда не достигают максимального уровня по всем показателям;

состояния водного и прибрежного растительных сообществ изменяются независимо;

на состояние водного сообщества заметное значение оказывает переход в стадию «цветения»;

максимальные значения по водному сообществу демонстрируют озера при легкой антропогенной нагрузке, при этом наблюдается рост разнообразия за счет нативных видов;

при такой же нагрузке в прибрежном сообществе, как правило, растет доля адвентивных видов;

не очень большая, но постоянная антропогенная нагрузка на прибрежное сообщество приводит к существенному падению ПБЦ;



состояние высшей растительности и других биологических групп не всегда совпадает, это особенно значимо в случаях уникальных по разнообразию озер, в частности, с доминированием харовых водорослей, где происходит падение ПБЦ по бентосу;

важное значение на ПБЦ оказывает место водоема в сукцессионном ряду;

молодые динамичные водоемы, вполне благополучные с точки зрения бентоса и рыбы, не получают высоких показателей ПБЦ по растениям, т.к. на этой стадии развития растительное сообщество еще не достигает максимальных показателей по видовому богатству;

колебания ПБЦ по растительности более значительны, чем по бентосу и планктону, что говорит о большей уязвимости группы.

Таблица Бальная шкала показателей состояния растительного покрова в озёрах Волго-Ахтубинской поймы Покрытие Общее число Встречаемость видов на 100 –метровой трансекте (%) Общее число Число Число видов Число видов укореняющихся видов на 100 Баллы погруженных видов харовых укореняющихся нейстофитов метровой видов рдестов водорослей нейстфитов (%) осок бобовых однолетников адвентивных трансекте 0 0 0 0 0 0 0 0 0 50 и более 50 и более 2 1-3 1 1 1 1 менее 20 1 1 21-49 21- 4 4-5 2 2 2 2-5 20-29 2-5 2-5 6-20 6- 6 6-7 3 3 3 6-10 30-39 6-20 6-20 2-5 2- 8 8-9 4 4 4 11-29 40-49 21-49 21-30 1 10 10 и более 5 и более 5 и более 5 и более 30 и более 50 и более 50 и более Более 30 0 Таблица Расчет ПБЦ для модельных озер Волго-Ахтубинской поймы по растительному покрову Водная растительность Прибрежная растительность Покрытие Сумма Число Число Общее укореняющ Встречаемость видов на 100 –метровой трансекте (%) Общее (ПБЦ) Озера Число видов видов число видов ихся число видов харовых укореняющ на 100 нейстофито погруженны водоросле ихся метровой рдестов в х видов осоки бобовые однолетники адвентивные й нейстфитов трансекте (%) Лотосовое 10 10 0 2 8 10 2 4 6 8 Столярово 4 6 0 0 0 8 10 8 8 8 Солдатское 10 10 4 2 4 4 0 0 2 8 Ямы 2 2 0 0 0 4 6 2 4 2 Запорное 0 0 0 0 0 4 0 6 2 4 Водные и прибрежные растения 1. Оценка, проведенная раздельно для водных и прибрежных растений, показала, что эти две группы обладают разной чувствительностью к сходным факторам и близким уровням антропогенных нагрузок.

2. Показатели состояния водного и прибрежного комплексов растений довольно слабо связаны между собой (рис. 59).

y = -0,0492x + 20, R2 = 0, 0 5 10 15 20 25 30 Рис. 59. Связь ПБЦ для водных растений (ось Х) и погруженных растений (ось Y).

3. Только на одном из 18 обследованных водоемов были зафиксированы максимальные показатели ПБЦ сразу для обеих групп (оз. Лотосовое или оз. 1, Среднеахтубинский район Волгоградской области;

рис. 60). В среднем же, высокие показатели по одной группе сочетаются с невысокими показателями по другой.

Показатель состояния водной 25 растительности Показатель состояния прибрежной растительности 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 Рис. 60. ПБЦ для водной и прибрежной растительности в водоемах выборки 4. Водные сообщества значительно реже (по крайне мере на данной выборке) достигают высоких показателей ПБЦ, чем прибрежные. Что возможно, свидетельствует о более узком диапазоне условий для поддержания высоких кондиций водных комплексов.

5. ПБЦ водных комплексов в большой степени связан с морфологическими параметрами водоема (площадь, средняя глубина, ширина мелководной зоны, грунты), и если антропогенное воздействие изменяет эти параметры, то показатель ПБЦ резко падает.

6. Водные сообщества в большей степени реагируют на изменения гидрорежима и гидрохимии ВБУ, чем прибрежные.

7. Прибрежные комплексы – более чувствительны к хозяйственному использованию территории и к рекреационным нагрузкам.

8. На состояние водного сообщества заметное значение оказывает переход в стадию «цветения»;

9. Максимальные значения по водному сообществу демонстрируют озера при легкой антропогенной нагрузке, при этом наблюдается рост разнообразия за счет нативных видов;

при такой же нагрузке в прибрежном сообществе, как правило, растет доля адвентивных видов;

10. Не очень большая, но постоянная антропогенная нагрузка на прибрежное сообщество приводит к существенному падению ПБЦ;

11. Состояние ПБЦ высшей растительности и других биологических групп не всегда совпадает, это особенно значимо в случаях уникальных по разнообразию озер, в частности, с доминированием харовых водорослей, где происходит падение ПБЦ по бентосу;

12. Важное влияние на значение ПБЦ оказывает место водоема в сукцессионном ряду;

молодые динамичные водоемы, вполне благополучные с точки зрения бентоса и рыбы, не получают высоких показателей ПБЦ по растениям, т.к. на этой стадии развития растительное сообщество еще не достигает максимальных показателей по видовому богатству;

13. Колебания ПБЦ по растительности более значительны, чем по бентосу и планктону, что говорит о большей уязвимости группы.

Анализ полученных итоговых оценок (ПБЦ) показывает, что метод позволяет надежно ранжировать водоемы по комплексу параметров и обеспечивает сопоставимость показателей, что необходимо для долговременного мониторинга и природоохранного менеджмента.

Наблюдения показывают, что максимальное количество баллов, предусмотренное шкалой, реальные экосистемы получить не могут, т.к.

хотя быть часть параметров комплексной оценки не будет соответствовать максимуму шкалы. Таким образом, значения ПБЦ, близкие к (вероятно, 90-100 баллов) можно рассматривать как соответствующие «идеальным» референтным условиям. Они служат точкой отсчета для всех других экосистем, которые на основании собственных ПБЦ будут располагаться в ранжированной последовательности.

Колебания ПБЦ довольно значительны, поэтому они могут служить как для выделения двух состояний системы (норма/патология), так и для более детальной оценки (очень хорошо/хорошо/удовлетворительно/ неудовлетворительно).

Исследования по оценке ВБУ Волго-Ахтубинской поймы будут продолжены, что позволит провести оценку значимости и чувствительности большего числа метрик и скорректировать состав ПБЦ, а также более точно интерпретировать суммарное значение ПБЦ.

Литература 1. Barbour, M. T., J. Gerritsen, B. D. Snyder, and J. B. Stribling. 1999.

Rapid bioassessment protocols for use in streams and wadeable rivers:

periphyton, benthic macroinvertebrates, and fish. Second Edition. U.S.

Environmental Protection Agency, Office of Water, Washington, DC, USA. EPA 841-B-99-002.

2. Burton, T. M., D. G. Uzarski, J. P. Gathman, J. A. Jenet, B. E. Keas, and C. A. Stricker. 1999. Development of a preliminary invertebrate index of biotic integrity for Lake Huron coastal wetlands. Wetlands 19:869–882.

3. DeKeyser, E. S. 2000. A vegetative classification of seasonal and temporary wetlands across a disturbance gradient using a multimetric approach. Ph.D. Dissertation. North Dakota State University, Fargo, ND, USA.

4. Drake, M. T, and Pereira, D. L. 2002. Development of a fish-based index of biotic integrity for small inland lakes in central Minnesota. North American Journal of Fisheries Management 22:1105-1123.

5. Fausch, K. D., J. R. Karr, and P. R. Yant. 1984. Regional application of an index of biotic integrity based on stream fish communities. Trans.

Amer. Fish. Soc. 113:39-55.

6. Gernes, M. C. and J. C. Helgen. 1999. Indexes of biotic integrity for wetlands: vegetation and invertebrate IBIs. Final report to U.S.

Environmental Protection Agency. St. Paul, MN, USA.

7. Haugerud, N. J. 2003. Use of macroinvertebrates to assess biological integrity and differences in forested and nonforested community structure in seasonally flooded wetlands of the Upper Missouri River. M.S. Thesis.

South Dakota State University, Brookings, SD, USA.

8. Helgen, J. C. and M. C. Gernes. 2001. Monitoring the condition of wetlands: indexes of biological integrity using invertebrates and vegetation. p. 167–186. In R. B. Rader, D. P. Batzer, and S. A. Wissinger (eds.) Bioassessment and Management of North American Freshwater Wetlands. John Wiley & Sons Inc., New York, NY, USA.

9. Hering, D, Feld, C. K, Moog, O, and Ofenbock, T. 2006. Cook book for the development of a Multimetric Index for biological condition of aquatic ecosystems: Experiences from the European AQEM and STAR projects and related initiatives. Hydrobiologia 566:311-324.

