Материалы VII Симпозиума (2015 год)

Степи Северной Евразии. Материалы VII международного симпозиума. - Оренбург: ПД "Димур", 2015. - 996 с.

Скачать (26,3 Mb PDF)

РЕЗУЛЬТАТИВНОСТЬ РЕИНТРОДУКЦИИ СТЕПНОГО СУРКА В ОМСКОЙ ОБЛАСТИ

THE EFFECTIVENESS OF THE REINTRODUCTION OF THE STEPPE MARMOT IN THE OMSK REGION

 

Б.Ю. Кассал

B.Yu. Kassal 

ФГБОУ ВПО «Омский государственный университет им. Ф.М. Достоевского»

(Россия, 644106, г. Омск, ул. Дианова, 7-29) 

Omsk State University by F.M. Dostoevsky,

(Russia, 644106, Omsk, Dianova St., 7-29)

e-mail: Этот адрес электронной почты защищён от спам-ботов. У вас должен быть включен JavaScript для просмотра.

 

Структура популяций сурка степного имеет пять уровней организации; три зоны населенности; определенную динамику развития. Численность и плотность населения вида в Омской области мала и ограничена территориально. Попытки реинтродукции вида были неуспешны из-за несохранения соответствующей внутрипопуляционной структуры реинтродуцируемых групп и неправильности выбора мест их выпусков.

Steppe marmot population structure has five levels of the organization; three zones of the population; certain dynamics. Number and type of population density in the Omsk region is small and geographically limited. Attempts ordeal-stvennoj reintroduction of species were unsuccessful because of the non-conservation of the corresponding intra-population structure reintrodutsiruemyh groups and inappropriate choice of location of their issues.

 

Сурок степной Marmota bobak с подвидами европейский – M.b.bobak и казахстанский – M.b.schaganensis [3] включен в список МСОП, внесен в Красные книги либо особо охраняется на территориях 15 субъектов Российской Федерации [9]. В Омской области охота на сурка в настоящее время запрещена, вид включен в Красную книгу Омской области [6] как недостаточно определенный по статусу и коммерчески угрожаемый.

Целью исследования стало выявление причин несостоятельности реинтродукции сурка степного на территорию Омской области. На разрешение были поставлены следующие задачи.

  1. Произвести необходимые полевые исследования современных особенностей обитания сурка степного на территории Омской области и сопредельной – Северного Казахстана.
  2. Выявить значение структуры популяций сурка степного для успешности реитродукционных мероприятий.

Методы работы. Полевые исследования проводились в ходе комплексных экологических экспедиций, организованных и финансированных Омским областным клубом натуралистов «Птичья Гавань» (1983-2002, 2011-2014 гг.), Омским отделением Русского географического общества, Омским отделением РосГео и ФГУ ТФИ ПРиООС МПР России по Омской области (2003-2010 гг.), в т.ч. совместно с правительством Омской области (2007-2010 гг.), а также инициативно в ходе выполнения производственных заданий Сибирским зональным научно-исследовательским ветеринарным институтом (Всесоюзным НИИ бруцеллеза и туберкулеза животных) (1982-1991 гг.), в южных районах Омской области и в Северном Казахстане.

Известно, что до середины ХХ в. сурок степной был широко распространен в степной зоне Евразии до левого берега Иртыша, но в конце XIX – начале ХХ вв. его ареал стал быстро сокращаться. Современный ареал вида состоит из нескольких изолированных участков, которые располагаются в равнинных степях на юго-востоке Европы, Южном Урале и Северном Казахстане, а также на неко­торых сопредельных с ними территориях [4-5, 8, 10].

К началу 1970-х гг. сурок степной на территории Омской области был полностью уничтожен [10], как и в ряде других областей и краев [7]. После этого в 1977-1990 гг. в России было расселено 42 тыс. степных сурков в 158 административных районах на территории 21 области, но жизнеспособные поселения сформировались только в 26% случаев [7]; приведенный показатель оформлен, как реализованный краткосрочный прогноз, и современное состояние этих поселений не известно. В Омской области в конце ХХ в. также делались неоднократные попытки его реинтродукции разрозненными внесемейными особями, и они оказались безуспешны: в 1989-1990 гг. из Карагандинской области Казахстана; в 1997 г. из Оренбургской области России, – реинтродуценты вымерли в течение 3-7 последующих лет. Основными факторами неуспеха были указаны неподготовленные организаторами реинтродукции места вселения сурков; прямое уничтожение интродуцентов браконьерами, бесхозяйными и пастушьими собаками; воздействие фактора аномального подъёма грунтовых вод, отмеченного в тот период времени. Роль естественных врагов в уничтожении переселяемых особей была минимальна: лисица обыкновенная, корсак и хорь светлый могли добывать только молодых или ослабленных взрослых сурков, а волк в местах реинтродукции сурка в тот период отсутствовал. Некоторые, очень незначительные потери, в силу крайней редкости в период проводимой реинтродукции, сурки могли нести от курганника обыкновенного и орла степного [8]. В настоящее время медленное и малоуспешное восстановление популяции на юге области происходит только за счет естественного расселения особей с сопредельной территории Северного Казахстана.

Наиболее часто сурки селятся на территории семейными колониями – простейшими территориальными группировками. Колония занимает относительно обособленную и совместно используе­мую территорию. Такое поселение включает в свой состав преимущественно родственных особей, объединённых общностью зрительно-звуковых реакций [1-2]. По характеристике структуры населения сурков при пяти уровнях организации (отдельная особь; семейная группа (семья); парцелла (группа семей); дем (группа парцелл); популяция), можно выделить несколько уровней ее организации.

В насыщенной популяции в составе ряда демов и отдельных парцелл, естественно дополняемых разрозненными семейными группами и одиночными особями, имеется высокая численность особей и полная занятость участков и убежищ (постоянных, а отчасти и временных, нор), с наиболее полным использованием территории на лучших для обитания участках и средним – на остальных. При этом четко выделяются три зоны населенности (центральная зона – высокая плотность населения; периферийная зона - умеренная плотность населения; пограничная зона – низкая плотность населения). Такая популяция является наиболее эффективным репродуктором для расселения особей на сопредельные территории, и желательна для обеспечения полноценного сохранения тью переходов между образованиями различного содержания м средним –биологического многообразия территории и рационального природопользования [4-5].

В ненасыщенной популяции в составе ряда демов, разрозненных парцелл и отдельных семейных групп, естественно дополняемых разрозненными семейными группами и одиночными особями, имеется средняя численность особей и занятость большей части участков и убежищ, со средним использованием территории на лучших для обитания участках и малым – на остальных. При этом три зоны населенности выявляются недостаточно четко, и периферийная и пограничная зоны не разделяются (центральная зона - умеренная плотность населения; периферийная и пограничная зоны - низкая плотность населения); Такая популяция является малоэффективным репродуктором для расселения особей на сопредельные территории, но отвечает целям сохранения тью переходов между образованиями различного содержания м средним –биологического многообразия территории и рационального природопользования. При обеспечении соответствующей охраны, она может быть в относительно короткое время переведена в состояние насыщенной популяции и стать эффективным репродуктором [4-5].

Разреженная популяция возникает в результате перепромысла или истребле­ния членов семей с противоэпидемической целью. В разреженной популяции в составе ряда парцелл и разрозненных семейных групп при очень большой доле детенышей, естественно дополняемых одиночными особями, имеется низкая численность особей и занятость меньшей части участков и убежищ, с малым использованием территории на пригодных для обитания участках: большинство даже оптимальных семейных участков свободно. При этом не удается выделить зоны населенности из-за очаговости распределения при повсеместно низкой плотности населения. Такая популяция не может служить репродуктором для расселения особей на сопредельные территории, и мало отвечает целям сохранения тью переходов между образованиями различного содержания м средним –биологического многообразия территории и рационального природопользования. При наличии неблагоприятных условий существования сурков такая популяция легко инсуляризуется, и при сохранении отрицательных воздействий процесс внутрипопуляционного распада становится необратимым.

В случаях, когда популяция теряет свою целостность, разделяясь на отдельные фрагменты, связь между которыми прекращается, ее следует оценивать, как четвертый тип – инсуляризованную популяцию. В инсуляризованной популяции в составе отдельных семейных групп и одиночных особей, имеется крайне низкая численность особей и занятость отдельных частей участков и убежищ, с очень малым использованием территории на пригодных для обитания участках. Такая популяция совершенно не в состоянии служить репродуктором для расселения особей на сопредельные территории, и не отвечает целям сохранения тью переходов между образованиями различного содержания м средним –биологического многообразия территории и рационального природопользования. При наличии неблагоприятных условий существования сурков такая популяция становится вымирающей. Именно к такому типу относится современная популяция сурка степного на территории Омской области, причем имеющиеся инсулы под воздействием антропогенных факторов оказываются минимальны.

В сверхинсуляризованной популяции в составе одиночных особей и семейных пар, имеется единичная занятость отдельных частей участков и убежищ, с очень малым использованием территории на пригодных для обитания участках. Такая популяция является вымирающей, и не отвечает целям сохранения тью переходов между образованиями различного содержания м средним –биологического многообразия территории и рационального природопользования.

Между выделенными типами популяций имеются переходные типы [2, 4-5]. Будучи биологической саморегулируемой системой, популяция сурка степного под воздействием определенных факторов может совершать переходы из одного состояния в другое, напрямую или через ряд последовательных этапов, соответствующих указанным состояниям, длительность которых зависит от различных факторов [4-5].

На первое место среди факторов неуспеха реинтродукции сурка степного на ранее обитаемые территории, в частности, в Омской области, нами поставлено отсутствие системного подхода в решении вопроса. Исходя из понимания популяции, как биологической саморегулируемой системы, восстановление такого вида, как сурок степной, характеризующегося сложной внутрипопуляционной структурой, возможно только при условии воспроизведения в интродуцируемой группе как минимум трех уровней ее организации, от отдельных особей до парцелл (сложившихся групп семей) включительно. При этом на первом месте находится представляемый состав реинтродуцентов и полнота структурных компонентов переселяемой части популяции; количество интродуцируемых особей важно, но второстепенно. В этом случае успешность интродукции при среднесрочном прогнозе (около 10 лет) определяется нами, как средняя. Большая представленность структурных компонентов переселяемой части популяции возможна и желательна, но предполагается чрезвычайно затратной, хотя ожидаемая успешность интродукции на таком уровне наиболее высокая. При меньшей представленности структурных компонентов переселяемой части популяции успешность интродукции изменяется от низкой до полного отсутствия (табл.).

Таблица

Ожидаемая результативность реинтродукции сурка степного при различном составе реинтродуцентов

Количество

интродуцируемых

особей

Представляемый состав реинтродуцентов

Используемая территория

Занятость участков и убежищ

Результативность интродукции при среднесрочном прогнозе

От 1

одиночные особи

очень

ограниченная

отдельные части

отсутствует

от 10

фрагменты отдельных семейных групп и одиночных особей

очень

ограниченная

отдельные части

крайне низкая

от 10

полные семейные группы и одиночные особи

очень

ограниченная

отдельные части

низкая

от 20

ряд парцелл и разрозненных семейных групп

ограниченная

меньшая часть

средняя

от 200

отдельные демы, разрозненные парцеллы и отдельные семейные группы

мало

ограниченная

большая часть

высокая

Альтернативой этому является пассивное ожидание того времени, когда из сохранившихся насыщенных популяций на охраняемых территориях произойдет естественное расселение сурка степного на сопредельные территории, с надеждой на то, что там сформируются и сохранятся сначала отдельные семьи (семейные группы), затем из них сформируются группы семей (парцеллы), затем - группы парцелл (демов), и только после возникновения групп демов можно будет говорить о сформировавшейся полноценной популяции.

Сделанный четверть века назад прак­тический вывод [1-2] для методики реакклиматизации оказался недостаточен: для повышения эффекта приживания на новом месте при переселении сурков необходимо их отлавливать, транспортировать и выпускать не просто отдельными семейными группами, а парцеллами (сложившимися группами семей), и еще лучше - демами (группами парцелл). Несоблюдение, в силу незнания организаторами реинтродукции, популяционного подхода к реинтродукции степного сурка в Омской области, определило отсутствие ее результативности. Современная численность сурка степного на территории Омской области минимальна, поэтому восстановление численности вида и формирование полноценных популяций возможно только в результате разработки и реализации специальной программы, с созданием комплексных охраняемых природных территорий регионального значения. Наиболее оптимальным для сохранения сурка степного на территории Омской области было бы создание степного заповедника, где может быть обеспечено полноценное существование насыщенной популяции сурка степного в составе ряда демов и отдельных парцелл, естественно дополняемых разрозненными семейными группами и одиночными особями, как эффективного репродуктора для расселения особей на сопредельные территории и обеспечения полноценного сохранения тью переходов между образованиями различного содержания м средним – биологического многообразия территории и рационального природопользования на ней. 

