СИНАНТРОПИЗАЦИЯ СТЕПЕЙ: МЕТОДЫ ОЦЕНКИ И ВОЗМОЖНОСТИ УПРАВЛЕНИЯ ПРОЦЕССОМ

 

Л.М. Абрамова, P.M. Хазиахметов, Г.Р. Хасанова, У.Б. Юнусбаев, Б.М. Миркин

Башкирский государственный университет 450074 Уфа, улица Фрунзе, 32, Россия

 

В настоящее время степной биом испытывает максимальные антропогенные нагрузки. С одной стороны, именно с этими территориями связаны наиболее благоприятные условия для земледелия, что стало причиной резкого сокращения площади естественных экосистем и их замены на агроэкосистемы. С другой стороны, сокращение площади естественных травостоев сопровождалось повышением поголовья скота, что вызвало повсеместное развитие процессов пастбищной дегрессии. Значительная часть степных экосистем разрушена в результате городского строительства, создания промышленных объектов (в первую очередь, горнодобывающей промышленности), строительства дорог.

Итогом возросшего антропогенного давления на степной биом стал процесс синантропизации флоры и растительности, т.е. замещения видов естественных сообществ синантропными видами, устойчивыми к антропогенному воздействию и потому получившими возможность сформировать космополитные ареалы, а также замена естественных растительных сообществ синантропными, уменьшение биоразнообразия, упрощение структуры, снижение продуктивности и стабильности растительных сообществ (Горчаковский, 1999).

Процесс синантропизации сам по себе не представлял бы особой опасности, т.к. в составе синантропных видов немало ценных ресурсных растений (например, таких, как Capsella bursa-pastoris, Urtica dioica, Leonurus quinquelobatus, Centaurea cyanus и др.). Тем не менее он связан обратной коррелятивной зависимостью с общим флористическим богатством биоразнообразием. Таким образом, синантропизация индицирует разрушение биоразнообразия, причем на трех уровнях:

а) снижает альфа-разнообразие, т.е. видовое богатство сообществ;

б) снижает бета-разнообразие - исчезают многие типы сообществ, идут процессы конвергенции разнообразных степных сообществ в ограниченное число синантропных типов сообществ пашен и пустырей.

в) снижает гамма-разнообразие, т.е. общий пул флоры степного биома.

Как итог даже при создании идеальных условий для восстановительных сукцессии не может быть восстановлено их исходное альфа-разнообразие по причине исчезновения многих видов. Происходит восстановление лишь вторичных сообществ обедненного видового состава.

В этой статье рассматриваются методы оценки синантропизации растительности как важнейшей составляющей общего экологического мониторинга, иллюстрируется зависимость уровня синантропизации и биологического разнообразия, обсуждаются основные пути управления процессами синантропизации для их блокирования и прекращения пагубных тенденций полного разрушения степного биома.

О ПОНЯТИЯХ «СИНАНТРОПНЫЕ ВИДЫ», «СИНАНТРОПНАЯ» И «СИНАНТРОПИЗИРОВАННАЯ» РАСТИТЕЛЬНОСТЬ

Для того, чтобы оценить уровень синантропизации растительности и, соответственно, использовать его как ключевой признак при мониторинге состояния степных экосистем, необходимо четко определить понятия синантропные виды, синантропная и синантропизироваыная растительность. Соответственно виды синантропных сообществ будут представлять парциальную (Юрцев, 1988, Юрцев, Камелин, 1991) синантропную ценофлору.

Синантропные виды - это виды, которые своим распространением и, в первую очередь, обилием связаны с влиянием человека. Их основу составляют заносные (адвентивные) виды с широкими, зачастую космополитными ареалами, но в любой флоре есть некоторое число местных видов, которые оказались преадаптированными к усилению давления антропогенного пресса. Такие виды, как Urtica dioica, Equisetum arvense, Tussilago farfara, Malva pusilla, Plantago

Проведение границы между совокупностями синантропной и синантропизированной растительности и ценофлорами облегчается при использовании системы Браун-Бланке, которая позволяет достаточно единообразно размыкать многомерный континуум растительности на иерархическую систему синтаксонов-сфер, отражающих различные местообитания и сукцессионный статус сообществ. Обычно к синантропной растительности относят классы:

- Bidentetea tripartiti Tx., Lohm. et Prsg. in Tx. 1950 - синантропные сообщества переувлажненных мест;