10.Joy, M. K, and Death, R. G. 2001. Control of freshwater fish and crayfish community structure in Taranaki, New Zealand: dams, diadromy or habitat structure? Freshwater Biology 46:417-429.

11.Joy, M. K, and Death, R. G. 2004. Application of the index of biotic integrity methodology to New Zealand freshwater fish communities.

Environmental Management 34:415-428.

12.Joy, M. K. 2007. A new fish Index of Biotic Integrity using Quantile regressions: the Fish QIBI for the Waikato Region. Ecology Group and Centre for Freshwater Ecosystem Modelling and Management. Massey University Palmerston North.

13.Karr, J. R. 1981. Assessment of biotic integrity using fish communities.

Fisheries 6:21–27.

14.Karr, J. R. 1987. Biological monitoring and environmental assessment: a conceptual framework. Environmental Management 11:249–256.

15.Karr, J. R. 1995. Ecological integrity and ecological health are not the same. Pages 97-109 in P. Schultz, editor. Engineering Within Ecological Constraints. National Academic Press, Washington.

16.Mack, J. J. 2001. Vegetation Index of Biotic Integrity (VIBI) for wetlands. Final report to U.S. Environmental Protection Agency. State of Ohio Environmental Protection Agency, Columbus, OH, USA.

17.Rader, R. B., D. P. Batzer, and S. A. Wissinger. (eds.). 2001.

Bioassessment and Management of North American Freshwater Wetlands. John Wilely & Sons Inc., New York, NY, USA.

18.Teels, B. M. and P. Adamus. 2001. Methods for evaluating wetland condition: developing metrics and indexes of biological integrity. U.S.

Environmental Protection Agency, Office of Water, Washington, DC, USA. EPA 822-R-01-007f.

19.USEPA (U. S. Environmental Protection Agency). 2002. Methods for evaluating wetland condition: using vegetation to assess environmental conditions in wetlands. Office of Water, U.S. Environmental Protection Agency, Washington, DC, USA. EPA-822-R-02-020.

20.Wilcox, D. A., J. E. Meeker, P. L. Hudson, B. J. Armitage, M. G. Black, and D. G. Uzarski. 2002. Hydrologic variability and the application of index of biotic integrity metrics to wetlands: a Great Lakes evaluation.

Wetlands 22:588–615.

21.Баканов А.И. Использование комбинированных индексов для мониторинга пресноводных водоёмов по зообентосу. // Водные ресурсы, 1999.- Т.26, №1.- с.108-111.

22.Балушкина Е.В. Функциональное значение личинок хирономид в континентальных водоёмах. // Л., Наука. 1987. 180 с.

23.Баринова С.С. Методические аспекты анализа биоологического разнообразия водорослей. Водоросли индикаторы в оценке качества окружающей среды. М., ВНИИприрода:с. 4-59.

24.Баринова С.С. Оценка состояния водных экосистем. Системный подход. Оценка состояния и устойчивости экосистем. М., ВНИИприрода: с. 49-55.

25.Баринова С.С., Медведева, Л.А., Анисимова, О.В. Биоразнообразие водорослей-индикаторов окружающей среды. PiliesStudio, Тель Авив, 2006, 498 с.

26.Жукинский В.Н., Оксиюк О.П., Цееб Я.Я., Георгиевский В.Б. Проект унифицированной системы для характеристики континентальных водоёмов и водотоков и её применение для анализа качества воды. // Гидробиологич.ж., 1976. №6, т.13. с.103-111.

27.Клинкова Г.Ю., Горелов В.П., Волынова Л.Г. Комплексные индикаторы состояния биоразнообразия водно-болотных угодий Материалы научно-практической конференции «ООПТ Нижней Волги как важнейший механизм сохранения биоразнообразия: итоги, проблемы, перспективы», Волгоград, 2010.

28.Комулайнен С.Ф. Методические рекомендации по изучению фитоперифитона малых рек. – Петрозаводск: Карельский научный центр РАН, 2003, 43 с.

29.Левич А.П. 1994. Биотическая концепция контроля природной среды // Доклады РАН. Т.337. №2. 280-282.

30.Левич А.П., Терехин А.Т. 1997 Метод расчета экологически допустимых уровней воздействия на экосистемы (метод ЭДУ) // Водные ресурсы. №3. С.328-335.

31.Организация и проведение режимных наблюдений за загрязнением поверхностных вод суши на сети Роскомгидромета. Методические указания. Охрана природы. Гидросфера. Руководящий документ РД 52.24.309-92. 1992. С.-П.: Гидрометеоиздат. 67с.

32.Семенченко В.П. 2004. Принципы и системы биоиндикации текучих вод. Мн.: Opex, 125 с.

33.Семенченко В.П. Принципы и системы биоиндикации текучих вод.

Мн.: Opex, 2004, 125 с.

6. Модельные группы биоразнообразия как индикаторы устойчивых изменений гидрологического режима 6.1. Понятие о биоразнообразии.

Словосочетание «биологическое разнообразие» впервые применил Г.

Бейтс (1892) в работе «Натуралист на Амазонке», когда описывал свои впечатления от встречи около 700 различных видов бабочек за время часовой экскурсии (Лебедева и др., 2004).

Понятие о видовом разнообразии сообществ возникло в 40-х гг. ХХ века. Именно в это время были предложены первые подходы по «измерению» биоразнообразия. Так, первый индекс видового разнообразия был предложен Симпсоном в 1948 г. Это понятие включает две компоненты: видовое богатство (число видов на единицу площади) и выравненность (распределение видов по их обилию).

Понятие «биоразнообразие» вошло в широкий научный обиход в 1972 г. на Стокгольмской конференции ООН по окружающей среде.

В 1986 г., в США состоялся форум по биоразнообразию. Именно угроза потери многих элементов многообразия жизни, в первую очередь видов и целых их комплексов, замены их космополитическими синантропными комплексами организмов заставили осознать биологическое разнообразие не только как общее понятие, но и как глобальный объект охраны. При этом сохранение биоразнообразия требует не только сиюминутных, экстренных мер спасения, но и разработки долговременной системы мер, включая и неистощительное природоиспользование, а это невозможно без фундаментальных знаний о биоразнообразии (Юрцев, 1992).

Новое звучание получил этот термин во второй половине 1988 г., когда по запросу Совета управляющих ЮНЕП (Экологической программы ООН) группа экспертов обосновала необходимость подготовки к 1992 г.

Международной конвенции о сохранении биоразнообразия как единой правовой основы всех международных соглашений по охране видов и их конкретных популяций, а также сообществ и экосистем (Юрцев, 1992).

В 1992 г. в ходе конференции ООН по окружающей среде и развитию была принята Конвенция о биологическом разнообразии, которую подписали более 180 стран, в т.ч. и Россия. Конвенция была ратифицирована Государственной Думой в 1995 г., с этого периода в нашей стране началась реализация положений Конвенции.

Теоретические аспекты Концепции биоразнообразия.

В настоящее время “Species diversity” - синтетическая концепция, которая неразрывно связана с другими экологическими конструкциями, такими как сукцессии, экотоны и “connectivity” (взаимодействия) и строится на связях с дисциплинами, такими как биогеография, генетика и эволюция. Однако более молодая концепция «биоразнообразия»

представляет более широкие и интегративные перспективы (Huston, 1994;

Rosenzweig, 1995).

Концепция определяет различные уровни биоразнообразия:

Альфа-разнообразие - разнообразие внутри отдельных сообществ (Уиттекер, 1980). При оценке альфа-разнообразия учитываются два фактора: видовое богатство и выравненность обилий видов.

Видовое богатство – число видов, для сравнения отнесенное к определенной площади. Видовое богатство зависит от размера пробной площади (шкалы измерения биоразнообразия) (Мэгарран, 1992).

Выравненность – равномерность распределения видов по их обилию в сообществе.

Высокую выравненность принято считать эквивалентной высокому разнообразию. Выравненность максимальна, если все виды имеют в сообществе равное обилие. Выравненность - единственный серьезный показатель структуры сообщества (Лебедева и др, 2004).

Бета-разнообразие - разнообразие сообществ по какому-либо градиенту среды (Уиттекер, 1980).

Гамма-разнообразие – разнообразие видов в ландшафте или серии проб, включающей более чем один тип сообщества, конкретную флору или фауну.

Биологическое разнообразие детерминировано разнообразием экосистемных процессов и функций. Иерархичность биологических и экологических систем общепризнанна. Из этих представлений закономерно вытекает также концепция иерархической природы биоразнообразия (табл. 31). Noss (1990) развил представление о трех первичных экосистемных атрибутах (Franklin, 1988) - композиции, структуре и функции в иерархической структуре биоразнообразия.