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ:

  1. Бибиков Д.И. Повадки сурков // Охота и охотничье хозяйство, 1985. № 1. С. 12-14.
  2. Бибиков Д.И. Сурки. М.: Агропромиздат, 1989. 255 с.
  3. Гревцев В.И. Нормирование использования охотничьих животных // под ред. В.И. Машкина. Киров: ВНИИОЗ РАСХН, ВГСХА, 2008. С. 86-90.
  4. Кассал Б.Ю. Структура популяции как условие реинтродукции сурка степного (Marmota bobak) // Омская биологическая школа: Межвуз. сб. науч. тр. Ежегодник / под ред. Б.Ю. Кассала. Омск: Изд-во ОмГПУ, 2011. Вып. 8. С. 97-105.
  5. Кассал Б.Ю. О необходимости популяционного подхода к реинтродукции степного сурка // Степной бюллетень. 2014 (лето). № 41. С. 39-45.
  6. Красная книга Омской области / отв. ред. Сидоров Г.Н., Русаков В.Н. Омск: Изд-во ОмГПУ, 2005. 460 с.
  7. Машкин В. И. Биология промысловых зверей России. Киров: Вятская ГСХА, 2007. 424 с.
  8. Нефедов А.А. Сурок степной (байбак) в Омской области // Омская биологическая школа: Межвуз. сб. науч. тр. Ежегодник / под ред. Б.Ю. Кассала. Омск: Изд-во ОмГПУ, 2010. Вып. 7. 150 с.
  9. Присяжнюк В.Е., Назырова Р.И., Морозов В.В. и др. Россия. Красный список особо охраняемых редких и находящихся под угрозой исчезновения животных и растений. Ч. 1 (Позвоночные животные). М.: Наука, 2004. 304 с.
  10. Сидоров Г.Н., Кассал Б.Ю., Фролов К.В., Гончарова О.В. Пушные звери Среднего Прииртышья (Териофауна Омской области): монография. Омск: Изд-во Наука, Полиграф. центр КАН, 2009. 808 с. 

RIMSKI ŠANAC – IMPORTANT SITE OF PANNONIC LOESS STEPPIC FLORA AND VEGETATION IN SERBIA (VOJVODINA)

РИМСКИ ШАНЧЕВИ – ВАЖНЫЙ УЧАСТОК СРЕДНЕДУНАЙСКОЙ ЛЕССОВОЙ СТЕПНОЙ ФЛОРЫ В СЕРБИИ (ВОЕВОДИНА)

 

Ranko Perić, Biljana Panjković, Vida Stojšić

Ранко Перич, Бильяна Панькович, Вида Стойшич 

Institute for Nature Conservation of Vojvodina province

(Serbia, 21 000 Novi Sad, Radnička 20a) 

Институт Природоохраны Воеводины

(Сербия, 21 000 Новый Сад, Раднишка 20a)

e-mail: Этот адрес электронной почты защищён от спам-ботов. У вас должен быть включен JavaScript для просмотра.

 

Rimski šanac is one of the best preserved examples of Roman military fortification system earthworks in Pannonian Plain originating from the 3th century BC which is today important for its peculiar role as secondary habitat of endangered loess steppic flora and vegetation. In this article are discussed basic floristic and phytocoenological characteristic of Rimski šanac. Also we give the first complete list of biodiversity important vascular plant taxa according to national and international legislation.

Римски Шанчеви – это один из наиболее охраняемых участков бывших Римских военных фортификационных земляных укреплений на Среднедунайской равнине,  которые были сооружены в 3 веке до н.э. Эта территория сегодня играет чрезвычайно важную роль как вторичное местообитание  лессовой степной флоры и растительности, находящихся под угрозой исчезновения. В этой статье рассматриваются основные флористические и фитоценотические характеристики Римски Шанчеви. Также, мы приводим первый полный список биологически важных таксонов высшей сосудистой растительности, соответственно национальному и международному законодательству. 

Rimski šanac («Roman trench») is a military earthwork consisting of remnants of defensive wall and adjoining trench stretching for almost 24 km between Čurug-Bačko Gradište line and Pejićevi salaši on the northern part of Novi Sad (Fig. 1). Despite its name, which is suggesting its supposed Roman origin, Rimski šanac is according to the recent insights constructed by Sarmatian frontier tribes in the service of Roman emperors around 270 AD. as part of fortification system (Limes Sarmatiae) established in order to protect Roman Pannonia province from other Sarmatian and Germanic tribes from north and east [6].

Considering the centuries-long trends of landscape changes in Pannonian Basin based on human influences accompanied in particular with disappearance of pannonic steppic stands during the last 150 years, Rimski šanac is temporarily one of the best instances of preserved old secondary loess steppic vegetation sites in Serbia and beyond.

Flora and vegetation of Rimski šanac has never been studied in detail. Published sources [e. g. 2-5, 7-9]  and recent field studies suggest that most of vegetation types present on Rimski šanac (precisely, on earthwall) can be included in loess steppic grassland and pannonian termophilous thicket communities from alliances Festucion rupicolae Soó 1940 (Centaureo sadlerianae-Chrysopogonetum grylli S. Parabućski et Stojanović 1984), Artemisio-Kochion Soó 1959 (Agropyro-Kochietum prostratae Zólyómi 1958), Prunion spinosae R. Tx. 1952 (Prunetum spinosae s.l.) and Prunion fruticosae R. Tx. 1952 (Prunetum fruticosae (Oberd. 1957) Kornaš 1974) [cf. 11].

From the phytogeographical and conservation point the most important vascular plant species which are confirmed on field during the last year (2014) on Rimski šanac are: Adonis vernalis, Agropyron cristatum subsp. pectinatum, Ajuga laxmannii, Anthericum ramosum, Astragalus austriacus, Bassia prostrata, Carduus hamulosus, Dianthus giganteiformis subsp. giganteiformis, Dictamnus albus, Hypericum elegans, Inula germanica, I. hirta, I. oculus-christi, Iris variegata, Linaria angustissima (subsp. strictissima sensu Niketić), Linum flavum, Nepeta nuda, Prunus fruticosa, P. tenella, Ranunculus illyricus, Salvia austriaca, Senecio doria, Silene bupleuroides, Taraxacum serotinum, Vinca herbacea with additional recent literature records of Anemone sylvestris, Aster linosyris, Crocus reticulatus, Doronicum hungaricum, Pulsatilla pratensis, Sternbergia colchiciflora.

On the basis of list of plant taxa observed in investigated area a list of 28 national and international important taxa (25 species and 3 subspecies) was composed (Tab. 1). All these taxa are mentioned in national „Act standard for declaration and protection of strictly protected and protected willd species“ (Sl. Glasnik 5/10) whereby 6 of them are strictly protected. Also, according to National Red List [10] there is a considerable number (17) of species in following IUCN categories: four endangered (EN), eight vulnerable (VU) and five with combined categories (CR-VU, ENLC, VU-LC), due to insufficient available informations (DD).

On CITES list (Convention on International Trade in Endangered Species of Wild Fauna and Flora, Аppendix 2) are two species: Adonis vernalis, Sternbergia colchiciflora

Tab. 1. List of national and international important vascular plant taxa from Rimski šanac.

 

 

 

Taxa

The Red List of the Flora of Serbia

Strictly protected

Protected

Threat status

CITES

1

Adonis vernalis L./ гороцвет

ü

ü

 

VU

ü

2

Agropyron cristatum (L.) Gaertn. subsp. pectinatum (M. Bieb.) Tzvelev/ чешљаста пиревина

 

 

ü

 

 

3

Ajuga laxmannii (L.) Bentham/ Лаксманова ивица

ü

 

ü

VU

 

4

Allium atropurpureum Waldst. & Kit./ пурпурноцрни лук [1]

ü

 

ü

EN

 

5

Arabis nova Vill. [8] ?

ü

ü

 

EN

 

6

Bassia  prostrata (L.) A. J. Scott/ велики просуш

 

 

ü

 

 

7

Brassica elongata Ehrh. [8]

ü

 

ü

VU

 

8

Carduus hamulosus Ehrh.

 

 

ü

 

 

9

Centaurea sadlerana Janka/ Садлеров различак [8]

 

ü

 

 

 

10

Euclidium syriacum (L.) R. Br./ кљуноврат

 

 

ü

 

 

11

Gypsophila paniculata L./ шлајер [10]

 

 

ü

 

 

12

Hypericum elegans Stephan ex Willd./ витки кантарион

ü

 

ü

EN

 

13

Linaria angustissima (Loisel.) Borbás subsp. strictissima sensu Niketić/ ланилист

ü

 

ü

NT-LC (DD)

 

14

Melampyrum barbatum Waldst. & Kit. ex Willd./ челинац [8]

ü

 

ü

VU

 

15

Prunus fruticosa Pallas/ степска вишња

ü

ü

 

EN

 

16

Prunus tenella Batsch/ бадемић

ü

 

ü

VU

 

17

Ranunculus illyricus L./ илирски љутић

ü

ü

 

VU-NT (DD)

 

18

Salvia austriaca Jacq./ памук трава

ü

 

ü

VU

 

19

Senecio doria L./ жабија трава

ü

 

ü

VU

 

20

Silene bupleuroides L. subsp. bupleuroides/ дугоцветни пуцавац

 

 

ü

 

 

21

Sternbergia  colchiciflora Waldst. & Kit./ бабалушка

ü

 

ü

VU

ü

22

Taraxacum serotinum (Waldst. & Kit.) Poiret/ степски маслачак

ü

 

ü

VU-NT (DD)

 

23

Thymelaea passerina (L.) Cosson & Germ.

ü

 

ü

VU-NT (DD)

 

24

Trinia ramosissima (Fischer ex Trev.) Koch [5, 8]

ü

 

ü

VU-NT (DD)

 

25

Vinca herbacea Waldst. & Kit./ плавичасти зимзелен

 

ü

 

 

 

Fig. 1. Rimski šanac near Bačko Gradište-Čurug line.

Rimski šanac is part of the national ecological network of Serbia as habitat of the strongly protected and protected species and according to the ongoing workplan of the Institute for Nature Conservation of Vojvodina province is under evaluation for purposes of its official protection by state as  natural value

Римски Шанчеви («Римский ров» – дословно) – это комплекс военных земляных укреплений, состоящих из остатков оборонительной стены и примыкающего рва, который тянется  почти на 24 км между линией Чуруг-Бачко Градиште и Пейчеви салаши на севере Нового Сада (рисунок 1). Несмотря на название, которое предположительно носит римское происхождение, согласно недавним исследованиям обнаружено, что Римски Шанчеви построены приграничными сарматскими племенами, которые находились на службе у Римских императоров около 270 г. н.э., как часть фортификационной системы (Limes Sarmatiae), созданной для защиты Римской Паннонской (Среднедунайской)  провинции от других сарматских и германских племен с севера и востока [6]. 

Учитывая многовековый ход ландшафтных изменений на Среднедунайской низменности, вследствие деятельности человека, сопровождаемой, в частности, исчезновением паннонской (среднедунайской) степной среды на протяжении последних 150 лет, Римски Шанчеви сегодня является одним из самых лучших эталонных участков охраняемой вторичной лессовой степной растительности, как в Сербии, так и за ее пределами.  

Флора и растительность Римски Шанчеви никогда подробно не изучалась. Согласно опубликованным источникам [например, 2-5, 7-9] и недавним полевым исследованиям, можно предположить, что типы растительности, более всего встречающиеся в Римски Шанчеви (именно на земляных укреплениях) включают в себя лессовые степные грассланды и среднедунайские теплолюбивые растительные сообщества из Festucion rupicolae Soó 1940 (Centaureo sadlerianae-Chrysopogonetum grylli S. Parabućski et Stojanović 1984), Artemisio-Kochion Soó 1959 (Agropyro-Kochietum prostratae Zólyómi 1958), Prunion spinosae R. Tx. 1952 (Prunetum spinosae s.l.) and Prunion fruticosae R. Tx. 1952 (Prunetum fruticosae (Oberd. 1957) Kornaš 1974)  [11].

С фитогеографической и охранной точки зрения наиболее важные виды высших сосудистых растений, которые были обнаружены при полевых исследованиях в прошлом году (2014) в Римски Шанчеви следующие: Adonis vernalis, Agropyron cristatum subsp. pectinatum, Ajuga laxmannii, Anthericum ramosum, Astragalus austriacus, Bassia prostrata, Carduus hamulosus, Dianthus giganteiformis subsp. giganteiformis, Dictamnus albus, Hypericum elegans, Inula germanica, I. hirta, I. oculus-christi, Iris variegata, Linaria angustissima (subsp. strictissima sensu Niketić), Linum flavum, Nepeta nuda, Prunus fruticosa, P. tenella, Ranunculus illyricus, Salvia austriaca, Senecio doria, Silene bupleuroides, Taraxacum serotinum, Vinca herbacea с дополнительной документальной регистрацией Anemone sylvestris, Aster linosyris, Crocus reticulatus, Doronicum hungaricum, Pulsatilla pratensis, Sternbergia colchiciflora.

На основе списка таксонов растений, наблюдаемых на исследуемой территории, был сформирован перечень из 28 (25 видов и 3 подвида) важных национальных и международных таксонов (таблица 1). Все эти таксоны занесены в «Акт Стандартов Провозглашения и Защиты Особо Охраняемых Видов» (Правовая Система 5/10), причем 6 из них особо охраняемые. Также, согласно Национальной Красной Книге [10],  существует значительное количество видов (17) в следующих категориях МСОП: четыре – вымирающие виды, восемь – уязвимые виды и пять – комбинированные категории (виды на грани исчезновения – уязвимые, вымирающие – виды под наименьшей угрозой, уязвимые – виды под наименьшей угрозой), вследствие недостаточной информации. 

В Конвенции CITES (Конвенция по международной торговле исчезающими видами дикой флоры и фауны, Приложение 2) содержатся два вида: Adonis vernalis, Sternbergia colchiciflora

Таблица. 1. Перечень национальных и международных таксонов основных высших сосудистых растений в Римски Шанчеви.  