- Secalietea Br.-Bl. 1951 - сегетальные сообщества сомкнутых посевов зерновых культур;

- Chenopodietea Br.-Bl. 1951 em. Lohm., J. et R.Tx. 1961 ex Matusz. 1962 - сообщества однолетников начальных стадий восстановительных сукцессии и пропашных посевов;

- Artemisietea  vulgaris  Lohm., Prsg. et Tx. in Tx. 1950 - рудеральные сообщества высокорослых двумноголетних видов;

- Agropyretea repentis Oberd., Th.Muller et Gors in Oberd. et al. 1967 - рудеральные сообщества с преобладанием многолетних злаков;

- Plantaginetea majoris Tx. et Prsg. in Tx.  1950 - сбитые пастбища и вытаптываемые сообщества;

- Galio-Urticetea Passarge 1967 - антропогенные нитрофильные лесные сообщества;

- Epilobietea angustifoiii Tx. et Prsg. in Tx. 1950 - сообщества вырубок и гарей;

- Urtico-Sambucetea Doing 1962 em. Passarge 1968 - заросли нитрофильных кустарников.

- Robinietea Jurko ex Hadac et Sofron 1980 - городская спонтанная древесная растительность.

В России к перечисленным центральноевропейским классам добавляются вновь выделенные классы:

- Polygono-Artemisietea austriacae Mirk., Sach. et Solom. in Mirk, et al. 1986 -вытаптываемые сообщества степной зоны;

- Caricetea duriusculae Mirk, et Kashapov 1987 - сбитые степные пастбища Восточной Сибири и Монголии;

- Artemisietea jacuticae Gogoleva et al.  1987 - высокорослые рудеральные сообщества Восточной Сибири;

- Puccinellio-Hordeetea jubati Mirk,  in Gogoleva et al. 1987 - рудеральные сообщества солонцеватых почв Восточной Сибири.

Во всех перечисленных классах синантропные виды являются основными ценозообразователями.

К синантропизированной растительности мы предлагаем относить классы естественной растительности или вторичных сообществ, но сформированных за счет видов местной флоры (например, послелесные луга), в которых значительную роль играют внедрившиеся синантропные виды и произошло значительное снижение биоразнообразия. В этом случае потенциально синантропизированными будут сообщества классов, на которые активно влияет человек, например:

- Molinio-Arrhenatheretea R.Tx. 1937 em.R.Tx. 1970 - вторичные послелесные луга умеренной зоны Евразии;

- Trifolio-Geranietea sanguinetei Th.Muller 1961 - луговые сообщества лесных опушек и редколесий;

- Festuco-Brometea Br.-Bl. et Tx. 1943 - ксеротермные и полуксеротермные травяные сообщества;

- Phragmiti-Magnocaricetea Klika in Klika et Novak 1941 - водные и околоводные сообщества;

- Salicetea purpurea Moor 1958 - пойменные прирусловые ивово-тополевые леса и кустарники;

- Querco-Fagetea Br.-Bl. et Vlieger in Vlieger 1937 - мезофильные и мезоксерофильные широколиственные листопадные леса на богатых почвах;

- Alnetea glutinosae Br.-Bl. et Tx. 1943 ex Westhoff et al.1946 - низинные эутрофные лесные и кустарниковые болота на торфянистой почве и т.д.

ОЦЕНКА СИНАНТРОПИЗАЦИИ ФЛОРЫ И РАСТИТЕЛЬНОСТИ

Уровень синантропизации оценивается показателем доли синантропных видов в сложении флоры или растительности. Оценка синантропизации растительности возможна на уровне конкретных сообществ и синтаксонов разного ранга.

При оценке синантропизированных сообществ возможно использовать два подхода:

а) определение доли синантропных видов в ценофлоре сообщества;

б) определение доли синантропных видов в составе сообщества.

Во втором случае учитывается вес вида - его количественная представленность и суммируются фитоценотические коэффициенты, определяемые как произведение обилия на постоянство видов (и то и другое оценивается баллами). В качестве целого, от которого рассчитывается доля синантропных видов, используется уже не число видов, а сумма фитоценотических коэффициентов.

Второй подход позволяет лучше отразить вклад синантропных видов в фитомассу сообществ и более эффективен в тех случаях, когда синантропные виды уже становятся доминантами.

Оба этих показателя могут быть рассчитаны как для всей ценофлоры или всего списка видов, входящих в сообщество, так и для редуцированного списка видов, представляющего ядро, т.е. видов, которые встречены с постоянством свыше 20%.