Таблица Иерархическая природа биоразнообразия (sensu lato) (Noss, 1990 с изменениями Ward et all., 1999) Уровни Композиция, Структура Функция биоразнообразия состав Ландшафтный Гамма- Геоморфологичес- Режим нарушений уровень разнообразиекая структура, Гидрологические Крупномасштабные процессы, экологические Связи градиенты, Экотоны Уровень Альфа и бета- Гетерогенность Поток энергии, сообществ/эко- разнообразие местообитаний, Мозаичность систем Экотоны Сукцессия, Связи Популяционно- Частота Микрохабитат- Жизненная видовой уровень встречаемости, структура история, относительное Метапопуляци обилие онная динамика, Адаптация Генетический Разнообразие Гетерозиготность Поток генов, уровень аллелей Полиморфизм Генетический дрейф, Мутации Изучение динамики обменных процессов в различных водных системах и при различном состоянии факторов среды показало, что по мере усложнения структуры сообществ и экосистем (увеличения их разнообразия) возрастает доля рассеиваемой энергии в виде тепловой по отношению к энергии, заключенной в продукции этих биологических систем. Более сложно организованные системы характеризуются большим разнообразием, меньшей продуктивностью, большей долей рассеиваемой энергии по отношению к накапливаемой в продукции.

Таким образом, более сложные экосистемы существуют не за счет более совершенной и эффективной структуры, а за счет постоянных затрат энергии. Поэтому наиболее сложные по структуре системы не являются наиболее продуктивными (и наиболее устойчивыми). С другой стороны, стремление человека повысить желаемую продуктивность системы (например, удобрение водоемов для получения большего улова рыб) неминуемо приведет к упрощению системы и утрате той или иной части биоразнообразия (Алимов, 2006).

В каждом конкретном растительном сообществе – фитоценозе – есть виды, представленные, большим количеством особей (находятся здесь в состоянии близком к эколого-ценотическому оптимуму), есть виды, представленные меньшим количеством угнетенных особей (в этом фитоценозе условия для них не оптимальны) и есть виды, представленные очень малым числом особей (в данном фитоценозе находятся на пределе своей экологической толерантности). Мало обильные виды в фитоценозе практически не принимают участия в биогеохимической работе, совершаемой данным фитоценозом, они создают его сверхразнообразие.

Сверхразнообразие фитоценоза – это его таксономическое разнообразие на случай, если резко изменятся условия, и виды доминанты этого фитоценоза окажутся за пределами своей экологической толерантности (Галанин, 1991).

6.2. Принципы отбора модельных групп в рамках проекта.

Оценка влияния последствий строительства ГЭС на биоразнообразие Нижней Волги в рамках проекта базировалась на изучении динамики модельных групп, отобранных в качестве индикаторов. Использование отдельных видов и избранных биологических групп в качестве маркеров (индикаторов) состояния экосистем и природных комплексов широко распространено в мире и является одним из ключевых подходов при организации мониторинга. Выбор модельных групп и индикаторов определяется, с одной стороны, задачами исследования, с другой – возможностями биологических объектов, состояние которых должно адекватно отражать общие, системные процессы и изменения в экосистемах. Хорошо подобранные индикаторы и модельные группы позволяют уменьшить трудоемкость исследований, необходимых для принятия управленческих решений.

Для выработки принципов отбора модельных объектов в рамках работ по Договору в 2009-2010 гг. были проведены масштабные экспедиционные работы на территории Нижней Волги, перечень которых приведен в разделе «Введение» (табл. 2, 3).

Группа специалистов ВГПУ и ГосНИОРХ под руководством Г.Ю.Клинковой исследовала северную часть Волго-Ахтубинской поймы (включая территорию ППВАП), среднюю часть Волго-Ахтубинской поймы (включая территорию Природного парка Республики Калмыкия и проектируемого природного парка Астраханской области), район Западных подстепных ильменей (включая территорию Ильменно бугрового Заказника).

Группа специалистов АГУ под руководством А.В.Федотовой исследовала различные ландшафты, являющиеся типичными для территории дельты Волги, включая район ЗПИ.

В процессе работы были сформулированы основные принципы выбора модельных групп биоразнообразия.

Для отбора модельных объектов была проведена предварительная оценка ряда параметров, характеризующих различные биологические группы по признакам, значимым для решения задач проекта. Были учтены следующие характеристики:

1. Чувствительность представителей группы к изменению показателей гидрологического режима и сопряженных особенностей среды. По этому показателю среди биологических объектов ВАП можно, в известной степени условно, выделить три различные группы организмов:

мало чувствительные - околоводные организмы, не очень жестко зависящие от динамики гидрологического режима благодаря способности к активному перемещению, либо демонстрирующие замедленный ответ на происходящие изменения, например, птицы и другие наземные позвоночные животные;

зависимость динамики представителей этой группы от показателей гидрологического режима носит сложный, опосредованный характер;

чувствительные – различные водные организмы (подвижные и неподвижные) с длительным жизненным циклом, динамика которых отражает сукцессионные изменения в экосистемах и наиболее значимые проявления флуктуации среды;

к этой группе относятся, например, сосудистые растения, макрозообентос, рыбы;

высоко чувствительные - водные организмы с коротким жизненным циклом, проявляющие высокую зависимость от состояния водной среды – гидрологии, гидрохимии, и т.д. и демонстрирующие очень быструю смену сообществ, состава и обилия видов, в т.ч. в течение сезона;

к этой группе относятся планктонные организмы.

2. Способность представителей группы аккумулировать информацию о состоянии среды и быть показателем кумулятивного эффекта за продолжительный период, а не только кратковременных случайных флуктуаций состоянии среды.

3. Степень изученности группы, наличие исторических данных за период до начала проекта и до строительства ГЭС.

4. Относительная простота сбора, накопления и анализа информации о состоянии представителей группы.

5. Наличие разработанных и, по возможности, общепринятых или широко используемых алгоритмов «сворачивания» информации о видах группы в форме различных индексов состояния.

6. Достаточное таксономическое разнообразие в пределах группы, позволяющее давать более разностороннюю характеристику среды.

7. Значимость группы для формирования биоценозов.

8. Практическая, ресурсная значимость группы.

9. Природоохранная значимость группы, наличие в составе группы редких и находящихся под угрозой исчезновения видов.

10. Наличие в регионе специалистов по данной группе.

Проведенный анализ позволил отобрать в качестве модельных для исследования и анализа следующие биологические группы и комплексы:

1. В качестве модельных систематических групп были выбраны:

1.1. Макрофиты 1.2. Макрозообентос 1.3. Рыбы 2. В качестве модельного биоценоза были выбраны луговые сообщества.

3. В качестве модельных ландшафтов в проекте рассматриваются:

3.1. Северная часть Волго-Ахтубинской поймы в границах Природного парка «Волго-Ахтубинская пойма».

3.2. Дельта Волги.

3.3. Район западных подстепных ильменей.

Характеристика модельных систематических групп Макрофиты – растения, тесно связанные с водной средой.

Исследование макрофитов имеет длительную историю и адресовано к широкому кругу факторов внешней среды. Активизация изучения этой группы, в т.ч. связи различных параметров биоразнообразия и абиотических характеристик водоемов, началась в последние десятилетия в связи с масштабной реализацией программ по восстановлению деградированных водно-болотных угодий (ВБУ). Значительная часть таких программ была осуществлена в сильно трансформированных долинах рек стран Европы и Северной Америки, что позволило также существенно расширить представление о функционировании водных экосистем.

Накопление данных о биологии и экологических особенностях водных растений позволило в последнее время сформулировать представление о ключевой роли погруженных макрофитов в регулировании экосистемных процессов, особенно в мелководных водоемах (Jeppesen, Sndergaad & Christoffersen,1997;

Scheffer, 1998). Это подчеркивает важность изучения влияния различных факторов на макрофиты с точки зрения поддержания устойчивости и функциональной полноценности водных систем, и стимулировало большую работу по изучению мелководных водоемов (Scheffer,1998).

Исследования показали значимость влияния различных факторов на формирование композиции макрофитов, их обилия, пространственного распределения и др. Была показана роль половодья как ведущего фактора, определяющего обилие и состав макрофитов (Junk, Bayley & Sparks, 1989;

Van den Brink et al., 1991;

Amoros & Bornette, 1999). Кроме того, было установлено значение глубины и прозрачности (Canfield et al., 1985, Chambers & Kalff, 1985a, Skubinna, Coon & Batterson, 1995), «наклона литоральной зоны» (Duarte & Kalff, 1986), характеристик донных отложений (Chambers & Kalff, 1985б).

Относительно недавно была показана также важность низких уровней воды для функционирования экосистем (McMahon & Finlayson, 2003). Было изучено также влияние флуктуации уровня воды в мелководных водоемах на разнообразие, обилие и динамику макрофитов (Van Geest, 2005).

Кроме того, в работах различных авторов отмечается важность возраста озера, использования окружающей земли, поступления разных веществ в грунтовые воды (стоки с окружающего водосбора) для развития сукцессий и содержания питательных веществ в водоеме (Bornette, Amoros & Lamouroux, 1998).

Таким образом, можно констатировать, что макрофиты являются очень эффективным индикатором изменений гидрологического режима, проявляя чувствительность к различным его параметрам.

Макрозообентос. В современной гидроэкологии при изучении общего состояния водных экосистем и оценках степени антропогенного воздействия на них большое внимание уделяется донным биоценозам.