 

 

 

Таксон

Красная книга флоры Сербии

Особо охраняемые

Охраняемые

Статус угрозы

CITES Конвенция

1

Adonis vernalis L./ горицвет

ü

ü

 

VU

(уязвимые)

ü

2

Agropyron cristatum (L.) Gaertn. subsp. pectinatum (M. Bieb.) Tsvelev/ житняк гребеневидный

 

 

ü

 

 

3

Ajuga laxmannii (L.) Bentham/ живучка Лаксмана

ü

 

ü

VU

(уязвимые)

 

4

Allium atropurpureum Waldst. & Kit./ лук темно-пурпурный [1]

ü

 

ü

EN

(вымирающие)

 

5

Arabis nova Vill./ Арабис нова [8]

ü

ü

 

EN

(вымирающие)

 

6

Bassia  prostrata (L.) A. J. Scott/ кохия простертая

 

 

ü

 

 

7

Brassica elongata Ehrh./ рогачка хреновидная[8]

ü

 

ü

VU

(уязвимые)

 

8

Carduus hamulosus Ehrh./ чертополох крючочковатый

 

 

ü

 

 

9

Centaurea sadlerana Janka/ василек придунайский [8]

 

ü

 

 

 

10

Euclidium syriacum (L.) R. Br./ крепкоплодник сирийский

 

 

ü

 

 

11

Gypsophila paniculata L./ качим метельчатый [10]

 

 

ü

 

 

12

Hypericum elegans Stephan ex Willd./ зверобой изящный

ü

 

ü

EN

(вымирающие)

 

13

Linaria angustissima (Loisel.) Borbás subsp. strictissima sensu Niketić/ льнянка узколистая

ü

 

ü

NT-LC (DD)

(близкие к уязвимым -под наименьшей угрозой)

 

 

14

Melampyrum barbatum Waldst. & Kit. ex Willd./ марьянник бородчатый[8]

ü

 

ü

VU

(уязвимые)

 

15

Prunus fruticosa Pallas/ степная вишня

ü

ü

 

EN

(вымирающие)

 

16

Prunus tenella Batsch/ миндаль степной

ü

 

ü

VU

(уязвимые)

 

17

Ranunculus illyricus L./ лютик иллирийский

ü

ü

 

VU-NT (DD)

(уязвимые -близкие к уязвимым)

 

18

Salvia austriaca Jacq./ шалфей австрийский

ü

 

ü

VU

(уязвимые)

 

19

Senecio doria L./ крестовник

ü

 

ü

VU

(уязвимые)

 

20

Silene bupleuroides L. subsp. bupleuroides/ смолевка длиноцветковая

 

 

ü

 

 

21

Sternbergia  colchiciflora Waldst. & Kit./ штенбергия безвременниковоцветная

ü

 

ü

VU

(уязвимые)

ü

22

Taraxacum serotinum (Waldst. & Kit.) Poiret/ одуванчик осенний

ü

 

ü

VU-NT (DD)

(уязвимые -близкие к уязвимым)

 

23

Thymelaea passerina (L.) Cosson & Germ. /тимелея обыкновенная

ü

 

ü

VU-NT (DD)

(уязвимые -близкие к уязвимым)

 

24

Trinia ramosissima (Fischer ex Trev.) Koch /триния многоветвистая[5, 8]

ü

 

ü

VU-NT (DD)

(уязвимые -близкие к уязвимым)

 

25

Vinca herbacea Waldst. & Kit./ барвинок травянистый

 

ü

 

 

 

Рисунок. 1. Римски Шанчеви вдоль линии  Чуруг- Бачко Градиште.

Римски Шанчеви – это часть национальной экологической сети Сербии, являющейся ареалом особо охраняемых и охраняемых видов и соответственно текущему рабочему плану Института Охраны Природы Воеводины она находится под оценкой и  официальной защитой государства как национального достояния. 

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ:

  1. Anačkov G. (2009): Taksonomija i horologija roda Allium 1754 (Amaryllidales, Alliaceae) u Srbiji. Univerzitet u Novom Sadu, doktorska disertacija.
  2. Boža P., Anačkov G., Igić R., Vukov D., Polić D. (2005): Flora „Rimskog šanca“ (Vojvodina, Srbija). In: 8 Simpozijum o flori jugoistočne Srbije i susednih regiona, Apstrakti, Niš 20-24. 06. 2005. (Ur. N. Ranđelović), str. 55. 27. avgust“, Niš.
  3. Boža P., Anačkov G., Igić R., Vukov D. (2007): Floristic Rarities of Rimski Šanac (Vojvodina, Serbia). Collection of Papers Devoted to Academician Kiril Micevski 141-156. Macedonian Academy of Sciences and Arts, Skopje.
  4. Butorac B., Stojanović S., Stojšić V. (1992): Specificities in the vegetation of unprotected band of river Tisza. Tiscia (Szeged) 26: 37-41.
  5. Butorac B. (1998): Der Zustand der rezenten Flora und Vegetation des Plateaus von Titel/ Stanje recentne flore i vegetacije Titelskog platoa. Hänsel B., Medović P. (Eds.): Feudvar, Ausgrabungen und Forschungen in einer Mikroregion am Zusammenfluß von Donau und Theiß I, Das Plateau von Titel und die Šajkaška, Archäologische und naturwissenschaftliche Beiträge zu einer Kulturlandschaft, Prähistorische Archäologie in Südosteuropa, Band 13 281-303, Verlag Oetker/ Voges, Kiel.
  6. Димитријевић Д. (1975): Сармати и Римљани, In: „Шајкашка, историја I“ (ур. С. Гавриловић), стр. 34-67. Матица српска, Војвођански музеј, Нови Сад.
  7. Никетић, Стевановић В. (2012): Silene L., In: Флора Србије 2 (Ур. В. Стевановић), 372-469. Српска академија наука и уметности, Белград.
  8. Parabućski S., Stojanović S. (1985): Prilog poznavanju stepske vegetacije južnog oboda Panonske nizije. Bilten društva ekologa Bosne i Hercegovine, serija B, br. 4(III): 123-131.
  9. Парабућски С. (1990): Неке одлике долинских ливада на подручју Војводине. Матица Српска, зборник за природне науке 79: 107-118.
  10. Prodán, Gy. (1915): Bács-Bodrog vármegye flórája. Magyar Botanikai Lapok 14 (5/12): 120-269. Budapest.
  11. Stevanović V., Jovanović S., Lakušić D., Niketić M. (1999): Karakteristike i osobenosti flore Srbije i njen fitogeografski položaj na Balkanskom poluostrvu i u Evropi, In: Crvena knjiga flore Srbije 1 (Ur. Stevanović, V.), str. 9-18. Ministarstvo za životnu sredinu Republike Srbije, Biološki fakultet Univerziteta u Beogradu, Zavod za zaštitu prirode Republike Srbije.
  12. Стевановић В. (Ур.) (2002): Прелиминарна Црвена листа флоре Србије и Црне Горе према критеријумима IUCN-а из 2001 године. Београд (manuscr.).

TRAJECTORY ANALYSIS – AN EFFICIENT METHOD TO STUDY LONG-TERM CHANGE OF HABITATS: A CASE STUDY FROM THE PANNONIAN FOREST STEPPES

ТРАЕКТОРНЫЙ АНАЛИЗ – ЭФФЕКТИВНЫЙ МЕТОД ИЗУЧЕНИЯ ДОЛГОСРОЧНЫХ ИЗМЕНЕНИЙ ЕСТЕСТВЕННОЙ СРЕДЫ ОБИТАНИЯ: ИССЛЕДОВАНИЕ НА КОНКРЕТНОМ ПРИМЕРЕ СРЕДНЕДУНАЙСКИХ ЛЕСОСТЕПЕЙ

 

Biró Marianna, Molnár Zsolt

Биро Марианна, Жолт Молнар 

MTA Centre for Ecological Research, Institute of Ecology and Botany

(Alkotmany street 2-4., H-2163 Vácrátót, Hungary) 

Центр экологических исследований Венгерской академии наук,

Институт экологии и ботаники

(ул. Алкотмани 2-4, H-2163, г. Вацратот, Венгрия)

e-mail: Этот адрес электронной почты защищён от спам-ботов. У вас должен быть включен JavaScript для просмотра.

 

Trajectory analysis is a frequently applied method for studying landscape change. We studied the change of forest-steppe habitats in the Kiskunság region. A spatio-temporal database was prepared using historical maps, aerial photos and satellite images from 1783, 1883, 1954, and 2009. We showed a varied past history and high diversity of land-use change trajectories in sand dune areas.

Траекторный анализ – это часто используемый метод для изучения ландшафтных изменений. Мы изучили изменения местообитания в лесостепях Кушкуншага. При помощи исторических карт, аэроснимков и спутниковых снимков за 1783, 1883, 1954 и 2009 гг. была подготовлена пространственно-временная база данных. Показана предыстория и высокое разнообразие траекторий изменения землепользования на песчаных территориях. 

Introduction

One of the most important drivers of biodiversity loss is human landscape transformation. Since landscape change has deep roots in the past, ecological processes must be viewed in a historical context. The past also is a reference point not only for understanding the present landscape, but for planning or predicting the future. Long-term study of past processes is important, because it can reveal continuity, interactions, turnover and degree of change at different levels, from within-community patch dinamics to landscape scale processes.

In order to investigate the relationship between landscape change and ecological processes, changes in landscape pattern are studied most often with the help of a time-series of maps or remotely sensed data. The goals of such studies are mainly to measure the change in landscape structure, diversity, stability and fragmentation, to assert a relationship to biodiversity loss, and to model landscape change and their underlying socio-economic driving forces.

One of the most important methods for studying landscape transitions is the identification of landscape change trajectories (Käyhkö and Skånes 2006, Swetnam 2007). Landscape change trajectory analysis focuses more on processes than states or patterns. The use of trajectories allows for a more qualitative representation of spatial data, where areas with the same land-cover class today can be thematically separated due to different land-use and land-cover history. The analysis requires at least three points of time and is more complicated owing to the necessary grouping of change trajectories. As the approach is primarily retrospective, the focus is on the development of the present-day landscape (Käyhkö and Skånes 2008). The analysis is usually applied to temporal tracking of land-cover patches, and grassland or forest continuity, to study succession, urbanization, and even to quantify the variability of landscape fragment histories. The goal of our study was to apply trajectory analysis to study habitat changes in a forest steppe region (Kiskunság, Hungary). 

Materials and methods

Study area

We conducted our study in the central part of the Kiskunság sand ridge in Hungary (Molnár 2003, Molnár et al. 2012). A 4.8 x 4.8 km sample quadrat (46o52’ – 46o55’N; 19o23’ – 19o27’E) was selected near the village of Fülöpháza. The Danube–Tisza Interfluve is a lowland alluvial fan. It is composed primarily of sand and loess layers that were rearranged by wind several times during the Pleistocene and Holocene. The main soil types are calcareous sand soils with humus content below 3%. The climate is continental with annual temperature of 10-11oC. The annual precipitation is 550-600 mm. This area is part of the forest-steppe biome in the Pannonian biogeographic region with a mosaic of several dry and wet, and salt affected habitat types due to diverse abiotic patterns. The area is characterized by widespread small-scale farming from the second half of the 18th century with a peak extension in the 1950’s. The present landscape is dominated by agricultural areas, semi-natural grasslands and non-native tree plantations.

Data analyses

The site was subject to repeated habitat mapping (Bagi 2000, Szitár 2010) following a standardized protocol (Takács and Molnár 2009). Habitats were classified into categories according to the National Habitat Classification System (Á-NÉR, Bölöni et al. 2007, 2011). For choosing the studied time periods, we relied on cartographical sources that are broadly available, and cover large areas. These maps are the ones that have been used the most in time series studies in Central Europe: 1773-1774 (T1, I. Military Survey), 1883-1884 (T2, III. Military Survey), 1953-1959 (T3, Gauss-Krüger Topographic Military Map of Hungary), 2005-2010 (T4, BingMaps online, ArcGIS/BaseMaps). ArcGIS 10 software (ESRI) was used for managing datasets and maps and performing spatial analyses.

Land-cover categories were established on the basis of categories shown on the historical maps (grassland, forest, wetland, arable land, vineyard-orchard, built-in area). Habitat types of the three historical time periods were reconstructed from historical land-cover types using DEM-5, aerial photographs from 1954, present field knowledge, oral history data from local inhabitants, soil data, and knowledge of degradation and regeneration processes of habitat types.

By step-by-step intersection of time layers of habitat maps, we assembled a spatio-temporal polygon database and habitat transition matrices. Trajectory analysis was carried out following the polygon-based model of Käyhkö and Skånes (2006). Trajectories were described in the backward direction (retrospective way). Trajectories were described as snap-shot sequences of habitats according to the time periods represented by the historical maps (i.e. GGFF means grassland in T1, T2 and forest in T3 and T4).

Results and discussions

Using the land-cover approach, the most pronounced path leading to current grasslands was continuous grassland (22%). The second most important path was represented by grasslands ploughed by the 1950s (T2-T3) then abandoned later. Thirteen percent of the current grasslands were mapped in the 19th century as forest (GFGG). Another important trajectory leading to grasslands was vineyards/orchards established before 1950 and abandoned later (GGVG, GFVG). For the most part, forests developed from grasslands that were ploughed between T2 and T3, then were transformed into forests (GGAF 29%). An additional 19 and 12% of forests were those that changed from grasslands to forests during the T2-T3 or T3-T4 periods (GGFF, GGGF), respectively.