В таблице 1 показана оценка синантропизированности ассоциаций сегетальной, рудеральной и степной растительности степной зоны Башкирского Зауралья (данные из работ Б.М. Миркина и др., 1985; А.Р. Ишбирдина и др., 1988; М.С. Саитова, 1989 а, б).

Таблица позволяет видеть, что все перечисленные подходы дают достаточно близкие результаты, но все же оценка уровня синантропизации по составу растительности (т.е. с учетом обилия и постоянства видов), в особенности при исключении редких видов, дает более точную оценку выраженности процесса.

Во всех ассоциациях синантропных классов Secalietea, Chenopodietea и Artemisietea vuigaris уровень синантропизации как при оценке ценофлоры, так и растительности, превышает 80%, что видимо можно принять в качестве порога для различения синантропной и синантропизированной растительности.

В то же время сообщества сбитых пастбищ классов Plantaginetea majoris и Polygono-Artemisietea austriacae, а также посевов многолетних трав, в которые активно внедряются виды местной флоры, могут быть не только синантропными, но и синантропизированными. Доля синантропных видов в сообществах составляет 51-83% , а при редуцированном списке видов -56-91%.

В свою очередь синантропизированную растительность можно подразделить на три группы по уровню синантропизации:

  1. Сообщества высокого уровня синантропизации - доля синантропных видов от 51 % до 80%.
  2. Сообщества среднего уровня синантропизации - доля синантропных видов от 31% до 50%.
  3. Сообщества низкого уровня синантропизации - доля синантропных видов от 11 до 30%.

Соответственно несинантропизированными сообщества можно считать при доле синантропных видов ниже 10%.

В целом для статьи нами были подобраны лишь отдельные примеры, причем степные описания представляли как раз наиболее хорошо сохранившиеся несинантропизированные сообщества. При использовании более массового материала будет несложно найти сообщества, представляющие низкий, средний и сильный уровень синантропизации.

УРОВЕНЬ СИНАНТРОПИЗАЦИИ КАК ИНДИКАТОР СОХРАНЕНИЯ БИОРАЗНООБРАЗИЯ

Как уже отмечалось, доля синантропных видов коррелирует с общевидовым богатством. Проиллюстрируем это на двух примерах.

А. Изменение видового богатства и уровня синантропизации сообществ при пастбищной дегрессии (рис. 1).

Для их оценки использовался метод экстраполяции пространственных рядов во временные, описывалась трансекта, проложенная от сбитого выгона до сравнительно сохранившегося сообщества на удалении 2,5 км от населенного пункта.

Нетрудно видеть, что при пастбищной дегрессии резко снижается ?-разнообразие (видовое богатство) сообществ за счет уменьшения доли степных видов класса Festuco-Brometea. На слабосбитых участках трансект их доля составляет 61%, а на сильносбитых - 8%. Иначе ведут себя синантропные виды (классов Secalietea, Chenopodietea, Agropyretea repentis, Polygono-Artemisietea austriacae, Plantaginetea majoris, Artemisietea vulgaris), которые увеличивают свою представленность. На слабосбитых участках трансект видовое богатство составляет 79 видов/100 м2, а на сильносбитых- 12 видов/100 м2.

Б. Изменение видового состава и уровня синантропизации при восстановительной сукцессии в травосмеси (рис. 2).

В ходе такой сукцессии имеет место противоположный процесс снижения уровня синантропизации сообществ. Данные для оценки сукцессии в травосмесях также были получены путем экстраполяции пространственных рядов во временные.

Можно видеть, что на первой стадии сукцессии в сообществах преобладают виды синантропных классов растительности, на второй и третьей стадии участие синантропных видов значительно снижается и уже большую часть составляют виды естественных классов растительности, по-преимуществу, степные виды, ?-разнообразие возрастает от 19 видов/100м2 на первых годах жизни до 27 видов в среднем в старовозрастных посевах.