Общепризнанно, что организмы макрозообентоса являются в большинстве случаев наиболее удобными и информативными индикаторами состояния водной среды и антропогенного влияния на неё (Баканов, 2000;

Безматерных, 2007). Зообентос отвечает всем требованиям, предъявляемым к биоиндикаторам (Семенченко, 2004):

высокое таксономическое и экологическое разнообразие, • тесная связь с идентификационными условиями, • высокая экологическая точность реакции на изменение • факторов среды, относительно высокая численность и минимум её флуктуации, • широкое распространение, • доступность в определении таксономической принадлежности, • наличие хорошей информации об экологических особенностях • представителей, функциональная значимость в экосистеме.

• В составе донной фауны водоёмов долины Нижней Волги идентифицировано около 1000 таксонов бентосных организмов различного рангового уровня. Эта группа достаточно хорошо изучена, в специализированных научных организациях накоплен достаточный материал по особенностям её динамики. В отличие от ряда других групп биоразнообразия региона, по бентосу имеется и доступен ретроспективный материал по состоянию бентоценозов до зарегулирования Волги. Эти данные представлены в публикациях Волжской биологической станции, Трудыах общества естествоиспытателей при Казанском университете, Татарского отделения ВНИОРХ, а также отчётах Саратовского Отделения ВНИРО и Саратовского университета, охватывающие период 1913-1947 гг.

Важное значение для выбора группы имеет также её высокая значимость как кормового ресурса, в значительной степени определяющего рыбопродуктивность пойменных водоемов и водотоков.

Рыбы. Одним из важнейших биологических ресурсов волжского бассейна, безусловно, является рыба. По широко распространенному мнению специалистов именно эта биологическая группа подверглась наиболее сильному негативному воздействию в результате зарегулирования стока Волги. Существенное сокращение уловов, которое зафиксировано во всех районах долины Нижней Волги, и, в первую очередь, сокращение доли ценных видов рыб, требует анализа ситуации и поиска наиболее значимых факторов, в том числе параметров гидрологического режима, оказывающих негативное воздействие на ихтиоценозы. Не менее важно определить приоритеты в корректировке режимах регулирования Волжско-Камского каскада для поддержания рыбного населения в разных частях Нижней Волги в соответствии с приоритетами рыбного хозяйства.

Характеристика модельных биоценозов.

Луговые сообщества были выбраны в качестве модельного биоценоза. Луговые сообщества являются доминирующим типом растительности в долине Нижней Волги, занимая большую часть её площади. Эти комплексы считаются прямыми индикаторами, в первую очередь, водного режима местообитаний, складывающегося из увлажнения за счет паводковых вод, атмосферных осадков и уровня стояния грунтовых вод. Флористический состав лугов, размещающихся на различных высотных отметках поймы и живущих в несходных условиях увлажнения, существенно различается. Это позволяет по составу растительности смоделировать существующий в настоящее время режим увлажнения.

Динамика состава и обилия видов луговых сообществ на модельных площадках позволяет дать оценку изменений гидрологического режима в данном местообитании, а при продуманном размещении постоянных площадок – и общему тренду в данной части долины.

Возможность проведения такого анализа связана с существованием в долине Нижней Волги целой серии постоянных геоботанических профилей, заложенных в 50-е годы 20 века преимущественно в луговых сообществах. Данные на площадках регулярно собираются, в т.ч. и при участии членов рабочей группы.

В ходе изучения динамики модельных систематических групп и модельных биоценозов в рамках полевых исследований выявлены:

зависимость количественных и качественных параметров биоразнообразия модельных групп от типа гидрологического режима, с учетом дополнительных сопутствующих показателей (гидрохимия, состав грунтов и др.);

показатели среды (в первую очередь, гидрологический режим), оказывающие негативное влияние на количественные и качественные характеристики биоразнообразия модельных групп;

показатели среды (в первую очередь, гидрологический режим), поддерживающие наибольшее/наименьшее биоразнообразие в пределах модельных групп;

показатели среды/экосистемы, поддерживающие большее число редких и охраняемых видов;

Для сбора и анализа данных по биоразнообразию долины использованы как общепринятые в нашей стране гидроботанические, гидробиологические и ихтиологические методы, так и малораспространенные походы. Кроме того, для данного проекта специально адаптированы методы комплексной оценки состояния сообществ с помощью Показателя биологической целостности (ПБЦ), широко используемые в экологических исследованиях и природоохранной практике в США и других развитых странах (Karr, 1981).

Для оценки многолетних тенденций в динамике биоразнообразия ВАП использованы исторические данные: литературные сведения, данные гербарных коллекций (БИН, ГБС, МГУ, Гербарий Саратовского ГУ и др.), архивные материалы Волжской биологической станции, ВО ГосНИОРХ, Волгоградского педуниверситета, данные, собранные в ходе реализации проекта в 2008-2010 гг.

Характеристика модельных ландшафтов.

Каждый из ландшафтов, избранных для более подробного анализа, обладает рядом специфических черт и особенностей, позволяющих полнее раскрыть изменения, происходящие в долине после зарегулирования стока Волги.

1. Северная часть Волго-Ахтубинской поймы в границах природного парка «Волго-Ахтубинская пойма».

Часть долины, имеющая наибольшие абсолютные отметки, что затрудняет обводнение территории в паводок;

Характерной особенностью гидрографической сети является обилие замкнутых водоемов, которые связаны с основным руслом только в паводок;

Типичной чертой ландшафтов являются дубовые леса, имеющие здесь южную границу распространения;

Зона высокой хозяйственной освоенности, среди с.-х. угодий преобладает пашня, которая в настоящее время используется лишь в малой степени;

Наиболее плотно населенная часть долины, являющаяся зоной отдыха и рекреации жителей волгоградской агломерации (около 1, млн. чел).

2. Дельта Волги.

Район с наиболее высокой концентрацией биоразнообразия и высокой долей редких видов;

Регион, имеющий наибольшее в Нижнем Поволжье значение для нереста ценных видов рыб;

Территория, испытывающая влияние не только волжского стока, но растущих уровней Каспийского моря;

Район с высокой хозяйственной и рекреационной нагрузкой.

3. Район западных подстепных ильменей.

Особый режим заполнения системы в паводок (по цепочкам взаимосвязанных водоемов (трактов);

Район, для которого характерно распространение уникальных природных объектов – бэровских бугров Мозаичность условий в водоемах, связанных с наложением нескольких градиентов – морфометрии, динамики гидрологического режима, минерализации, типов грунтов и др.

Специфичные социальные условия, в т.ч. передача почти всех ильменей в долгосрочную аренду.

Полевые исследования, проведенные специалистами ВГПУ, позволили провести классификацию водоемов по степени реофильности и выделить основные группы среди изученных водных объектов. На основе анализа материалов наблюдений на проектных территориях ВАП и ЗПИ были описаны различные группы водоемов.

Обследованные по степени водоемы территории ВАП реофильности (рис. 61, табл. 32) были объединены в выделенные группы.

Специалистами ФГУ «ГОИН» проведена географическая привязка исследованных водоемов, тематический слой с водоемами различных классов включен в ГИС-проект «Нижняя Волга». В ГИС-проекте имеются слои: карты М 1:25000, ДДЗЗ разрешение 10 м/пкс, ЦМР.

Рис. 61. Схема расположения обследованных водоемов ВАП Таблица 32.

Группы водоемов ВАП по степени реофильности (по данным ВГПУ) Группы Характеристика группы водоемов.

Группа 1. Доминируют высоко реофильные виды Группа 2. Доминируют относительно реофильные виды (переходная группа) Группа 3. Доминируют харовые водоросли (предпочитают периодически обсыхающие водоемы и, возможно, специфическую гидрохимию) Группа 4. Доминируют виды слабо реофильные (это наиболее богатые водоемы) Совместный анализ всей имеющейся информации по территории ВАП позволяет сделать следующие выводы:

1. Практически все водоемы Группы 1, входят в состав проточных гидрографических систем водоемов и водотоков, имеют гидравлическую связь с магистральными руслами основных водных трактов ВАП.

Практически все исследованные водоемы этой группы являются проточными, имеют относительно большие размеры. Все водоемы Группы 1 могут заполняться водой в половодье.

2. Водоемы Группы 2 также находятся в системах водных объектов (не обособлены), но временно, при низких уровнях воды, могут терять гидравлическую связь с постоянными водотоками.

3. Водоемы Группы 3 частично изолированы от магистральных водотоков – существуют искусственные преграды (валы, дороги и др.), некоторые водоемы расположены в местах выхода соляных куполов (как, например, оз.Невидимки). Это может вызывать изменения в их гидрохимическом режиме.

4. Все водоемы Группы 4 обособлены, не имеют постоянной связи с магистральными водотоками. Обособленность может быть естественная (морфологическая) – например, оз.Солдатское, оз.Кужуры, оз.Тополевское, и искусственная – озера окружены валами и дамбами, появившимися в современных условиях – например, оз.Васино, оз.Клешни и др.

Для водоемов территории ЗПИ была выбрана гидрологическая классификация водных объектов (ильмененй и проток) по степени проточности и связи с магистральным руслом, предложенная Л.Г.Синенко в разделе настоящего Отчета, посвященном динамике солевого состава ильменей (Астраханский ЦГМС). На основании анализа проточности водных объектов ЗПИ Л.Г.Синенко выделяет 6 основных типов (см.