Thirty one percent of the open sand grasslands existed continuously throughout the last two centuries. Open sand grasslands with trajectories through poplar-juniper scrub (51%), which is characterized by shrub encroachment at times, also is considered as semi-natural open sand vegetation. Thus, 82% of the current open sand grasslands can be regarded as ancient. Closed sand steppe, on the other hand, covers only 0.34% of the studied landscape, but 86% of it are considered as ancient. 35% of the existing poplar-juniper scrubs developed from arable land or vineyards/orchards after abandonment, and only 64% can be regarded as continuously natural vegetation. All trajectories of poplar-juniper scrub started from open sand grasslands, and even the trajectories of the existing plantations on 70% of their area may be traced back to this habitat in the 18th century.

Fig. 1. Retrospective trajectories of present-day land-cover and habitat types at Fülöpháza (Hungary) on the basis of spatio-temporal polygon database. Width of lines corresponds to the percent of trajectories belonging to a certain land-cover and habitat category. Changes larger than 20% are shown with thick lines, transitions between 6-20% with thin lines, 3-6% with dotted lines. A/ Trajectories of present-day land-cover types (grasslands and forests). B/ Trajectories of the main present-day habitat types. 

Changes in the three time periods could be explained by different processes and driving forces affecting habitats differently (Biró et al. 2013a, b). Ploughing between T1-T2 affected only one habitat type, the closed sand steppe. Spontaneous shrub encroachment took place on open sand grasslands during the 19th century. An important part of stabilization of drifting sand in the region was the transformation of open sand grasslands on poor-fertility soils into vineyards and orchards (it was subsidized by the government in the first part of the 20th century). By now in the wider Kiskunság region 92% of the open sand grasslands was lost during the last 200 years (Biró and Molnár 1998, Biró et al. 2013a), fifty percent of them have been turned into tree plantations. It was noticeable that those that survived till today had a large variety of non-marked trajectories. This calls the attention to the varied past history and high diversity of land-use change in sand dune areas. Cultivated areas often turned into grasslands or forests after the 1950s (T3-T4). Trajectory analyses indicated that these areas were originally mainly open sand grasslands and poplar-juniper scrubs. These habitats were ploughed at the latest, and abandoned the earliest. Wetland habitats (especially mesotrophic wet meadows and Molinia meadows) remained relatively stable. These areas were worthy of ploughing only after draining them in the 1960s, and following the droughts in the 1980s. The vegetation of salt lakes also underwent transformation and developed mainly into marshes and meadows by the 21st century.

In the 18th century, the study area was almost devoid of forests. During the period of T1-T2, open sand grasslands were spontaneously taken over by shrubs, then from T2, the increase in forest cover was attributed to afforestation and transformation to tree plantations. Afforestation began in the 19th century to stabilize blowing sand, and continued after WWI to make up for the loss of mountain forests (Molnár, 2003). In the second half of the 20th century, afforestation on the poorest sandy soils with increasingly intensive methods was required in the socialist five-year plans.

Conclusions

We conclude that information on the diversity of histories may serve as a basis for spatially explicit conservation management (Käyhkö and Skånes, 2008). It can help to select areas to be protected, and thus may greatly contribute to a more efficient conservation management of key habitats.

Prediction of future landscape changes also requires the understanding and integration of past landscape trends, current landscape change processes and feedbacks, and the incorporation of plausible assumptions or scenarios. In light of climate change, modelling the future possible transformations of certain habitats is getting to the forefront of research. Trajectory analysis may also play a fundamental role in modelling sensitivity to climate change. This analysis may answer such questions as to what degree a habitat was stable on the long run, how much change it has already undergone, and whether there are either back and forth habitat transformations and alternating degradative and regenerative stages, or the habitat history is rather monotonous and trend-like.

We argue that trajectory analysis provides basic, valuable, and hardly replaceable information that help better understand the long-term landscape-scale ecological processes and develop a more sustainable system of landscape and nature conservation management. 

Our research was financed by the project «Sustainable Conservation on Hungarian Natura 2000 Sites (SH/4/8)» within the framework of the Swiss Contribution Program. 

REFERENCES:

  1. Bagi, I. 2000. Habitat mapping and description of the 5x5 km sample plot «T5x5_099 Kiskunság/ Fülöpháza» in the Hungarian Biodiversity Monitoring Project. KvVM TvH, MTA ÖBKI, Vácrátót.
  2. Biró, M. and Zs. Molnár. 1998. Vegetation and land-use history in the sand dunes of the Duna-Tisza köze from the 18th century and the mapping of landscape types of the late 18th century. Történeti Földrajzi Füzetek. 5: 1-34. In Hungarian with shortened English version.
  3. Biró, M., B. Czúcz, F. Horváth, A. Révész, B. Csatári and Zs. Molnár. 2013a. Drivers of grassland loss in Hungary during the post-socialist transformation (1987–1999). Landscape Ecol. 28: 789-803.
  4. Biró, M., K. Szitár, F. Horváth, I. Bagi, Zs. Molnár. 2013b. Detection of long-term landscape changes and trajectories in a Pannonian sand region: comparing land-cover and habitat-based approaches at two spatial scales. Community Ecology14: 219-230.
  5. Bölöni J., Zs. Molnár and A. Kun. 2011. Habitats of Hungary. A description and guide to Hungarian vegetation. MTA ÖBKI, Vácrátót. In Hungarian.
  6. Bölöni, J., Zs. Molnár, E. Illyés and A. Kun. 2007. A new habitat classification and manual for standardized habitat mapping. Annali di Botanica nouva serie. 7: 105-126.
  7. Käyhkö, N. and H. Skånes 2008. Retrospective land cover/land use change trajectories as drivers behind the local distribution and abundance patterns of oaks in south-western Finland. Landscape Urban Plan. 88(1): 12–22.
  8. Käyhkö, N. and H. Skånes. 2006. Change trajectories and key biotopes - Assessing landscape dynamics and sustainability. Landscape Urban Plan. 75 (3-4): 300-321.
  1. Molnár, Zs. (ed.) 2003. Sanddunes in Hungary, Kiskunság. Természetbúvár Alapítvány Kiadó, Budapest. In Hungarian
  2. Molnár, Zs., M. Biró, S. Bartha and G. Fekete. 2012. Past Trends, Present State and Future Prospects of Hungarian Forest-Steppes. In: M.J.A. Werger, and M.A. van Staalduinen (eds.), Eurasian Steppes. Ecological Problems and Livelihoods in a Changing World. Springer, Dordrecht, Heidelberg, New York, London. pp. 209-252.
  3. Swetnam, R.D. 2007. Rural land use in England and Wales between 1930 and 1998: Mapping trajectories of change with a high resolution spatio-temporal dataset. Landscape Urban Plan. 81: 91–103.
  4. Szitár K. 2010. Report of the remapping and description of the 5x5 km sample plot «T5x5_099 Kiskunság/Fülöpháza» in 2009-2010. Research report, in Hungarian. KvVM TvH, MTA ÖBKI, Vácrátót.
  5. Takács, G. and Zs. Molnár. (eds.) 2009. Habitat mapping. Handbooks of National Biodiversity Monitoring System IX. MTA ÖBKI - KvVM, Vácrátót – Budapest. http:// novenyzetiterkep.hu/?q=magyar/publikaciok/node/374. 

Предисловие

Одним из наиболее важных факторов, приведшим к потере биоразнообразия, является антропогенная трансформация ландшафта. Так как изменение ландшафта уходит корнями в прошлое, экологические процессы необходимо рассматривать в историческом контексте. Прошлое также является опорной точкой не только для понимания настоящего ландшафта, но и для планирования и прогнозирования событий будущего. Длительное изучение процессов в прошлом является чрезвычайно важным, так как открывает продолжительность, взаимодействие, круговорот и степень изменений на различных уровнях, от динамичных процессов  на небольших участках земли в пределах сообщества до ландшафтного масштаба.  

Чтобы выявить взаимосвязь между изменением ландшафта и экологическими процессами, трансформация ландшафтной системы чаще всего исследуются при помощи карт временного ряда или дистанционных данных. Целью таких исследований является, главным образом, оценка трансформации ландшафтной структуры, изменения в разнообразии, устойчивости и фрагментации, установление связи при утрате биоразнообразия, а также моделирование ландшафтных изменений и социально-экономических движущих сил, лежащих в основе этих изменений.

Одним из наиболее важных методов изучения ландшафтного перехода является идентификация траекторий ландшафтных изменений (Käyhkö и Skånes 2006, Swetnam 2007). Траекторный анализ ландшафтных изменений сфокусирован больше на процессе, чем на структурах или моделях. Применение траекторий позволяет более качественно представить пространственные данные, где территории с одним и тем же видом земного покрова сегодня могут быть тематически выделены вследствие различной истории земного покрытия и землепользования. Анализ проводится, по меньшей мере, в трех временных точках и является более сложным из-за необходимости классификации траекторных изменений. Так как этот подход преимущественно опирается на прошлое, в центре находится развитие современного ландшафта (Käyhkö и Skånes 2008). Анализ обычно используется для временного отслеживания очагов земного покрова и для наблюдения за грассландами или лесонасаждениями, для изучения сукцессии, урбанизации и даже для измерения изменчивости ландшафтной системы в истории. Целью нашего исследования является применение траекторного анализа для изучения изменений естественной среды обитания в лесостепном регионе (Кушкуншаг, Венгрия).   

Материалы и методы

Территория изучения

Мы провели наши исследования в центральной части песчаного гребня Кушкуншаг в Венгрии (Molnár 2003, Molnár и др. 2012). Около деревни Фюлопажа был выделен участок 4,8 x 4,8 км (46o52’ – 46o55’N; 19o23’ – 19o27’E). Междуречье Дуная-Тисы является аллювиальной низиной. Оно состоит преимущественно из песка и лессовых слоев, которые передвигались ветром несколько раз на протяжении плейстоцена и голоцена.  Основной тип почвы здесь – это известковые песчаные почвы с содержанием гумуса ниже 3%. Климат континентальный со среднегодовой температурой 10-11oC. Среднегодовое количество осадков 550-600 мм. Эта область является частью лесостепного биома Среднедунайского биогеографического региона с  вкраплением нескольких засушливых и влажных, а также находящихся под воздействием соли видов местообитаний вследствие разнообразия неживой системы.  Эта территория характеризуется многочисленными мелкими хозяйствами второй половины 18 в., которые получили максимальное распространение в 1950-х гг. В существующем ландшафте сельскохозяйственные территории, полуестественные грассланды и искусственные лесонасаждения являются доминирующими.

Анализ данных

Участок стал предметом повторного картографирования мест обитания (Bagi 2000, Szitár 2010), с последующим типовым протоколом (Takács и Molnár 2009). Места обитания были классифицированы по категориям, в соответствии с Системой классификации национальных мест обитания (Á-NÉR, Bölöni и др. 2007, 2011). Для выбора изучаемого периода времени, мы полагались на картографические источники, которые являются широко доступными, и на почвенное покрытие на огромных территориях. Именно эти карты использовались во время самых известных изучений временного ряда в Центральной Европе: 1773-1774 (T1, I. Военные Исследования), 1883-1884 (T2, III. Военные Исследования), 1953-1959 (T3, Gauss-Krüger Топографическая военная карта Венгрии), 2005-2010 (T4, BingMaps онлайн, ArcGIS/BaseMaps). Для управления базами данных, картами и предоставления пространственного анализа использовалась программа ArcGIS 10 (ESRI).

Были установлены категории почвенного покрова на основе категорий, указанных на исторических картах (грассланды, леса, болотные угодья, пахотные земли, виноградники и фруктовые сады, строительные участки). Типы мест обитания в трех исторических периодах были реконструированы посредством исторических  типов почвенного покрова при помощи DEM-5, аэроснимков с 1954 г., современного полевого опыта, устных исторических данных, полученных от местных жителей,  почвенных данных и при исследовании процессов деградации и регенерации  в разных ареалах. 

Пошагово пересекая временные слои на картах мест обитания, мы собрали пространственно-временную базу данных и переходные формы ареалов. Был проведен траекторный анализ по многогранной модели Käyhkö и Skånes (2006). Траектории были описаны в обратном направлении (ретроспективный метод). Они были описаны как краткая характеристика ряда ареалов, в соответствии со временем представленным на исторических картах (то есть, GGFF означает грассланд в Т1, Т2 и лес в Т3 и Т4).   

Результаты и обсуждения

Используя подход почвенного покрова, наиболее отчетливая траектория, которая ведет к современным грассландам – это постоянные грассланды (22%). Второй наиболее важный траекторией являются грассланды, распаханные в 1950-х гг. (Т1-Т2), которые затем были заброшены. 13% современных грассландов были нанесены на карты в 19 в. как лес (GFGG). Другой важной траекторией, ведущей к грасландам – это бывшие виноградники/фруктовые сады, посаженные до 1950-х гг. и заброшенные позднее (GGVG, GFVG). Большая часть – это леса, выросшие на грассландах, которые были распаханы между Т2 и Т3, и которые затем преобразовались в леса (GGAF 29%). Остальные 19 и 12% лесов – это те, которые преобразовались из грассландов на протяжении периодов T2-T3 или T3-T4 (GGFF, GGGF), соответственно.