УПРАВЛЕНИЕ ПРОЦЕССОМ СИНАНТРОПИЗАЦИИ

Совершено очевидно, что процесс синантропизации как отражение общей деградации степных экосистем должен быть объектом экологического управления (экоменеджемента). Оптимальным вариантом является создание степных ООПТ, где степи сохраняются при регламентированном умеренном выпасе (причем желательно коней, как животных, наиболее близких по характеру воздействия на травостои к «создавшим» степи сайгакам). Однако, к сожалению, в условиях РБ нет ни одного степного заповедника, а национальные парки Асликуль и Кандрыкуль, которые созданы в степной зоне, достаточно формальны. Степные сообщества в них по-прежнему используются как пастбища при превышении пастбищными нагрузками их пастбищной емкости. По сей день не реализованы рекомендации ботаников-экологов об организации лесостепного ООПТ «Шайтан-Тау» (Дубравная лесостепь.., 1994) и степного - «Ирендык». Степные сообщества охраняются в 26 памятниках природы, однако и эта охрана достаточна формальна.

В любом случае основная часть степных экосистем сохраняется в сфере активного хозяйственного использования. В настоящее время пастбищная емкость превышена пастбищными нагрузками в 3-10 раз (Миркин и др., 1998). Урегулирование использования пастбищ и, соответственно, снижение уровня синантропизации и повышение их биоразнообразия возможно только при оптимизации структуры агроэкосистем, т.е. приведении в соответствие поголовья скота (и его структуры) и возможности производства кормов.

При этом невозможно «вырвать» звено агроэкосистемы «степь - пастбище - скот», а необходимо оптимизировать все ее составляющие, включая и пашню. Для урегулирования пастбищных нагрузок возможно несколько альтернатив оптимизационных решений:

  1. Сокращение поголовья скота (Чибилёв, 1998). Это очень непопулярная мера, однако она неизбежна и стихийно реализуется, особенно в годы засух, как было в 1999 году, когда поголовье скота во многих районах степной зоны РБ сократилось в 2 раза. Тем не менее, эта «непопулярная мера» вовсе не обязательна, т.к. снизить пастбищные нагрузки во многих хозяйствах можно другими альтернативными вариантами.
  2. Снижение площади пашни за счет выведения из пахотного использования и залужения или зацелинения части земель, которые нарушены эрозией. Впрочем, необходимо сокращение площади пашни в равнинных районах даже в тех случаях, если эрозии нет. Экологический норматив предельно допустимой освоенности в пашню в степной зоне даже при идеальном рельефе не должен превышать 70%. В случае сложного рельефа, способствующего развитию эрозии, норматив может понизиться до 30-40%.
  3. Улучшение пастбищ. В условиях степной зоны поверхностное улучшение неэффективно - удобрение плохо усваивается ввиду малого количества осадков, посеянные травы быстро вытесняются аборигенами из травостоя. Возможно лишь коренное улучшение, которое, как показывают эксперименты (Харисов, 1999), может быть очень успешными с повышением урожая (и стало быть пастбищной емкости) в 10 раз. Разумеется, такой улучшенный травостой может использоваться только в щадящем режиме в строгом соответствии с динамикой емкости пастбищ по сезонам года, т.к. в противном случае наступит очень быстрая деградация.

В большинстве случаев хороший результат может быть получен при реабилитации пастбищ при временном прекращении выпаса. Поскольку большая часть степного травостоя «закопана в почву» (Мордкович и др., 1997, Чибилёв, 1998), то при создании благоприятных условий возможно восстановление продуктивности и улучшение ботанического состава степных пастбищ за достаточно короткий срок - 3-6 лет.

  1. Увеличение доли кормов, производимых на пашне. Несмотря на то, что в степной зоне наиболее оправдана растениеводческая ориентация с производством сильных пшениц, которые высокорентабельны, загрузка севооборота зерновыми не должна превышать 60%. Оставшиеся 40% - это черные влагонакопительные пары и почвовосстанавливающие культуры, при этом при черных парах они особенно необходимы, т.к. эта фаза севооборота «работает» на человека, а не на почву. Одновременно с накоплением влаги для урожая будущего года происходит активная минерализация органического вещества, что снижает плодородие почвы. В составе почвовосстанавливающих культур - кормовые растения - бобовые (горох, соя), однолетники (суданская трава и др.), многолетние травы (эспарцет, люцерна, регнерия, кострец, житняк, ломкоколосник и др.).

В таблице 2 показаны результаты оптимизации пастбищных нагрузок в 5 хозяйствах Баймакского района Башкортостана. Можно видеть, что в зависимости от перегрузок выпасом пастбищ в существующем состоянии для приведения в соответствие пастбищной емкости и пастбищных нагрузок необходимы разные альтернативные варианты.