табл.15).

Специалистами ВГПУ обследовано 20 ильменей и проток на территории ЗПИ (рис.62). Специалистами ФГУ «ГОИН» проведена географическая привязка исследованных водных объектов, тематический слой с водоемами различных классов включен в ГИС-проект «Нижняя Волга». В ГИС-проекте имеются слои: карты М 1:25000, ДДЗЗ разрешение 10 м/пкс, а также специализированный слой «Схема Государственных водных трактов ЗПИ». Все водные объекты классифицированы по категориям, приведенным в табл.15. В табл. 33 представлен перечень водных объектов территории ЗПИ, которые обследованы специалистами ВГПУ, исходная нумерация сохранена.

Рис. 62. Схема расположения обследованных водоемов ЗПИ.

Совместный анализ всей имеющейся информации по территории ЗПИ позволяет сделать следующие выводы:

Среди обследованных объектов практически нет хорошо проточных водотоков в течение года (Категория 1). Основную часть составляют ильмени, которые могут заполняться водой только в период половодья, причем некоторые могут заполняться не каждый год. Кроме ильменей представлены протоки, которые соединяют ильмени. Протоки также могут периодически пересыхать.

Особо подчеркнем, что водоемы №№ 14, 15, 16 принадлежат к сообщающейся водной системе, питающейся из магистрального рукава ЗПИ – пр.Хурдун. Водоемы расположены цепочкой, удаляясь от магистрального русла – 14 ближе всего, 16 – дальше всего. Причем водоем № 16 является концевым в цепочке, он не сообщается дальше с другими водоемами. Эта цепочка водоемов может представлять особый интерес для оценки биоразнообразия.

Также необходимо обратить внимание при сравнении на водоемы, питающиеся из Системы государственных водных трактов, по которым осуществляется (или должна осуществляться) механизированная подача воды в период половодья (№№ 8, 9, 11), и водоемы, питающиеся естественным путем из магистрального рукава (№№ 12, 13).

Таблица 33.

Классификация водных объектов ЗПИ по категориям.

Номер Название Категория Характеристика Ильмень 1 б/н, в р-не расположен вдали от осн. водного тракта, п.Стрелецкий может пересыхать, заполняется водой не ежегодно Ильмень 2 б/н, в р-не расположен вдали от осн. водного тракта, п.Стрелецкий может пересыхать, заполняется водой не ежегодно Ильмень 3 б/н, в р-не расположен вдали от осн. водного тракта, 3, п.Карантинное может заполняться периодически и естественным путем, и механически Ильмень 4 Сасыкуль Расположен вблизи Бешкульского водного 3, такта, может заполняться периодически Ильмень 5 Чистая Шайна Концевой бессточный ильмень, 5, расположен между Бешкульским и Дарминским водными трактами. Может полностью пересыхать (ДДЗЗ октябрь 2006г.) Ильмень 6 с.Янго-Аскер, Ер.Дарма соединяет ильмени Парпост и ер.Дарма Б.Бугас. Эти ильмени всегда обводнены.

Ерик проточный в половодье, в межень вода стоит.

Ильмень 7 Беркута Питается из Восточенского водного 3, тракта, но не входит в состав этого тракта.

Может пересыхать при низких уровнях воды (ДДЗЗ октябрь 2006г.).

Ильмень 8 с.Курченко, Проток между ильменями Кирбаус и 2, проток Бюри-Базе. Находится на Восточенском водном тракте, в половодье заполняется водой Ильмень 9 с.Туркменка, Проточный, находится на Восточенском 3, ильм.Ярпак водном тракте, в половодье заполняется водой Ильмень 10 проток Проток между ильменями Табун и Керемта. Проточный в период половодья, в межень вода стоит Ильмень 11 с.Буруны, Проточный, находится на Восточенском 4, ильм.Чичин водном тракте, в половодье заполняется водой механически, при низких уровнях может иногда не заполняться Ильмень 12 с.Восточное, Расположен вблизи основного водотока ильм.Голга ЗПИ — рук.Хурдун, питается из него, заполняется в половодье естественным путем.

Ильмень 13 Ильм.Кисин Расположен вблизи основного водотока ЗПИ — рук.Хурдун, питается из него по ерику Кисин, заполняется в половодье естественным путем.

Ильмень 14 с.Сергино, Расположен вблизи основного водотока ер.Зубовский, ЗПИ — рук.Хурдун, питается из него, ер.Соленый заполняется в половодье естественным путем.

Ильмень 15 с.Озерное, Залив в ильм.Кукшин рядом с селом.

ильм.Кукшин Заполняется в половодье и временно проточный Ильмень 16 Ильм.Бурата Концевой ильмень в цепочке, вода может не доходить при низких уровнях.

Расположен вдали от водных трактов Ильмень 17 с.Заречное, Расположен севернее дороги, кот.отделяет 4, Ильм.Галя его от Зареченского водного тракта.

Ильмень 18 с.Заречное, Расположен севернее дороги, кот.отделяет 4, Ильм.Галя его от Зареченского водного тракта.

Ильмень 19 С.Проточное. Пересыхающий ильмень южнее дороги, 5, Ильм.б/н отделяющей его от Зареченского водного тракта.

Ильмень 20 Ильмень Расположен вблизи Зареченского водного 4, Ганьхара тракта, периодически заполняется водой 6.3. Биологические комплексы Нижней Волги – интегральные показатели характера гидрологического режима.

Как показал приведенный выше анализ, на видовой состав и обилие видов в водоеме оказывает влияние множество факторов, сочетающихся по-разному. Вполне закономерно, что и характеристики биоразнообразия в каждом водоеме в той или иной степени своеобразны. В то же время, можно отметить и близость ряда водоемов по некоторым или даже группе показателей, что позволяет говорить о специфических комплексах гидробионтов, маркирующих, в частности, разные этапы сукцессии пойменного водоема. Для выявления таких комплексов было предпринято специальное исследование. Основной группой для анализа были выбраны макрофиты, ведущее значение которых для определения структуры водной экосистемы все более подчеркивается в последнее время (Scheffer. 1998;

и др.). Кроме того, использовались также данные по макрозообентосу.

Для определения положения обследованных водоемов в пространстве экологических факторов был использован один из методов многомерной статистики, применяемый при геоботанических исследованиях - Detrended Correspondence Analysis (DCA) (Hill & Gauch (1980) из пакета программ Past - (Hammer et al., 2005).

Результат ординации водоемов выборки по данным о видовом составе и обилии погруженных и плавающих макрофитов представлены на рис. 63. Полученные данные позволяют говорить о наличии, как минимум 4 комплексов (обозначены на рис. 63 номерами 1, 2, 3, 4), выявленных этим методом и маркирующих разные этапы и линии сукцессии, направления и скорость которых в значительной степени определяются положением на пойме и связанным с этим типом гидрорежима.

Axis - - - - -3 -2 -1 0 1 2 3 4 A xis Рис. 63. DCA - Ординация водоемов северной части ВАП (n = 58).

Группа водоемов (1) представляет собой молодые, очень хорошо промываемые в паводок, обширные водоемы (оз. Давыдкино, оз. Чичера, Дубок 1, Садок 2 и др.), а также активные ерики (ер. Кудаевский, ер.

Яроватый). Эти водоемы имеют высокую долю песчаных частиц в донных отложениях (Филимонова, …), что вполне соответствует особенностям гидрорежима. Маркируется эта группа водоемов присутствием c высокой долей постоянства реофильного погруженного макрофита – валлиснерии спиральной (Vallisneria spirlis L.). Среди растений этого комплекса преобладают т.н. лимнеиды, т.е. растения, создающие основную часть биомассы близ дна, а не у поверхности. Поэтому обычно водоемы этого типа отличаются хорошей прозрачностью. Общее видовое богатство макрофитов в этих водоемах находится на среднем уровне (6-9 видов), но может уменьшаться при переходе озер в стадию «цветения» до 0-2.


Группа водоемов (2) - это ерики и озера, сохранившие режим промываемости в паводок, однако его интенсивность значительно ниже, чем у представителей предыдущей группы. Даже магистральные ерики этой группы (ер. Гнилой, Верблюд), а также ерики более низких порядков и озера уже не обеспечивают условий для поддержания Vallisneria. В то же время, режим промывания этих водоемов еще достаточно выражен, что маркируется с высоким постоянством дрейссеной (по данным В.П.Горелова), которая также является высоко реофильным видом и постоянным спутником Vallisneria (местообитания вида отмечены красными значками на рис. 63) в водоемах поймы. Подавляющее большинство водоемов этой группы имеет относительно постоянный гидрорежим в межень: в них не происходит резкого падения уровня воды до обнажения дна либо эти явления крайне незначительны.

Группа водоемов (2) неоднородна по композиции макрофитов.

Типичным водоемом этого выдела являются озера с видовым богатством погруженных и плавающих макрофитов 6-9 видов, среди которых доминируют и являются наиболее постоянными относительно реофильные Potamogeton perfoliatus, Myriophyllim spicatum, Najas major.