31% открытых песчаных грассландов постоянно существовали на протяжении последних двух веков. Открытые песчаные грассланды с траекторией через тополино-можжевеловую поросль (51%), характеризуются  постоянной инвазией кустарника, и также рассматриваются как грассланды с полуестественной открытой песчаной растительностью. Таким образом, 82% текущих открытых песчаных грассландов можно отнести к старым. С другой стороны, закрытая песчаная степь занимает только 0,34% изучаемого ландшафта, и ее 86% считаются старыми. 35% существующей тополино-можжевеловой поросли развилось на пахотных землях или виноградниках/фруктовых садах после прекращения обработки земли, и только 64% кустарника можно рассматривать как постоянную естественную растительность. Все траектории тополино-можжевеловой поросли начинаются от открытых песчаных грассландов, и даже траектории существующих насаждений на 70% территории совпадают с траекториями ареалов 18 века.

Рисунок 1. Ретроспективные траектории современного почвенного покрова и типы местообитаний в Фюлопаже (Венгрия) на основе пространственно-временной многоуровневой базы данных.

Ширина линий соответствует современным траекториям, которые характеризуются определенным почвенным покровом и категорией местообитания. Изменения свыше 20% показаны толстыми линиями, переход между 6-20% тонкими линиями, 3-6% пунктирными линиями.  А/ Траектории современных типов ландшафта (грассланды и леса). В/ Траектории основных типов современных ареалов. 

Изменения за три временных периода можно объяснить различными процессами и движущими силами, по-разному влияющими на среду обитания (Biró и др. 2013a,b). Распашка в период T1-T2 повлияла только на один тип ареала – закрытую песчаную степь. Стихийная инвазия кустарника происходила на открытых песчаных грассландах на протяжении 19 века. Укрепление сыпучих песков в регионе произошло, благодаря  трансформации открытых песчаных грассландов на малоплодородных почвах в виноградники и фруктовые сады (субсидированное правительством в первой половине 20 в.). К настоящему времени в районе Кушгуншаг  за последние 200 лет было утеряно 92% открытых песчаных гарссландов (Biró и Molnár 1998, Biró и др. 2013a), из них 50% были трансформированы в лесонасаждения. Стоит заметить, что те грассланды, которые сохранились до сегодняшнего дня, имели высокое разнообразие неотмеченных траекторий. Это привлекает внимание к разнообразной предыстории и высокому разнообразию землепользования на песчаных территориях.  Обрабатываемые территории часто преобразовывались в грассланды или леса после 1950-х гг.(T3-T4). Траекторный анализ показал, что эти территории, по своему происхождению, были в основном открытыми песчаными грассландами и тополино-можжевеловым кустарником. Эти места обитания распахали позже всех и раньше всех забросили.  Болотные места обитания (особенно мезотрофные влажные луга и злаковые луга Molinia) остались относительно устойчивыми. Эти территории стали объектом внимания для распашки только после их осушения в 1960-х гг. и последующей засухи в 1980-х гг. Растительность соленых озер также подверглась трансформации, и к 21 веку развивалась, главным образом, в болотах и лугах. 

В 18 в. территория изучения почти избежала облесения. На протяжении периода Т1 – Т2 открытые песчаные грассланды стихийно покрылись кустарником, затем начиная с Т2 замечено повышение лесного покрытия, что  связано с облесением и преобразованием грассландов в лесонасаждения. Облесение началось в 19 веке для фиксации перемещающегося песка и продолжилось после I Мировой войны, чтобы возместить утрату горных лесов (Molnár, 2003). Во второй половине 20 века облесение на беднейших песчаных почвах, используя в большей степени интенсивные методы, было запланировано социалистической пятилеткой.

Заключение

В заключение хотелось бы сказать, что информация относительно исторического разнообразия может служить основой для пространственного природоохранного управления (Käyhkö и Skånes 2008). Это может помочь выделению территории для охраны, и, таким образом, внести больший вклад в более эффективное природоохранное управление ключевыми ареалами.

Прогнозирование изменений будущего ландшафта также требует осознания и объединения направлений прошлого ландшафта, текущих изменений ландшафта и разработки убедительных предположений и сценариев. В свете изменения климата, моделирование возможных трансформаций определенных мест обитания в будущем выходит на первый план.  Траекторный анализ может также играть фундаментальную роль в моделировании  восприимчивости к изменению климата. Этот анализ отвечает на следующие вопросы: до какой степени местообитание было устойчивым при длительном переходе, скольким изменениям оно уже подвергалось и  происходят ли еще трансформации местообитания вперед или назад, существуют ли еще перемежающиеся деградционные и регенеративные стадии, или история местообитания  является скорее однообразной и проявляется как тенденция. 

Мы считаем, что траекторный анализ предоставляет базовую, важную и незаменимую информацию, которая помогает лучшему осмыслению долгосрочных экологических процессов  в рамках ландшафта и создает более устойчивую систему ландшафтного и природоохранного управления.

Наше исследование финансировалось из проекта «Устойчивая охрана Венгерской природы 2000 (SH/4/8)» в рамках Швейцарской  Программы. 

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ:

  1. Bagi, I. 2000. Картографирование и описание образцового участка 5х5 км «Т5х5_099 Кушкуншаг/Фюлопажа» в проекте мониторинга биоразнообразия Венгрии. Вашратот. [Habitat mapping and description of the 5x5 km sample plot «T5x5_099 Kiskunság/ Fülöpháza» in the Hungarian Biodiversity Monitoring Project. KvVM TvH, MTA ÖBKI, Vácrátót].
  2. Biró, M. and Zs. Molnár. 1998. Растительность и история землепользования на песчаных дюнах междуречья Дуная-Тисы с 18 века и картографирование ландшафтных типов в конце 18 века. На венгерском яз. с сокращенной англ. версией. [Vegetation and land-use history in the sand dunes of the Duna-Tisza köze from the 18th century and the mapping of landscape types of the late 18th century]. Történeti Földrajzi Füzetek. 5: 1- 34.
  3. Biró, M., B. Czúcz, F. Horváth, A. Révész, B. Csatári and Zs. Molnár. 2013a. Факторы утери грассландов в Венгрии на протяжении постсоциалистических преобразований (1987-1999). [Drivers of grassland loss in Hungary during the post-socialist transformation (1987–1999)]. Landscape Ecol. 28: 789-803.
  4. Biró, M., K. Szitár, F. Horváth, I. Bagi, Zs. Molnár. 2013b. Выявление долгосрочных ландшафтных изменений и траектории в Среднедунайском песчаном районе: сравнение земного покрытия и подходов, основанных на ареалах в двух пространственных рамках. [Detection of long-term landscape changes and trajectories in a Pannonian sand region: comparing land-cover and habitat-based approaches at two spatial scales]. Community Ecology14: 219-230.
  5. Bölöni J., Zs. Molnár and A. Kun. 2011. Места обитания Венгрии. Описание растительности Венгрии. На венгер. яз. [Habitats of Hungary. A description and guide to Hungarian vegetation]. MTA ÖBKI, Vácrátót.
  6. Bölöni, J., Zs. Molnár, E. Illyés and A. Kun. 2007. Новая классификация места обитания и руководство по стандартизированному картографированию ареалов. [A new habitat classification and manual for standardized habitat mapping]. Annali di Botanica nouva serie. 7: 105-126.
  7. Käyhkö, N. and H. Skånes 2008. Ретроспективное изменение траекторий земного покрытия/землепользования как движущая сила местного распределения и изобилие дубрав на юго-западе Финляндии. Ландшафтный Городской План 88(1): 12- [Retrospective land cover/land use change trajectories as drivers behind the local distribution and abundance patterns of oaks in south-western Finland. Landscape Urban Plan. 88(1) : 12-22].
  8. Käyhkö, N. and H. Skånes. 2006. Изменение траекторий и ключевой биоты – оценка ландшафтной динамики и устойчивости. Ландшафтный Городской План. 75 (3-4), стр. 300-321. [Change trajectories and key biotopes – Assessing landscape dynamics and sustainability. Landscape Urban Plan. 75 (3-4): 300-321].
  9. Molnár, Zs. (ed.) 2003.Песчаные дюны в Венгрии, Кушгуншаг. На венг. яз. [Sanddunes in Hungary, Kiskunság]. Természetbúvár Alapítvány Kiadó, Budapest.
  10. Molnár, Zs., M. Biró, S. Bartha and G. Fekete. 2012. Направления в прошлом, современное состояние и перспективы будущего Венгерских лесостепей. [Past Trends, Present State and Future Prospects of Hungarian Forest-Steppes]. In: M.J.A. Werger, and M.A. van Staalduinen (eds.), Степи Евразии. Экологические проблемы и средства существования в изменяющемся мире. Спрингер, Дордрехт, Хейдельберг, Нью-Йорк, Лондон. с. 209-252.[ Eurasian Steppes. Ecological Problems and Livelihoods in a Changing World. Springer, Dordrecht, Heidelberg, New York, London. pp. 209-252].
  11. Swetnam, R.D. 2007. Сельское землепользование в Англии и Уэллсе с 1930 по 1998 года: картографирование траекторий изменений с высоким разрешением пространственно-временных данных. Ландшафтный Городской План. 81: с. 91- [Rural land use in England and Wales between 1930 and 1998: Mapping trajectories of change with a high resolution spatio-temporal dataset. Landscape Urban Plan. 81: 91–103].
  12. Szitár K. 2010. Отчет о повторном картографировании и описание образцового участка «Т5х5_099 Кушкуншаг/Фюлопажа» в 2009-2010 г. Отчет исследования. На венг.яз. [Report of the remapping and description of the 5x5 km sample plot «T5x5_099 Kiskunság/Fülöpháza» in 2009-2010]. KvVM TvH, MTA ÖBKI, Vácrátót.
  13. Takács, G. and Zs. Molnár. (eds.) 2009. Картографирование мест обитания. Справочник мониторинга системы национального биоразнообразия IX. Вацратот – Будапешт. [Habitat mapping. Handbooks of National Biodiversity Monitoring System IX. MTA ÖBKI – KvVM, Vácrátót – Budapest]. http://novenyzetiterkep.hu/?q=magyar/publikaciok/node/374

АВТОХТОННЫЕ ВИДЫ РОДА SALIX L. В СТЕПНОЙ ЗОНЕ УКРАИНЫ

INDIGENOUS SALIX L. SPECIES IN THE STEPPE ZONE OF UKRAINE

 

Л.П. Ищук1, Н.П. Голуб2

L.P. Ishchuk 1, N.P. Golub2 

1Белоцерковский национальный аграрный университет

(Украина, 00117, Киевская обл., г. Белая Церковь, пл. Соборная 8/1)

2Уманский государственный педагогический университет

(Украина, 20300, Черкасская обл., г. Умань, ул. Садовая, 28) 

1Bila Tserkva national agrarian university

(Ukraine, 00117, Kievan area, Bila Tserkva, Soborna area, 8/1)

2 Pavlo Tychyna Uman state pedagogical university

(Ukraine, 20300, Cherkasy Region, Uman, Sadova St., 28)

e-mail: Этот адрес электронной почты защищён от спам-ботов. У вас должен быть включен JavaScript для просмотра., Этот адрес электронной почты защищён от спам-ботов. У вас должен быть включен JavaScript для просмотра.

 

На основе литературных данных и собственных маршрутных исследований проанализирована хорология видов рода Salix L. в степной зоне Украины. В результате исследований установлено, что из десяти видов ив шесть – S. cаprea L., S. х fragilis L., S. рurpurea L., S. Vinogradovii A. Skvorts., S. rosmarinifolia L., S. viminalis L., – находятся на южной или юго-восточной границе своего ареала. В степной зоне ивы занимают интразональное положение и распространены в поймах рек, на аренных песках и в байрачных лесах.

Salix L. species chorology in the steppe zone of Ukraine have been analyzed on the evidence of written data and our own field research. It has been found out that six species namely S. cаprea L., S. х fragilis L., S. рurpurea L., S. Vinogradovii A. Skvorts., S. rosmarinifolia L., S. viminalis L. out of ten are situated in the east or south-east of the area. In the step area willows hold intrazonal position and widely distributed in rivers wetland ecosystems on sand land and ravine forests.

 

Ивы издавна привлекали внимание человека как фитомелиоративные, биоиндикационные, танниноносные, энергетические растения и материал для лозоплетения. В природной флоре Украины представлено 25 автохтонных видов ив, большинство из которых произрастает в Карпатах, Полесье и Лесостепи [8]. Но ассортимент автохтонных ив и их ресурсные запасы в степной зоне Украины менее разнообразны.

Анализировали флористический состав ив в степях Украины флористическими и геоботаническими методами путем маршрутных исследований. Латинские названия видов и форм приведены по А.К. Скворцову [9].

Степная зона Украины расположилась с юго-запада на северо-восток украинских территорий, от низовий реки Дунай до южных отрогов Среднерусской возвышенности. Протяженность зоны с запада на восток – 1075 км, с севера на юг – 500 км. Площадь степной зоны Украины составляет 245 000 км2, или 41% территории страны. Рельеф украинских степей равнинный, слаборасчлененный неглубокими балками, оврагами, местами плоский или волнистый.

Климат степной зоны Украины умеренно континентальный. Степная зона имеет наибольшие тепловые ресурсы. Безморозный период длится до 220 дней. Средние температуры июля достигают +21...+23°С. Средние температуры января – 0...-1°С (в Крыму) и -7°С (на юго-востоке). Снег держится 1-2 месяца, но снежный покров очень неустойчив. В пределах степной зоны в год выпадает 300-500 мм осадков. Испаряемость высокая – 450-1100 мм. Низкое количество осадков в сочетании с большим испарением создает значительный дефицит влаги. Случаются частые засухи.