В целом при оптимизации структуры агроэкосистемы всегда следует помнить о невозможности «снять две шкуры с одного медведя». При растениеводческой ориентации скота должно быть столько, сколько нужно для пополнения почвы органическим веществом и переработки продукции травостоев естественных кормовых угодий и почвоулучшающих культур. При сложном рельефе или при количестве осадков, которое делает растениеводство экологически опасным и экономически малорентабельным, оптимизация должна быть нацелена на повышение поголовья скота.

В любом случае при управлении агроресурсами не должен нарушаться экологический императив, т.е. система запретов на все формы разрушения агроресурсов - эрозию почв и пастбищную дегрессию степных травостоев. (Миркин и др., 1999).

Таблица 2

Возможность изменения пастбищных нагрузок на степные пастбища при оптимизации сельскохозяйственных экосистем (на примере 5 хозяйств Баймакского района Республики Башкортостан)

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

  1. Горчаковский П.Л. Антропогенная трансформация и восстановление продуктивности луговых фитоценозов. Екатеринбург: Изд-во «Екатеринбург», 1999. 156 с.
  2. Дубравная лесостепь на хребте Шайтан-тау и вопросы ее охраны /Под ред. Е.В. Кучерова. Уфа, 1994. 186 с.
  3. Ишбирдин А.Р., Миркин Б.М., Соломещ А.И., Сахапов М.Т. Синтаксономия, экология и динамика рудеральных сообществ Башкирии. Уфа: БНЦ УрО АН СССР, 1988. 161с.
  4. Миркин Б.М., Абрамова Л.М., Ишбирдин А.Р., Рудаков К.М., Хазиев Ф.Х. Сегетальные сообщества Башкирии. Уфа: БФАН СССР, 1985. 155 с.
  5. Миркин Б.М., Абрамова Л.М., Прокудина Е.И., Хазиахметов P.M., Юнусбаев У.Б. Степи Башкирии: стратегия неразрушительного пользования //Степной бюлл., 1998. № 2. С.24-29.
  6. Миркин Б.М., Хазиев Ф.Х., Хазиахметов P.M., Бахтизин Н.Р. Экологический императив сельского хозяйства Республики Башкортостан. Уфа: Гилем, 1999. 165 с.
  7. Мордкович В.Г., Гиляров A.M., Тишков А.А., Баландин С.А. Судьба степей. Новосибирск: Мангазея, 1997. 208 с.
  8. Сайтов М.С. Синтаксономия степной растительности Башкирии. Степи Зауралья (порядки Festucetalia valesiacae и Helictotricho-Stipetaiia). M., 1989 а. Рук. деп. в ВИНИТИ, № 4150-В89. 26 с.
  9. Сайтов М.С. Синтаксономия степной растительности Башкирии. Степи и остепненные луга Зауралья (порядки Onosmetalia, Galietalia veri, Polygono-Artemisietalia austriacae). M., 1989 б. Рук. деп. в ВИНИТИ, № 4151-В89. 26 с.
  10. Харисов М.К. Адаптивный подход при повышении продуктивности склоновых естественных кормовых угодий Зауралья //Башкирский экологический вестник, 1999. №З.С.78-81.
  11. Чибилёв А.А. Степи Северной Евразии (эколого-географический очерк и библиография). Екатеринбург: УрО РАН, 1998. 190 с.
  12. Юрцев Б.А. Основные направления современной науки о растительном покрове //Ботан. журн., 1988. Т.73. №10. С.1389-1395.
  13. Юрцев Б.А., Камелин Р.В. Основные понятия и термины флористики. Пермь, 1991. 80 с.

THE SYNANTHROPIZATION OF STEPPES: METHODS OF ESTIMATION AND POSSIBILITY OF MANAGEMENT

L.M. Abramova, R.M. Khaziakhmetov, G.R. Khasanova, U.B. Unusbayev, B.M. Mirkin

Bashkiriya State University 450074 Ufa, Ul.Frunze, 32, Bashkiriya, Russia

The some methods of estimation of the synanthropization levels of coenoflores and plant communities are considered. The processes of synanthropization illustrated by examples of succession of pasture degradation and restoration of steppe vegetation. The management of processes synanthropization and biodiversity destruction in artificial grasslands may be realized by optimization the agroecosystems structure.


Для того чтобы оставить комментарий вы должны авторизоваться на сайте! Вы также можете воспользоваться своим аккаунтом вКонтакте для входа!