Можно считать такие водоемы наиболее экологически полночленными, т.к. для них характерны высокие показатели комплексного индекса биологической целостности (см. ниже) по планктону и бентосу, эти водоемы отличаются также хорошей рыбопродуктивностью (желтые значки на рис. 63).

Для ряда водоемов этой группы доминирующим видом является роголистник темно-зеленый (Ceratophyllum demersum). Индикаторная значимость этого вида заслуживает особого обсуждения и, безусловно, дальнейшего изучения. Однако предварительно можно сказать, что абсолютное доминирование роголистника темно-зеленого с определенной вероятностью может маркировать различные неблагоприятные для макрофитов ситуации в водоеме:

большую глубину (более 2 м);

высокую проточность (роголистник темно-зеленый эвритопный вид, поэтому иногда переходит в доминирующее положение при заметном течении);

уменьшение промываемости в паводок и значительное заиление водоема;

снижение дренированности водоема за счет роста толщины илистых отложений и уменьшение амплитуды колебания уровня воды в межень, что в свою очередь снижает вероятность появления «осушной зоны»;

нарушение процессов деструкции отмерших организмов на дне водоема, накопление сероводорода в придонных слоях;

заморные явления в водоеме и др.

Таким образом, роголистник может маркировать как очень активные и молодые, так и стареющие водоемы. Оба варианта условий не очень благоприятны для большинства макрофитов, что и приводит к росту обилия этого вида.

Эта двойственность природы вида проявляется на рис. следующим образом: водоемы диаметрально разного сукцессионного возраста, но с доминированием роголистника темно—зеленого оказались в одном кластере (2). Однако стареющие водоемы, в которых роголистник монодоминант, занимают компактное положение в маргинальной части кластера. Это – один из вариантов заключительной стадии сукцессии, после которой наступает отмирание погруженных макрофитов и зарастание водоёма, по имеющимся материалам, тростником южным (Phragmites australis).

В ряде водоемов в составе этого выдела (2), обычно они имеют относительно небольшие размеры, процессы промывания постепенно ослабевают, начинается накопление специфичных донных отложений и в составе композиции появляются с невысоким обилием виды следующих стадий сукцессии. Именно эти водоемы переходного типа (на диаграмме они обозначены значками черного цвета) дают наиболее высокий показатель видового разнообразия погруженных и плавающих макрофитов (13-14 видов).

Группа водоемов (3) маркируется высокой активностью харовых водорослей (значки синего цвета на рис. 63). Эти водоемы, как правило, располагаются во внутренней равнинной пойме. Их важнейшей характеристикой является высокая динамичность гидрорежима, которая нередко приводит к обсыханию мелководий, а в критические годы – даже большей части дна. Они характеризуются умеренной интенсивностью илонакопления и высокой прозрачностью, т.к. хары – типичные лимнеиды (растения с придонным размещение биомассы). Они являются типичными пионерами, r-стратегами, которые имеют высокую скорость роста и продуцируют много небольших, но очень устойчивых диаспор. Они относятся к числу растений, которые первыми осваивают новые местообитания и, хотя они обычно являются преходящей стадией, в некоторых условиях они образуют постоянные сообщества (Wood, 1950).

Именно в части диаграммы, включающей «харовые водоемы», расположены и все наиболее богатые видами водоемы (черные значки).

Необходимо отметить, что диапазон условий, поддерживающих максимально разнообразие макрофитов очень узок, что подчеркивает их особую уязвимость (проекция зоны 4 на ось 1 наиболее узкая в сравнении с другими группами).

Группа водоемов (4) – является, очевидно, еще одной заключительной стадией сукцессии, наряду с «роголистниковой». Для водоемов кластера характерны специфические донные отложения (детрит, сапропель), свидетельствующие о нарушении процессов минерализации и «заторфовывании» водоема. Внешне такие водоемы выглядят вполне благополучно - высокая прозрачность, вода красивого «чайного» цвета, достаточно разнообразные макрофиты (7-11 видов), хотя уже и нет максимумов видового богатства. С наибольшим постоянством из макрофитов встречается рдест блестящий (Potamogeton lucens). Анализ фитопланктона позволил установить доминирование в таких водоемах золотистых водорослей. В то же время отмечается активное зарастание зеркала растениями других экологических групп – гелофитами (рогозом узколистным, сусаком зонтичным, стрелолистом стрелолистовидным) и гигрофитами (полевицей побегообразующей или осокой острой).

В пойменных водоемах рек средней Европы (например, Рейна) в водоемах на заключительной стадии сукцессии, в стареющих водоемах доминируют нейстофиты (Van Geest, 2005). Это вполне согласуется с классической схемой зарастания водоемов, которая приводится в учебниках.

Выборка водоемов, представленная на рис. 63, была также проанализирована на предмет маркирования зрелых стадий с помощью различных нейстофитов.

3, 2,, 0, Axi s -0, -, -2, -3 -2 -1 0 1 2 3 4 Ax is Рис. 64. Распределение местообитаний укореняющихся нейстофитов (красные значки) по водоемам выборки на DCA – диаграмме На рис. 64 показаны водоемы с нейстофитами (красные значки) в общей выборке. Маркерная роль нейстофитов в таком варианте плохо просматривается, т.к. они почти равномерно распределены по всему полю диаграммы. Они встречаются как в молодых и проточных водоемах (нижняя левая часть диаграммы), так и в стареющих водоемах (правая верхняя часть диаграммы).

На других диаграммах показаны водоемы с одним из видов нейстофитов.

3, 2, 1, 0, Axi s -0, -1, -2, -3 -2 -1 0 1 2 3 4 Ax is Рис. 65. Распределение местообитаний нимфейника (Nymphoides peltata S.G.Gmel, O.Kuntze) по водоемам выборки на DCA – диаграмме На рис. 65, выполненном на основе диаграммы рис. 63, хорошо видно, что нимфейник четко маркирует заключительные стадии сукцессии, происходящие в форме зарастания харовыми (группа 2) и детритофилами (группа 3). В молодых и хорошо промываемых пойменных водоемах (группа 1) нимфейник не отмечается.

3, 2,, 0, Axi s -0, -, -2, -3 -2 -1 0 1 2 3 4 As xi Рис. 66. Распределение местообитаний кувшинки (Nymphaea candida J. et C.Presl) по водоемам выборки на DCA – диаграмме Маркирующая роль кувшинки оказалась довольно слабой (рис. 66).

Она обитает как в хорошо промываемых водоемах, предпочитая ерики второго и последующих порядков, протоки, так и в зрелых водоемах, кроме тех, где абсолютно доминирует роголистник темно-зеленый.

Весьма показательно распределение водоемов разных типов и стадий сукцессии на территории северной части ВАП (рис. 67). Показательно, что основная часть местообитаний наиболее реофильных видов (Vallisneria цветковое растение, Dreissena – моллюск) сосредоточена в южной части района, которая в период паводка полностью покрывается полыми водами. Здесь виды-маркеры встречаются как в ериках, так и в наиболее хорошо промываемых озерах (оз. Чичера, Давыдкино). В северной части территории (Среднеахтубинский район) валлиснерия отсутствует полностью, что свидетельствует о крайне слабой промываемости этой территории, даже если речь идет о ериках. Дрейссена здесь еще встречается, хотя и при незначительном обилии, но только в ериках и водоемах руслового типа (оз. Широкогорлое).

Рис. 67. Местообитания реофильных видов в северной части ВАП.

Красные значки – Vallisneria, светлые – Dreissena.

В более южной части ВАП и в дельте оба эти маркерных вида встречаются в широком спектре водоемов, что говорит об их большем благополучии.

Сопоставление данных по растительности со специальным анализом гидрологических параметров по рассмотренной выборке водоемов показал выраженную связь этих характеристик.

Практически все водоемы, представляющие Группу 1, входят в состав систем водоемов и водотоков, имеют гидравлическую связь с магистральными руслами основных водных трактов ВАП. Почти все эти водоемы являются проточными, имеют относительно большие размеры.

Все водоемы Группы 1 могут заполняться водой в половодье.

Водоемы Группы 2 также находятся в системах водных объектов (не обособлены), но временно, при низких уровнях воды, могут терять гидравлическую связь с постоянными водотоками.

Водоемы Группы 3 частично изолированы от магистральных водотоков – существуют искусственные преграды (валы, дороги и др.), некоторые водоемы расположены в местах выхода соляных куполов (как, например, оз. Невидимки). Это может вызывать изменения в гидрохимическом режиме Все водоемы Группы 4 обособлены, не имеют постоянной связи с магистральными водотоками. Обособленность может быть естественная (морфологическая) – например, оз. Солдатское, оз.Кожуры, оз.Тополевское, и искусственная – озера окружены валами и дамбами, появившимися в современных условиях – например, оз.Васино, оз.Клешни и др. Наблюдения за такими озерами показывают, что они интенсивно зарастают и на следующей стадии теряют водное зеркало. Необходимо отметить, что водоемы четвертой группы, как правило, имеют менее значительные размеры, чем водоемы 1-2 групп.