Речная сеть сформировалась в условиях недостаточного увлажнения, поэтому ее плотность очень низкая. Степные реки маловодные, особенно летом. Крупные реки – это Днепр с притоками Северский Донец, Южный Буг. Болот мало и расположены они преимущественно в низовьях рек – Днепра, Днестра и Дуная. Крупнейшие озера – Кундук, Ялпуг – лиманные. В пределах степной зоны Украины находится Причерноморский артезианский бассейн и крупное водохранилище – Каховское. Степные реки характеризуются кратковременным высоким весенним половодьем и низким летним меженным периодом. Уровни рек могут резко изменяться летом во время ливней. Крупные реки имеют мало приток. Минерализация речных и грунтовых вод высокая, содержание солей в них сильно изменяется, иногда достигает 50 г/л.

Почвенный покров представлен черноземами обыкновенными и южными, имеющими высокое естественное плодородие. На юге черноземы переходят в каштановые почвы. В районе Сиваша попадаются солончаки и солонцы. В поймах рек распространены луговые почвы, а на Левобережье нижнего течения Днепра простираются Олешковские пески. Естественная растительность зоны преимущественно травянистая. Пахотные земли в степной зоне составляют более 75% земельного фонда.

Флору юго-востока Украины изучали А.Л. Бельгард, Д.В. Дубына, Ю.Р. Шеляг-Сосонко, В.В. Протопопова и др. [2, 3, 6] Лесная растительность в степях приурочена к поймам рек, балкам и оврагам. В степной зоне Украины А.Л. Бельгард [2] выделяет несколько типов леса: продолжительно-пойменные, краткопойменные, аренные и байрачные леса. В результате проведенного анализа нами установлено, что в степной зоне Украины в поймах рек, аренных и байрачных лесах представлены следующие виды ив.

Наиболее широко распространена ива белая (Salix аlba L.), которая встречается в продолжительно-пойменных и краткопойменных лесах преимущественно в пойме Днепра и его притоков, особенно в нижней части течения в виде плавней. В пределах юго-востока Украины вид очень полиморфный и, по мнению А.Л. Бельгарда [2], имеет ряд вариаций var. vitelliana (L.) Sering., var. acutinata Rgl., f. typical Anderss., f. angustifolia Lansch., var. sericea Gand., var. argentea Wimm. В продолжительно-пойменных лесах S. аlba является эдификатором. За пределами пойм ива белая образует фрагменты ивовых ценозов в тальвегах балок. S. аlba – это индифферентный европейско-западносибирский бореальный вид, мезогигрофит.

Значительное распространения в пойме Днепра также имеет ива трёхтычинковая (Salix triandra L.). В поймах Среднего и Нижнего Днепра встречается форма S. triandra f. discolor – с беловатыми снизу листьями. Существует мнение принять эту разновидность за отдельный вид, но в критическом анализе флоры ив А.К. Скворцова [9] она так и осталась разновидностью. В тоже время он выделяет две разновидности Striandra ssp. Bornmuellerii (Hausskn.) A. Skv. с опушёнными побегами и листьями и Striandra ssp. Nipponica (Fr. et Sav.) – с восковым налетом на порослевых побегах.

Растёт S. triandra по берегам рек, озер, ручьев, в поймах, старицах, на влажных лугах, образуя сплошные заросли. В болотных экотопах не растет. В культуре встречается чаще, чем в естественных условиях. S. triandra – индифферентный евросибирский бореально-середиземноморский вид, мезогигрофит.

Ива козья (Salix cаprea L.) в степях Украины встречается редко и представлена спорадически в байрачных лесах Присамарья, Верхнеднепровского и Александрийского районов. Южная граница распространения S. cаprea проходит через Николаев – Донецк – Запорожье [8, 9]. Растёт на опушках, а также в качестве подлеска второго яруса на увлажнённых, но не болотных участках. Иногда образует сплошные заросли. S. cаprea – индифферентный, евразийский бореальный вид, мезогигрофит.

Ива пятитычиночная (Salix pentandra L.) встречается в степной зоне Украины относительно редко и представлена двумя формами f. latifolia Hrtm. и f. polyandra Brag. на среднеднепровских песках в ольшанниках Самарской поймы и поймы Днепра. S. pentandra – индифферентный европейско-западносибирский вид, предпочитает кислые почвы, гигрофит.

Ива серая (Salix cinerea L.) – среднепойменный вид, представленный двумя формами f. longifolia Anderss. и f. obovata Gond. в поймах рек Днепра, Самары, Орели, Волчьей. На арене р. Самары встречается среди суборевого комплекса, а иногда и в западинах третьей террасы р. Самары. Очень редко образует сплошные заросли и вместе с S. acutifolia, и S. triandra составляют основной фон кустарниковых зарослей в поймах рек. S. cinerea – это индифферентный европейско-западносибирский бореальный вид, мезогигрофит.

Ива остролистная (Salix acutifolia Willd.) – продолжительно-пойменный вид, представленный на юго-востоке Украины разновидностью var. tatarica Nas.. Встречается в прирусловой пойме Среднего и Нижнего Днепра и его притоков. Очень часто образуют суховатые шелюжники на аренах Днепра, Самары, Орели и Волчьей. Растет только на открытых не задернённых песках и преимущественно в прирусловых поймах больших рек. В степной зоне встречается на песчаных дюнах и бугристых песках, но самые благоприятные условия роста - в прирусловых поймах, где образует сплошные заросли. S. acutifolia – восточно-европейский бореальный вид, отличающийся олиготрофностью и факультативной ксерофильностью.

Ива ломкая (Salix х fragilis L.) на юго-востоке Украины встречается значительно реже и представлена двумя формами f. angustifolia Anderss. f. latifolia Anderss. В Украине проходит южная граница ареала ивы ломкой по линии: Таганрог (Россия) – Пологи – Каховка – Цюрупинск – Очаков и дальше на запад по побережью Черного моря [8, 9].

Распространена ива ломкая по берегам рек, но не растет в болотных экотопах. Вид является эдификатором пойменных лесов возвышенных участков прирусловых гряд, распространенных в дельте Килийского устья Дуная, устьевых частей рек Днестер и Днепр [4]. S. х fragilis – диагностический вид ассоциации Salicetum albo-fragilis (Issler 1926) Tx. 1955 (клас Salicetea purpureae) [6, 7]. Вид успешно конкурирует с S. alba и также образует гибриды с ивой белой и ивой тритычиночной. S. х fragilis – индифферентный, европейско-средиземноморско-переднеазиатский вид, мезогигрофит. Быстро размножается укоренением веток. В культуре встречается чаще, чем в естественных условиях.

Ива пурпурная (Salix рurpurea L.) представлена двумя разновидностями var. helix (L.) Trautv. и var. Lambertiana Sm. Растет спорадически в продолжительно-пойменные лесах Среднего и Нижнего Днепра, Самары, Орели, Бузулука. S. рurpurea – индифферентный атлантический среднеевропейский бореальный вид, южная граница которого в Украине проходит, по данным А.К. Скворцова [9], по линии Ковель – Винница – Белгород-Днестровский и встречается в горах Крыма.

Ива Виноградова (Salix Vinogradovii A. Skvorts.) рассматривается многими учёными как подвид ивы пурпурной. S. vinogradovii отличается от S. purpurea меньшими почками, отсутствием спаренных почек и листьев, а также яйцеобразной формой почек. По мнению А.К. Скворцова [9] граница распространения S. vinogradovii в Украине проходит по линии: Сумы – Кировоград – Мариуполь. Растёт в поймах рек левобережной лесостепи и степи, встречается по берегах рек и в открытых балках. S. Vinogradovii – индифферентный европейско-западносибирский вид.

Ива розмаринолистная (S. rosmarinifolia L.) имеет широкое распространение в степях Украины. Часто в литературе находим синоним S. repens ssp. rosmarinifolia (L.) W. et Gr. [4]. Ряд ученых считают, что в Украине S. rosmarinifolia распространена только на Донбассе, в Приазовье и в Крыму [1, 5, 9]. В Украине вид имеет дизъюнктивный ареал и южная граница сплошного распространения проходит через Броды – Кременец – Житомир – Золотоношу – Сосницу – Новгород - Сиверский. Южнее распространен на вторых террасах Северского Донца, Уды, Южного Буга, Ворсклы, где растет в понижениях на песчаных холмах [8, 9]. В степных районах растет только на песках речных террас Днепра, Южного Буга и Дуная. Есть сведения о распространении S. rosmarinifolia на песчаных аренах низин Днепра на Херсонщине в окрестностях Цюрупинска и Голой Пристани [1, 2]. Таким образом, на юге ареал этого вида сужает экологическую амплитуду. Вид приурочен к сырым торфянистым лугам, бугристым пескам и степным впадинам. На песчаных аренах высота куста не превышает 1 м, в то время как в сосновых борах и на полянах его высота возрастает до 2,5 м.

В бассейне Северского Донца образует ассоциации Salicetum (rosmarinifoliae) caricosum (omskianae), а на Нижнеднепровских аренах – S. nudum [1, 7]. После осушения болот Т.Л. Андриенко [1] отмечает увеличение зарослей на болотах в пойме Днестра, где вид сохраняется больше десяти лет после осушения. S. rosmarinifolia – индифферентный евразийский бореальный, олиготрофный и ксеромезофитный вид.

Ива прутьевидная (Salix viminalis L.) изредка встречается в степях Украины. А.К. Скворцов [9] считает S. viminalis и S rossica Nas., описание Н.И. Назаровым [5], синонимами. Распространена ива прутьевидная по берегам рек, преимущественно на песчаных или галечных наносах, возле русел. В старичных поймах постепенно заменяется другими видами. Южная граница распространения S. viminalis в Украине проходит по линии Харьков – Черкассы – Балта, но изолированные фрагменты ареала также представлены в плавнях Дуная и Днестра [8, 9]. S. viminalis – индифферентный, евразийский бореальный вид, мезогигрофит.

Таким образом, в степной зоне Украины произрастает десять видов ив, шесть из которых – S. cаprea, S. fragilis, S. рurpurea, S. Vinogradovii, Salix rosmarinifolia, S. viminalis – находятся на южной, или юго-восточной границе ареала, или имеют островное распространение в устьях рек Днепра, Южного Буга, Днестра. В степной зоне ивы занимают интразональное положение и распространены в поймах больших рек, на аренных песках и в байрачных лесах.

Главными лимитирующими факторами, которые тормозят распространение ив в степях Украины, являются высокая температура воздуха, относительная влажность воздуха и низкое количество осадков в летние месяцы. 

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ:

  1. Андриенко Т.Л. Мелкие болотные ивы (Salix lapponum, S myrtilloides, S. rosmarinifolia) на Украине // Бот. журн. СССР. 1980. Т. 65, № 6. С. 843-848.
  2. Бельгард А.Л. Лесная растительность Юго-Востока УССР. Киев: Изд-во Киев. гос. ун-та им. Т.Г. Шевченко, 1950. 263 с.
  3. Дубына Д.В., Шеляг-Сосонко Ю.Р. Плавни Причерноморья. Киев: Наук. думка, 1989. 269 с.
  4. Крічфалуший В.В. Види роду Salix L. в Українських Карпатах // Україн. бот. журн. 1982, Т. ХХХІХ, № 9. С. 52-56.
  5. Назаров М.І., Котов М.І., Гержедович П.І., Брадіс Є.М. Вербові (Salicaceae Lindl.) // Флора УРСР. Київ : Вид-во АН УРСР, 1952. Т. 4. С. 1–86.
  6. Протопопова В.В., Шевера М.В., Мосякін С.Л. та ін. Види-трансформери у флорі Північного Причорномор’я // Україн. бот. журн. 2009, Т. 66, № 6. С. 770-782.
  7. Продромус растительности Украины / Шеляг Ю.Р., Дидух Я.П., Дубына Д.В. и др.; отв. ред. К.А. Малиновский. Киев: Наук. думка, 1991. 272 с.
  8. Фучило Я.Д., Сбитна М.В. Верби України (біологія, екологія, використання): монографія. Киев: Логос, 2009. 200 с.
  9. Skvortsov A.K. Willows of Russia and Adjacent Countries. Taxonomical and Geographical Revision. Joensuu: University of Joensuu, 1999. 307 p.

АГАРИКОИДНЫЕ БАЗИДИОМИЦЕТЫ ГОСУДАРСТВЕННОГО ПРИРОДНОГО ЗАПОВЕДНИКА «ШАЙТАН-ТАУ»

AGARIKOID BASIDIOMYCETES OF THE WILDLIFE SANCTUARY «SHAYTAN-TAU»

 

О.А. Десятова

O.A. Desyatova 

Оренбургский областной детский эколого-биологический центр

(Россия, 460021, г. Оренбург, ул. Восточная, 15) 

Orenburg region environmental and biological center for children

(Russia, 460021, Orenburg, Vostochnaya St., 15)

e-mail: Этот адрес электронной почты защищён от спам-ботов. У вас должен быть включен JavaScript для просмотра.

 

В работе обобщены результаты микологических исследований 2005-2010 гг., проводившихся  на территории ГПЗ «Шайтан-Тау». В результате обработки данных выявлено 53 вида (с внутривидовыми таксонами) агарикоидных базидиомицетов, относящихся к 3 порядкам, 15 семействам и 28 родам. Проведен таксономический и эколого-трофический анализ выявленной микобиоты.

The results of mycologic researches of 2005-2010 conducted in the territory of the wildlife sanctuary «Shaytan-Tau» are generalized in this work. As a result of data processing there were revealed 53 species (with intraspecific taxons) of agarikoid basidiomycetes treating 3 orders, 15 families and 28 genus. The taxonomical and ekologo-trophic analysis of revealed mikobiota was carried out.

 

Как известно, одним из самых действенных методов сохранения редких видов агарикоидных базидиомицетов является сохранение естественных местообитаний грибов. В Оренбургском регионе местообитания, требующие особого внимания - это в первую очередь степи и леса, которых осталось всего 4,3%. Для охраны территорий, на которых обнаружены редкие виды грибов, необходимо проведение ряда мероприятий. Наиболее желательным является, в первую очередь, организация заповедников, заказников и национальных парков [2].

В данной работе представлены результаты микологических исследований на территории Государственного природного заповедника «Шайтан-Тау», проводимых с 2005 по 2010 гг. (когда данная территория еще не являлась заповедной). В результате обработки данных, полученных в ходе исследований, мы выявили 53 вида (с внутривидовыми таксонами) агарикоидных базидиомицетов, относящихся к 3 порядкам, 15 семействам и 28 родам. Из них 22 вида впервые отмечены на территории Оренбургской области.

Ведущими по числу видов являются семейства: Boletaceae, Pluteaceae (по 7 видов, 13%), Russulaceae (6 видов, 11%), Inocybaceae (5 видов, 9,4%), Mycenaceae, Strophariaceae (по 4 вида, 7,5%). Высокое видовое разнообразие этих семейств свидетельствует о неморальном характере микобиоты исследуемой территории, что закономерно, т.к. заповедник располагается в лесостепной зоне. Данная закономерность прослеживается и в составе ведущих родов: Boletus, Pluteus (по 6 видов), Mycena, Russula (по 4 вида), Amanita, Crepidotus, Pleurotus (по 3 вида).

Что касается эколого-трофический структуры микобиоты заповедника «Шайтан-Тау», то лидирующее положение по числу видов занимает группа сапротрофов на древесине (Le). Указанная группа в районе исследования содержит 20 видов (37,7%). Строгой приуроченности к определенной древесной породе у ксилотрофов не отмечено.

Группа микоризообразователей (Mr) содержит 17 видов (32%). Самыми микотрофными древесными породами оказались береза и дуб. Микоризу с тополем и осиной образуют гораздо меньше видов. Большинство видов симбиотрофов обладает широкой экологической валентностью и способно образовывать микоризу с несколькими древесными породами, чаще всего с березой, дубом. Узкой специализацией в отношении симбионта характеризуются 7 видов грибов: Boletus queletii, Leccinum scabrum, Xerocomus rubellus, Lactarius circellatus, Russula veternosa, Xerocomus subtomentosus.

Группа сапротрофов на гумусе (Hu) составляет 11,3% от общего количества видов. К видам открытых пространств – степных и луговых сообществ относятся – Macrolepiota procera, Marasmius oreades, Tubaria dispersa. В лесных сообществах (широколиственных и пойменных) обнаружены следующие виды: Macrolepiota rhacodes, Amanita pantherina, Coprinus plicatilis, Entoloma clypeatum.

Группа подстилочных сапротрофов (St) составляет – 7,5%. К этой группе относится 4 вида: Psathyrella candolleana, Mycena acicula, Collybia dryophila, Clitocybe gibba. Основная часть этих видов достаточно пластична в трофическом отношении и может питаться за счет двух и более субстратов, лишь Collybia dryophila отмечена только на подстилке.

Лидирующее положение двух первых групп (ксилотрофов и микоризообразователей) достаточно закономерно. Исследования проводились, в основном, в пойменных и широколиственных лесах, где грибы являются незаменимым компонентом в пищевых цепях и круговороте веществ экосистемы. Ксилотрофы – единственные организмы, способные разлагать древесину, а микоризообразователи образуют симбиотические связи с соответствующими породами деревьев, обеспечивая их оптимальное питание. Лесная подстилка на изучаемых территориях достаточно богата, поэтому неудивительно положение на третьем и четвертом месте групп сапротрофов на подстилке и гумусе.

Группа сапротрофов на опаде (Fd) представлена 2 видами (3,7%) – Lepista nuda, который является облигатным представителем и Marasmius rotula, который является факультативным представителем и так же был найден произраставшем на древесине.

К факультативным паразитам (P) можно отнести Flammulina velutipes, поскольку данный гриб встречался как на мертвой древесине, так и на стволах живых деревьев.

Далее приводится аннотированный список видов, обнаруженных на территории Государственного природного заповедника «Шайтан-Тау». Названия и объем таксонов (порядков, семейств, родов), расположенных нами по алфавиту, приведены согласно 10-му изданию Словаря грибов Д. Эйнсворта и Х. Бисби [3].

При составлении списка использованы следующие сокращения: нр. – нередко, р. – редко, д.р. – довольно редко, о.р. – очень редко, ч. – часто, д.ч. – довольно часто; съед., – съедобные, несъед., – несъедобные, яд. – ядовитые, н.з. – неизвестного значения, звездочка (*) - виды, новые для области. Для каждого гриба указывается принадлежность к экологическим группам [1]. Сапротрофы: Fd – на опаде, St – на подстилке, Hu – на гумусе, Le – на древесине (Lei – на неразрушенной, Lep – на разрушенной, Lh – на корнях и погребенной в почве древесине). СимбиотрофыMr, микоризообразователи. ПаразитыP, на деревьях и кустарниках.

КЛАСС Agaricomycetes, подкласс Agaricomycetidae, порядок Agaricales Clements

Семейство Agaricaceae Chevall.

Macrolepiota procera (Scop.: Fr.) Singer – луг, на почве, Hu, ч., съед.
Cемейство Amanitaceae R. Heim ex Pouzar

Amanita pantherina (DC.: Fr) Krombh. – широлиственный лес, на почве, Hu, р., яд.
Amanita vaginata (Bull.: Fr.) Lam. – широколиственный лес, на почве, Mr, о.ч., съед.
Amanita muscaria (L.: Fr.) Lam. – березняк, Mr, нр., яд.
Семейство Сortinariaceae R. Heim ex Pouzar

*5. Cortinarius argutus Fr. – широколиственный лес, у обочины лесной дороги, на почве, Mr, о.р., несъед.

*6. Cortinarius cotoneus Fr. – широколиственный лес, на почве, Mr, о.р., н.з.

Семейство Inocybaceae Julich

*7. Crepidotus applanatus (Pers.) P. Kumm. – широколиственный лес, на валежной древесине, Lep, о.р., несъед.

*8. Crepidotus calolepis (Fr.) P. Karst – сухостой лиственных деревьев, Le, Lep, нр., несъед.

Crepidotus mollis (Schaeff.: Fr.) Staude – сухостой лиственных деревьев, Le, Lep, нр., несъед.
*10. Phaeomarasmius erinaceus (Fr.: Fr.) Scherff. ex Romagn – широколиственный лес, на валежной древесине, Lei, нр., несъед.

*11. Tubaria dispersa (L.) Singer – степное сообщество, рядом с зарослями караганы, Hu, р., несъед.

Семейство Marasmiaceae Roze ex Kuhner

Marasmius oreades (Bolton: Fr.) Fr. – разнотравный луг на окраине широколиственного леса, на почве, Hu, о.ч., съед.
Marasmius rotula (Scop.: Fr.) Fr. – пойменный лес р. Сакмара, на веточках, Le, Fd, о.ч., съед.
Семейство Mycenaceae Roze

*14. Mycena acicula (Schaeff.) P. Kumm. – на валежной древесине, St, Le, Lh, о.ч., несъед.

*15. Mycena algeriensis Maire – широколиственный лес, на погребенной древесине, Lh, р., несъед.

Mycena galericulata (Scop.: Fr.) Gray. – широколиственный лес, пойменный лес, Le, р., несъед.
Mycena inclinata (Fr.) Quel. – широколиственный лес, в основании пня дуба, Le, Lep, Lh,ч., несъед.
Семейство Physalacriaceae Corner

Flammulina velutipes (Curtis.: Fr.) Singer – широколиственный лес, Lep, ч., съед.
*19. Rhodotus palmatus (Bull.: Fr.) Maire – широколиственный лес, на валежной древесине, Le, о.р., несъед.

Семейство Pleurotaceae Kuhner

Pleurotus cornucopiae (Paulet) Rolland – широколиственный лес, на валежной древесине, Le, Lep, о.ч., съед.
Pleurotus ostreatus (Jacq.: Fr.) P. Kumm – широколиственный лес, на валежной древесине, Le, Lep, о.ч., съед.
Pleurotus pulmonarius (Fr.: Fr.) Quel. – широколиственный лес, на валежной древесине, Le, P, ч., съед.
Семейство Pluteaceae Kotl. & Pouzar

Pluteus cervinus (Schaeff.) P. Kumm. – широколиственный лес, на валежной древесине, Le, Lep, о.ч., съед.
Pluteus chrysophaeus (Schaeff.) Quel. – широколиственный лес, на валежной древесине, Le, Lep, о.ч., съед.
*25. Pluteus fenzlii (Schulzer) Corriol et P.-A. Moreau – широколиственный лес, на валежной древесине, Le, Lep, р., н.з.

*26. Pluteus leoninus (Schaeff.: Fr.) P. Kumm. – березняк с участием липы, на трухлявой древесине, Le, Lep, р., съед.

Pluteus pellitus (Pers.: Fr.) P. Kumm. – широколиственный лес, на валежной древесине, Le, Lep, о.р., съед.
*28. Pluteus salicinus (Pers.: Fr.) P. Kumm. – широколиственный лес, на валеже вяза, Le, р., съед.

Volvariella bombycina (Schaeff.: Fr.) Singer – пойменный лес, на стволе тополя черного, Le, Lei, р., съед.
Семейство Psathyrellaceae Vilgalys, Moncalvo et Redhead

Coprinellus disseminatus (Pers.: Fr.) J.E. Lange (= Coprinus disseminatus (Pers.) Gray) – пойменный лес р. Сакмара, на валеже ивы группами, Le, Lei, Co, о.ч., несъед.
Parasola plicatilis (Curtis: Fr.) Redhead, Vilgalys & Hopple (= Coprinus plicatilis (Curtis) Fr.) – пойменный лес р. Сакмара, на почве, в травянистых местах, Hu, р., несъед.
Psathyrella candolleana (Fr.: Fr.) Maire – пойменный лес, на почве, Hu, St, Le (Co), о.ч., усл. съед.
Семейство Strophariaceae Singer & A.H. Sm.

*33. Galerina marginata (Batsch) Kuhner – широколиственный лес, на валежной древесине, Lep, Le, о.р., яд.

Hypholoma fasciculare (Huds.: Fr.) P. Kumm. – широколиственный лес, в основании пня дуба, Le, ч., яд.
Kuehneromyces mutabilis (Schaeff.: Fr.) Singer et A.H. Sm. – широколиственный лес, в основании пня, Le, о.ч., съед.
*36. Pholiota tuberculosa (Schaeff.: Fr.) P. Kumm. – широколиственный лес, в основании живого дерева дуба, Lep, о.ч., несъед.

Семейство Tricholomataceae R. Heim ex Pousar

Clitocybe gibba (Pers.: Fr.) P. Kumm – широколиственный лес, на подстилке, St, р., съед.
Collybia dryophila (Bull.: Fr.) P. Kumm. – широколиственый лес, на подстилке, St, о.ч., съед.
Lepista nuda (Bull.: Fr.) Cooke – широколиственный лес, Lep, р., съед.
Порядок Boletales J.-E. Gilbert

Семейство Boletaceae Chevall.

Boletus chrysenteron Bull. (= Xerocomus chrysenteron (Bull.) Quel.) – широколиственный лес, на почве, Mr, нр., съед.
*41. Boletus erythropus Pers. – широколиственный лес, на почве, Mr, нр., съед.

*42. Boletus queletii Schulzer – широколиственный лес, на почве, Mr, о.р., н.з.

*43. Boletus porosporus Imler ex Watling – широколиственный лес, на почве, Mr, нр., съед.

*44. Boletus rubellus Krombh. (= Xerocomus rubellus (Krombh.) Quel.) – широколиственный лес, на почве, Mr, о.р., съед.

Boletus subtomentosus J.A. Palmer (= Xerocomus subtomentosus (L.) Fr.) – широколиственный лес, на почве, Mr, р., съед.
Leccinum scabrum (Bull.) Gray – березняк с участием дуба и липы, на почве, Mr, о.ч., съед.
Семейство Paxillaceae Lotsy

Paxillus involutus (Batsch: Fr.) Fr. – нагорная дубрава с участием березы, липы, вяза, на обнаженных корнях, Mr, ч., яд.
Подкласс Incertae sedis, порядок Russulales Kreisel ex Kirk et al.

Семейство Russulaceae Lotsy

*48. Lactarius circellatus Fr. – березняк с участием вяза, на почве, Mr, о.р., н.з.

Lactarius pubescens Fr. – березняк, на почве под березой, Mr, нр., съед.
*50. Russula delica Fr. – пойменный лес р. Сакмара, Mr, ч., съед.

Russula grisea Fr. – широколиственный лес, на почве, Mr, о.р., съед.
*52. Russula pseudodelica J.E. Lange – широколиственный лес, на почве, Mr, о.р., н.з.

*53. Russula veternosa Fr. – березняк с участием вяза, на почве, Mr, о.р., н.з.