Проведенный анализ, в целом, свидетельствует о направлении изменений, которые происходят в северной части Волго-Ахтубиснкой поймы:

более или менее устойчивыми и находящимися на ранних стадиях сукцессии являются водные экосистемы активно промываемых водоемов – русловых, связанных с руслами или лежащих на пути главных паводковых потоков;

они сохраняют крупные размеры, большую или среднюю глубину и мало подвержены зарастанию гелофитами;

однако эти водоемы не являются местами концентрации биоразнообразия макрофитов в целом, и редких видов, в частности, в силу избыточно высокой динамики гидрорежима;

бльшую ценность с точки зрения сохранения биоразнообразия макрофитов представляют собой мелкие луговые водоемы и водоемы на заключительных стадиях сукцессии;

этот тип водоемов поддерживается в ландшафте за счет эрозионной деятельности воды в паводок, которая формирует новые небольшие депрессии на поверхности поймы;

такие водоемы вступают в сукцессионный процесс с небольшой глубиной, поэтому более уязвимы и быстрее зарастают при отсутствии поддерживающего внешнего воздействия;

водоемы группы формируются лишь при высокой силе потока, и при отсутствии пиковых паводков постепенно зарастают.

Процесс активного зарастания и отмирания мелководных водоемов без естественного формирования новых – наиболее четко выраженное направление деградации ВБУ в северной части Волго-Ахтубинской поймы.

В связи с необходимостью решения вопросов защиты населения поймы от высоких паводков, вероятность возврата к естественным механизмам поддержания этого озерного ландшафта за счет пиковых уровней половодья низка. Требуется специальная система локальных мер, которая позволить поддерживать эту деградирующую экосистему.

Литература:

Алимов А.Ф. Элементы теории функционирования водных экосистем. Спб.: Наука, 2000.

Лебедева Н.В, Дроздов Н.Н., Криволуцкий Д.А. Биоразнообразие и методы его оценки.М.: Изд-во МГУ, 1999. 94 с.

Галанин А.В. Флора и ландшафтно-экологическая структура растительного покрова. Владивосток: ДВО АН СССР, 1991. 272 с.

Юрцев Б А. Эколого-географическая структура биологического разнообразия и стратегия его учета и охраны // Биологическое разнообразие: подходы к изучению и сохранению СПб.: ЗИН РАН, 1992. С.

7-21.

Уиттекер Р. Сообщества и экосистемы. М.: Прогресс, 1980. 328 с.

Hammer 0. Paleontological Statistics (PAST) [Electronic resource] / 0.

Hammer, D.A.T. Harper, P.D. Ryan. Version 1.34. 2005. URL:

http://www.folk.uio.no/ohammer/past/download.

Noss, R.F. 1990. Indicators of monitoring biodiversity: a hierarchical approach. Conservation Biology. 4: 355-364.

Rosenzweig, M.L. 1995. Species Diversity in Space and Time. Cambridge University Press, New York 7. Оценка влияния изменений гидрологического режима на функционирование модельных групп.

Основой для комплексной оценки влияния изменений гидрологического режима Нижней Волги на функционирование модельных групп биоценозов стали работы трех исследовательских коллективов, объединенных в рамках работ по Договору.

Коллектив специалистов Государственного океанографического института провел исследования изменений гидрологического режима Нижней Волги и подробный анализ литературных источников. В результате был подготовлен развернутый обзор современного состояния исследований изученности биоразнообразия важнейших групп организмов, обитающих на Нижней Волге, и трансформации биоценозов под влиянием изменяющихся факторов природной среды.

Коллектив специалистов Волгоградского Государственного Педагогического Университета, совместно с представителями Волгоградского филиала ФГНУ «ГосНИОРХ» и Института биологии волжского бассейна РАН провел в масштабные полевые работы и на базе полученных результатов подготовил итоговые материалы по изменениям, произошедшим в модельных группах Волго-Ахтубинской поймы под влиянием гидрологических факторов.

Коллектив специалистов Астраханского государственного университета на основе многолетних исследований и специализированных полевых работ 2009г. подготовил итоговые материалы по состоянию экосистем дельты Волги и Западного ильменно-бугрового района.

Результаты комплексной оценки влияния изменений гидрологического режима на функционирование модельных групп, полученные каждым коллективом исполнителей, представлены в этой главе Отчета в соответствующих разделах.

7.1. Трансформация биоценозов под влиянием изменяющихся факторов окружающей среды.

Обзор литературных источников.

В последние десятилетия в водоемах Нижней Волги проявляется тенденция к заболачиванию, в первую очередь мелководных участков водоемов. Происходит некоторое сокращение площади водно-болотных угодий, остепнение пойменных территорий, нарушение водообмена в гидрологической сети, усыхание ериков, озер и многие другие необратимые процессы, что приводит к коренным изменениям состава биоценозов (Балюк, 2005;

Алексеева, 2008;

Клинкова и др., 2010;

Брылев, Овчарова, 2009;

Шульга, 2008;

Шульга и др., 2009;

Бондарева и др., 2010;

Ермолина и др., 2010).

Важно, что изменения обводнения различных биотопов, что бы ни было их причиной, в настоящее время чаще всего очень резкие за счет антропогенного воздействия (резкий подъем и спад половодья, низкая температура воды, сбрасываемой с плотины в этот период, обвалование территорий, изъятие стока на хозяйственные нужды, строительство дамб и пр.). Хотя, например, фитоценозы дельты Волги в целом считаются адаптированными к достаточно резким изменениям среды (Пилипенко, Сальников, 2003), далеко не все компоненты биоценозов способны столь быстро адаптироваться к таким резким и значительным по амплитуде изменениям. Многие экосистемы не имеют достаточного запаса прочности, чтобы выдержать такие сильные внешние воздействия (Сальников, 2009). Таким образом, происходит серьезная трансформация или деградация большинства биоценозов региона.

7.1.1. Эвтрофикация водоемов. Способы определения степени эвтрофикации, механизмы, последствия.

Под эвтрофированием понимают загрязнение воды органическими веществами и соответственно, продуктами их разложения.

Эвтрофирование – нарушение баланса питательных веществ водной экосистемы, ведущее к изменению ее трофического статуса (Зилов, 2006).

Степень эвтрофикации является функцией условий аэрации в водоеме и состояния биоценозов. В сильно эвтрофированных водоемах малая продукция кислорода, практически или полностью отсутствует фотосинтез, а весь растворенный в воде кислород идет на окисление органики.

Наиболее важными для большинства живых организмов – гидробионтов – продуктами разложения органических соединений являются токсические: H2S, CO2, NH3, H+, органические кислоты (Биологические методы…). Существуют биологические методы оценки загрязнения воды органикой (табл. 34). Методы эти делятся на 2 группы.

Таблица 34.

Биологическая классификация рек (Биологические методы…).

Классификация качества по бентосным Характеристика макробеспозвоночным Естественное поведение бентосных Высокое макробеспозвоночных Не пострадавшее биологическое Хорошее сообщество Несколько пострадавшее биологическое Посредственное сообщество Умеренно пострадавшее биологическое Бедное сообщество Сильно пострадавшее биологическое Плохое сообщество – экстремальная реакция на антропогенное загрязнение.

Одна группа методов трудоемка, (но дает наиболее точные результаты) поскольку требует полного определения состава планктонного/перифитонного или бентосного сообщества. При помощи этих сообществ определяется класс качества (степень загрязнения воды органикой), называемый сапробностью воды (водоема).

В гидробиологии разработано понятие сапробности воды как характеристики ее качества. Под сапробностью понимают способность организмов жить в воде с большим содержанием органических веществ и их устойчивости к ядовитым соединениям, возникающим при разложении органики. По убыванию концентрации органики в воде и дефицита кислорода водоемы подразделяют на несколько классов: полисапробные (очень сильно загрязненные с низким содержанием кислорода), мезосапробные, -мезосапробные, олигосапробные, ксеносапробные (очень чистые, содержание органики близко к нулю, а живые организмы практически отсутствуют). Организмы, живущие в водоемах сильно загрязненных органикой, отличаются высокой экологической пластичностью, а организмы, предпочитающие чистые воды, напротив, имеют чаще всего низкую экологическую пластичность. Сапробность является количественной характеристикой. Для максимально точной оценки был разработан индекс сапробности. Каждый класс сапробности воды характеризуется своими величинами индекса сапробности. Для каждого типа водоемов характерны свои типы биоценозов и путем определения состава сообществ планктона, перифитона, или бентоса можно вычислить индекс сапробности (Биологические методы…).

Достаточно широко для определения качества вод используются вторая группа методов, связанная с изучением отдельных таксономических групп водных организмов. Наиболее известные из таких модельных групп бентосные личинки хирономид и олигохеты. Основной критерий, которому должна отвечать таксономическая группа, чтобы ее можно было использовать как биоиндикатор, - повсеместное распространение в исследуемом районе. Существуют различные индексы, связанные с разными группами организмов и адаптированные к разным типам водоемов и их географии. Такие методы широко используются, поскольку удобны и менее трудоемки, чем сапробиологический анализ, и позволяют в короткие сроки получить информацию о качестве воды в водоеме. Кроме того, ряд методов этого типа позволяет не только определить степень загрязненности воды органикой, но и выявить другие типы загрязнений (например, оценить содержание тяжелых металлов в воде) (Биологические методы…;

Даирова, Зинченко, 2009;

Клинкова и др., 2010).