 

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ:

  1. Коваленко А.Е. Грибы порядка Agaricales s. l. горных лесов центральной части Северо-Западного Кавказа: дис. … канд. биол. наук. Л.: БИН РАН, 1980. 175 с.
  2. Светашева Т.Ю. Агарикоидные базидиомицеты Тульской области: дис. … канд. биол. наук. М., 2004. 215 с.
  3. Kirk P.M., Cannon P.F., Minter D.W., Stalpers J.A. et al. Ainsworth & Bisby's Dictionary of the Fungi. CAB International, 2008. 771 p.

АГРОГЕННАЯ ТРАНСФОРМАЦИЯ ГУМУСНОГО СОСТОЯНИЯ ЗОНАЛЬНЫХ ТИПОВ ПОЧВ СТЕПНОГО ОРЕНБУРЖЬЯ

AGROGENIC TRANSFORMATION OF HUMUS CONDITION OF STEPPE SOILS TYPES IN ORENBURG REGION

 

И.В. Ложкин1, А.И. Климентьев2, Д.Г. Поляков3

I.V. Lozhkin1, A.I. Klimentyev2, D.G. Polyakov3 

1Оренбургский государственный педагогический университет

(Россия, 460844, г. Оренбург, ул. Советская, 19)

2Федеральное государственное бюджетное учреждение науки

Институт степи Уральского отделения Российской академии наук (ИС УрО РАН)

(Россия, 460000, г. Оренбург, ул. Пионерская, 11)

3Отдел геоэкологии Оренбургского научного центра Уральского отделения РАН

(Россия, 460014, г. Оренбург, ул. Набережная, 29) 

1Orenburg State Pedagogical University

(Russia, 460844, Orenburg, Sovetskaya St., 19)

2Institute of Steppe of the Ural Branch of the Russian Academy of Sciences (IS UB RAS)

(Russia, 460000, Orenburg, Pionerskaya St., 11)

3Department of Geoecology of the Orenburg scientific center, Ural Branch,

Russian Academy of Sciences

(Russia, 460014, Orenburg, Naberezhnaya St., 29)

e-mail: Этот адрес электронной почты защищён от спам-ботов. У вас должен быть включен JavaScript для просмотра., Этот адрес электронной почты защищён от спам-ботов. У вас должен быть включен JavaScript для просмотра., Этот адрес электронной почты защищён от спам-ботов. У вас должен быть включен JavaScript для просмотра.

 

На основе анализа обширного фактического материала рассмотрены различные аспекты процессов дегумификации почв Оренбуржья под влиянием агрогенных нагрузок. Впервые для зональных типов почв изучены закономерности распределения лабильных форм органического вещества в целинных и пахотных почвах региона

Based on an analysis of extensive factual material examined various aspects of the processes of soil dehumification in Orenburg region influenced agrogenic loads. For the first time for the zonal soil types studied the patterns of distribution of labile forms of organic matter in virgin and arable soils of the region. 

Проблема изучения природы и свойств органического вещества в почвах (в т.ч гумусовых веществ) занимает центральное место в современном почвоведении благодаря уникальной роли, которую они играют в функционировании почв и экосистем в целом. Практически все экологически значимые свойства почв замыкаются на её органическом веществе, и в первую очередь, на его главном компоненте гумусе [10].

Являясь важнейшей характеристикой почвенного плодородия гумусное состояние почв и составляющие его элементы (т. е. общее содержание, запасы, фракционно-групповой состав, свойства и особенности распределения и т.д.) могут быть использованы в качестве индикаторов (диагностических показателей) развития различных деградационных процессов в почвах агроландшафтов.

Среди множества актуальных вопросов изучения гумуса почв в последние годы особое внимание получила проблема, связанная с экологической и агрономической ролью легкоразлагаемого (лабильного) органического вещества (ЛОВ) [1, 3, 4, 8, 9]. В отличие от консервативных соединений данная группа веществ включает неразложившиеся органические остатки растительного и животного происхождения, детрит, промежуточные продукты разложения и гумификации, не связанные с минеральной частью почвы [3]. И хотя их (ЛОВ) общее содержание в пахотных почвах весьма незначительно – в среднем от 0,1% до 1,5-2% от массы почвы [4], именно они являются важнейшим источником питательных веществ для растений.

Целью нашей работы являлась оценка уровней содержания легкоразлагаемого (лабильного) органического вещества в целинных и пахотных почвах территории Оренбуржья и анализ географических факторов, влияющих на данные показатели.

В качестве объектов исследований нами рассмотрены следующие почвы зонального ряда юго-востока Восточно-Европейской равнины (в пределах Оренбургской области), представленные основными подтипами черноземов: черноземы выщелоченные тучные, черноземы типичные, черноземы обыкновенные, черноземы южные, а также темно-каштановые почвы южных сухостепных районов.

В ходе полевых исследований, проведенных в 2004-2008 гг., по ряду меридиональных и широтных трансектов, заложенных в пределах основных ландшафтных зон региона, было осуществлено опробование целинных (залежных) почв перечисленного ряда, а также их пахотных аналогов (всего было отобрано около 800 образцов). Образцы отбирались из верхнего (0-25 см) гумусово-аккумулятивного горизонта и нижележащего (25-50 см) (для освоенных почв - подпахотного) слоя.

В образцах почв было определено общее содержание гумуса – по И.В. Тюрину в модификации ЦИНАО и лабильные органические вещества – по методике Н.Ф. Ганжары и Б.А. Борисова [4]. Образцы анализировались в аккредитованной лаборатории центра агрохимической службы «Оренбургский».

Обработанные методами математической статистики результаты определений позволили провести анализ полученных данных и рассчитать ориентировочный баланс гумуса для исследуемых почв. В качестве дополнительной информации использованы материалы двух туров крупномасштабных почвенных исследований (1965-1980 гг. и 1988-2012 гг.) Оренбургской области института «Волгогипрозем» и некоторые ранее полученные результаты наших исследований [5-7].

Результаты расчетов основных показателей накопления указанных выше гумусовых веществ в основных зональных почвах Оренбуржья представлены в таблице 1 (табл. 1). Анализ полученных данных позволяет констатировать следующие особенности географического распределения  гумусовых веществ.

Важнейшей закономерностью накопления гумусовых веществ в почвах региона является устойчивая тенденция уменьшения данных показателей в направлении с северо-запада на юго-восток, в соответствии с зональными изменениями гидротермических условий, определяющих количество и состав растительного опада и выступающих в качестве основных факторов процессов гумусообразования.

Таблица 1

Показатели накопления гумусовых веществ целинных (залежных) и пахотных аналогов основных зональных почв Оренбуржья

Тип почвы

Среднее содержание

Разность

средних,

%

НСР*05

 

ЛОВ, % к массе почвы

Гумус, %

целина

пашня

целина

пашня

1. Предуралье

 

 

 

 

 

 

Черноземы

типичные и тучные

0,28**

0,125

0,21

0,12

8,79

6,38

7,43

5,55

1,36

0,83

0,59

0,71

Черноземы

обыкновенные

0,17

0,115

0,14

0,09

6,01

4,28

4,98

3,96

1,03

0,32

0,76

0,7

Черноземы

южные

0,16

0,11

0,164

0,11

5,22

3,67

4,55

2,68

0,67

0,99

0,61

0,57

Темно-каштановые

0,13

0,09

0,1

0,08

4,07

3,1

3,03

2,3

0,14

0,76

0,39

0,38

 

2. Зауралье

 

 

 

 

 

 

Черноземы

обыкновенные

0,15

0,08

0,13

0,1

5,7

4,3

4,6

3,6

1,04

0,66

0,56

0,5

Черноземы

южные

0,14

0,1

0,12

0,09

4,2

3,1

3,9

3,1

0,25

0,107

0,38

0,35

Темно-каштановые

0,1

0,08

0,1

0,07

3,1

2,1

2,7

2,08

0,42

0,1

0,20

0,22

Примечания:

* НСР05 - наименьшая существенная разность для 5%-го уровня значимости.

**  0,28   в числителе даны значения для горизонта с глубиной 0-25 см, а в знаменателе -

      0,125   с глубиной 25-50 см. 

Максимальные уровни накопления гумусовых веществ (в т.ч. и ЛОВ) отмечаются на крайнем северо-западе в типичных черноземах Бугульминско-Белебеевской возвышенности. Наиболее высокие показатели в целинных почвах достигают 8,79/6,38% гумуса, а пахотные аналоги содержат соответственно 7,43/5,55%. Даже в сильно эродированных разновидностях типичных черноземов пахотных зафиксированы содержания гумуса 4,17/2,88%. Средние показатели содержания ЛОВ изменяются в диапазоне 0,28-0,12%.

Следует отметить, что именно в пределах этих территорий (Бугурусланский и Бузулукский уезды) пионерные полевые исследования гумусного состояния почв были проведены ещё во второй половине 19 века основоположником генетического почвоведения В.В. Докучаевым (им зафиксированы значения содержания гумуса в некоторых исследованных разрезах в диапазоне 13-16%) [2]. На наш взгляд результаты этих исследований (аналитические данные и картографические материалы) не потеряли до сих пор своей научной ценности, представляя сравнительный материал для выявления направленности динамики гумусного состояния почв во времени.

В полосе распространения, расположенных южнее подтипов черноземов обыкновенных и южных и темно-каштановых почв, на фоне проявления главной зональной закономерности, статистически выявляется увеличение степени неоднородности (вариабельности) выборочных данных показателей содержания легкоразлагаемых органических веществ особенно в пахотных аналогах. С учетом высокой естественной динамичности этого показателя (скорость обновления ЛОВ в почвах составляет годы и десятки лет [3]), можно предположить влияние разнообразных антропогенных факторов: характер и степень использования пашни (степень «выпаханности» до перехода в залежь) и удобрений, состав возделываемых культур, уровень агротехники и т.п.

Отчуждение значительной биомассы растений в агроценозах нарушает естественный баланс поступления свежего органического опада в почву, оказывая существенные изменения экологических условий гумусообразования. Наиболее низкие по области показатели среднего содержания ЛОВ составляют в пахотных почвах Зауралья – 0,13-0,07%. Содержания общего гумуса закономерно снижаются в направлению к югу до 2,7-2,1% в темно-каштановых пахотных почвах. Какое либо влияние литогенных факторов на показатели гумусного состояния почв, связанных с принципиально иным геоструктурным положением Зауралья по сравнению с Предуральем не выявлено. Безусловно, важное значение в распределении и негативной динамике всех групп гумусовых веществ в почвах играют эрозионные процессы, широко развитые почти повсеместно на территории региона [5].

Анализируя современное гумусное состояние почв региона, в т. ч. наиболее подвижных форм органического вещества, таких как ЛОВ, необходимо учитывать изменения в сельскохозяйственном использовании земель, происходившие в течение двух последних десятилетий. На фоне общего снижения антропогенных нагрузок, доля земель области выведенных из под пашни достигала в некоторые годы 50% [12]. К сожалению, сравнительный материал по динамике содержания ЛОВ в почвах пока отсутствует, однако результаты исследований, проведенных в последние годы [11, 12], свидетельствуют о значительном самовосстановлении свойств почв на залежной пашне за этот период, в том числе основных показателей гумусного состояния. Следовательно, можно говорить о наступлении нового постагрогенного этапа эволюции почвенного покрова региона, когда воздействие человека с учетом совершенных ранее просчетов примет более цивилизованные экологически оптимальные формы, что позволит сохранить плодородие черноземных почв - главного богатства нашего степного края. 

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ:

  1. Артемьева З.С. Органические и органо-глинистые комплексы агрогенно-деградированных почв: автореф. дис... докт. биол. наук. М.: Изд-во МГУ, 2008. 51 с.
  2. Блохин Е.В., Климентьев А.И., Хопренинов В.Д. Гумус в почвах Оренбургской области // Пути регулирования почвенного плодородия в условиях интенсификации земледелия: тез. науч.-практ. конф. Челябинск, 1987. С. 6-7.
  3. Борисов Б.А., Ганжара Н.Ф. Географические закономерности распределения и обновления легкоразлагаемого органического вещества целинных и пахотных почв зонального ряда Европейской части России // Почвоведение. 2008. № 9. С. 1071-1078.
  4. Ганжара Н.Ф., Борисов Б.А. Гумусообразование и агрономическая оценка органического вещества почвы. М.: Агроконсалт, 1997. 82 с.
  5. Климентьев А.И., Тихонов В.Е. Оценка эрозионных потерь органического вещества в почвах степной зоны Южного Урала // Почвоведение. 1994. № 3. С. 117-122.
  6. Климентьев А.И. Водная эрозия в степях Южного Урала / А.И. Климентьев, А.А. Чибилёв, Ю.М. Нестеренко, И.В. Ложкин, Д.Г. Поляков // Вод. ресурсы. 2010. Т. 37, № 1. С. 102-112.
  7. Климентьев А.И. Почвенно-экологические основы степного землепользования. Екатеринбург: УрО РАН, 1997. 248 с.
  8. Когут Б.М. Принципы и методы оценки содержания трансформируемого органического вещества в пахотных почвах // Почвоведение. 2003. № 3. С. 308-316.
  9. Когут Б.М. Оценка содержания гумуса в пахотных почвах России // Почвоведение. 2012. № 9. С. 944-952.
  10. Кононова М.М. Органическое вещество и плодородие почв // Почвоведение. 1984. № 8. С. 6-20.
  11. Русанов А.М. Гумусное состояние черноземов Уральского региона как функция периода их биологической активности // Почвоведение. 1998. № 3. С. 302-308.
  12. Русанов А.М., Тесля А.В. Изменение основных свойств степных черноземов как результат их постагрогенной трансформации // Вестн. ОГУ. 2012. № 6. С. 98-102.