Тем не менее, такие методы при оценке эвтрофированности водоема менее точны, чем сапробиологический анализ, поскольку в расчет берутся только отдельные звенья сообщества водоема. Кроме того, часто бывает трудно выбрать адекватный индекс применительно к конкретному водоему, поскольку границы применения каждого индекса часто описаны довольно расплывчато и применение таких индексов целесообразно только в том регионе и к водным объектам того типа, с которыми работал автор методики. Либо многократно проверенные и другими методами индексы в конкретном районе.

Таким образом, при оценке степени эвтрофикации водоема желательно применять комплекс методов. Несомненно, особенно для калибровки методик в конкретном водоеме (регионе) необходимо параллельно использовать химические методы определения содержания определенных веществ в воде в параллель с биологическими, чтобы со временем иметь возможность уйти от первых без потери качества данных.

По этой причине в последнее время во всем мире активно используется комплексная, интегральная оценка состояния биологических сообществ, индекс биотической целостности (ИБЦ, IBI). Он состоит из множества характеристик сообщества, индексов (метрик). Состав ИБЦ определяется индивидуально для каждой территории и адаптируется к конкретным условиям. В настоящее время ИБЦ считается наиболее объективной оценкой состояния биологических сообществ (Клинкова и др., 2010).

Помимо биологических методов степень эвтрофикации можно определять традиционными химическими методами. Содержание определенных веществ – маркеров также дает представление о степени загрязнения воды органикой Соединения, повышение концентраций которых свидетельствует об эвтрофикации водоема.

Свидетельством значительного загрязнения водоемов органическими веществами являются повышенные концентрации азотсодержащих веществ, среди которых наиболее опасными являются аммонийный азот и нитриты, которые могут быть как следствием промышленного загрязнения вод, так и следствием разложения природной органики (Основные характеристики…, Биотехнология обработки…, Акваторис…, Качество воды…, Water resources…, 1996;

Action Plan…, 2009;

New York State…, 2003;

Narragansett Bay…, 2000, и др.).

Основным свидетельством эвтрофикации воды является повышение содержания в ней соединений азота и/или фосфора (Алексеева, 2008;

Биотехнология…, Основные характеристики……, Биотехнология обработки…, Акваторис…, Water resources, 1996;

Action Plan…, 2009;

New York State…, 2003;

Narragansett Bay…, 2000). Эти элементы являются биогенными и в природе часто содержание этих элементов или одного из них в воде является лимитирующим фактором (Зилов, 2006). Избыток этих элементов в воде приводит к массовому развитию водных организмов, прежде всего микроводорослей (Action Plan…, 2009), либо макрофитов и высшей водной растительности (Клинкова, неопубл.).

Большие концентрации сульфатов также могут свидетельствовать о загрязнении водоема органикой Значительные количества сульфатов образуется при отмирании живых организмов и окисления органических веществ, образующихся при отмирании (Акваторис….). Тем не менее, чаще всего именно повышенные концентрации нитратов, нитритов и ионов аммония являются как свидетельством, так и следствием органического загрязнения воды (Алексеева, 2008).

На Нижней Волге в ряде водоемов значение показателей аммонийного азота превышало ПДК в 5-10 раз. Отмечено в этих водоемах и повышение концентраций нитритов (1,5-2 ПДК). Исследование проведено в ВАП на примере ряда озер и ерика Старая Ахтуба (Алексеева, 2008). Наличие значительных концентраций этих азотсодержащих соединений в воде может свидетельствовать о загрязнении водоема сточными водами (Основные характеристики……, Биотехнология обработки…, Акваторис…, Качество воды…, Water resources…, 1996;

Action Plan…, 2009;

New York State…, 2003;

Narragansett Bay…, 2000) или смывами с полей, где применяют азотные удобрения (Акваторис…;

Water resources…, 1996;

Action Plan…, 2009).

Также соединения азота и фосфора могут быть природного происхождения (как следствие массовых заморов и разложения отмерших организмов). В этом случае прежде всего повышается содержание общего азота, т.к. он присутствует и в органических соединениях. Ряд аэробных бактерий и водорослей способен окислять аммиак или нитриты до нитратов, или азотсодержащие органические соединения с использованием кислорода. Таким образом, в водоеме, где идут такие процессы, ухудшаются условия аэрации и происходит гибель аэробных организмов (Биотехнология…;

Акваторис…;

Narragansett Bay…, 2000). Сами же ионы аммония образуются при разложении органики. Есть сведения, что кроме окисления до нитратов, они способны еще образовывать ряд токсических соединений с другими веществами, растворенными в воде (Action Plan…, 2009;

Акваторис…), хотя не все специалисты согласны с этим (Канищев, 2002).

Считают, что повышенное содержание ионов аммония свидетельствует о совсем свежем загрязнении, нитритов – об относительно недавнем и нитратов – о застарелом загрязнении (Основные характеристики…, Акваторис….). Содержание неокисленных соединений, а именно нитритов и аммиака, также может указывать на близость источника загрязнения (Акваторис…).

Соединения фосфора, например, фосфаты также являются одной из причин эвтрофикации водоема. Коммунальные и в меньшей степени промышленные сбросы, содержащие фосфор, также вызывают бурных рост микроорганизмов в водоеме (Биотехнология…;

Зилов, 2006;

Water resources, 1996;

Action Plan…, 2009;

New York State…, 2003;

Narragansett Bay…, 2000).

Независимо от происхождения загрязнения, наличие высоких концентраций нитратов, нитритов, аммиака (ионов аммония), соединений фосфора или сульфатов, равно как и сероводорода, указывает на серьезные нарушения экологического равновесия в водоеме (Water Resources…, 1996;

Биологические методы…).

Источники поступления агентов эвтрофирования:

- Естественное вымывание питательных веществ из почвы и выветривание пород.

- Массовые заморы гидробионтов (зимние, вследствие подледной гипоксии, и летние вследствие повышения температуры воды и т.д.), (Клинкова, рыбные ресурсы…….., 2010).

- Сбросы частично очищенных или неочищенных бытовых сточных вод, содержащих органические соединения азота и фосфора, нитраты и фосфаты - Смыв неорганических удобрений, содержащих нитраты и фосфаты.

- Смыв с ферм навоза, содержащего органические соединения азота и фосфора, нитраты, фосфаты, и аммиак (York State…, 2003;

Зилов, 2006).

- Смывы с нарушенных территорий (шахты, отвалы, стройки и др).

- Сбросы детергентов, содержащих фосфаты (Зилов, 2006).

- Поступление нитратов из атмосферы (Зилов, 2006;

New York State…, 2003;

Water resources, 1996;

Narragansett Bay…, 2000).

Выделяют ряд стадий эвтрофирования. Сначала происходит накопление минеральных солей азота и/или фосфора в воде. Затем наступает стадия интенсивного развития водорослей в эпилимнионе.

Нарастает биомасса фитопланктона, увеличивается мутность воды, повышается концентрация кислорода в верхних слоях воды (Narragansett Bay…, 2000;

Зилов, 2006). Биомасса водорослей может нарастать не только при поступлении в воду биогенных элементов, но и за счет повышения температуры воды при недостаточном ее поступлении в водоем и, как следствие, обмелении водоема (Клинкова и др., 2010) в случае, если лимитирующим фактором является температура. Последнее явление распространено сейчас в водоемах и водотоках Нижней Волги не меньше, чем первое (Гугуева и др., 2010;

Випхло, 2010;

Лабунская, 2010). При массовом развитии микроводорослей могут отмирать высшие донные растения и макроводоросли (Narragansett Bay…, 2000). При их разложении потребляется кислород и увеличивается концентрация взвешенных и растворенных органических веществ, в т.ч. содержание азота и фосфора.

Затем наступает стадия отмирания водорослей, происходят аэробная деградация детрита, образование хемоклина. Интенсивно отлагаются донные илы с повышенным содержанием органики. Понижается уровень растворенного кислорода за счет разложения большого количества погибших организмов. Отмечаются изменения зооценоза, (Narragansett Bay…, 2000;

Зилов, 2006). Наконец, наступает полное исчезновение кислорода в глубинных слоях и начинается анаэробное брожение, которое осуществляют бактерии. Характерно образование сероводорода, сероорганических соединений и аммиака (Narragansett Bay…, 2000;

Зилов, 2006;

Биологические методы…).

Эвтрофирование, приводящее к активному развитию определенных видов водной растительности, в конечном итоге чаще всего приводит и к нарушению водообмена в системе водоемов и водотоков (Зилов, 2006) а искусственное нарушение водообмена (постройка дамб, гидросооружений, плотин и т.д.) в свою очередь приводит к эвтрофированию водоемов за счет повышения температуры воды и прекращения вымывания организмов и биогенных элементов (растворенных в воде и в составе илов) из водоемов.



Pages:     | 1 |   ...   | 2 | 3 || 5 | 6 |   ...   | 12 |
 



Похожие работы:





 
© 2013 www.libed.ru - «Бесплатная библиотека научно-практических конференций»

Материалы этого сайта размещены для ознакомления, все права принадлежат их авторам.
Если Вы не согласны с тем, что Ваш материал размещён на этом сайте, пожалуйста, напишите нам, мы в течении 1-2 рабочих дней удалим его.