Біорізноманіття природних комплексів та ландшафтів
  • Регистрация
1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 Рейтинг 0.00 (0 Голоса)

Гідробіологічні дослідження.

Александров Б. Г., Зайцев Ю. П., Воробйова Л. В., Рясінцева Н. І.

*Примітка. В основу наданих до розгляду методик покладені матеріали, опубліковані за завданням Міністерства освіти і науки в 1995 р.: Александров Б. Г., Андрієнко Т. Д., Волох А. М., Воловник С. В., Воробйова Л. В. й ін. Моніторинг та підтримка біологічного розмаїття у водно-болотних угіддях України. “Бранта” Мелітополь, 1995.- 220с.

Будучи перехідними зонами між морем, прісними водами й сушею, водно-болотні угіддя (ВБУ), як ключові об'єкти регіональних екологічних мереж, мають всі властивості екотонів. Це означає наявність великої видового різноманіття водних, водно-повітряних і наземних організмів, значна щільність гідробіонтів й аеробіонтів, високі показники біологічної продуктивності та ін.

У той же час ВБУ, розташовані в межах різних середовищ біосфери, являють собою "екологічну мішень" для різних форм антропогенного впливу з боку суші, поверхневих вод і моря. Це обставина нерідко призводить до утворення областей різного ступеня екологічної напруги. Просторовий збіг зон високого біорізноманіття та продуктивності з областями екологічного ризику викликає обґрунтовану занепокоєність в суспільстві.

Україна володіє численними й різноманітними ВБУ уздовж узбереж Чорного і Азовського морів з загальною довжиною більше 2800 км (Шуйский, 1989). У своїй сукупності приморські ВБУ України представляють дуже широку екологічну мозаїку з чергуванням різних водних і наземних ландшафтів з перехідними зонами та властивим для них крайовим ефектом.

При розробці методик гідробіологічних і гідроекологічних досліджень приморських ВБУ України, з огляду на вказане різноманіття цих водойм, автори дійшли до висновку, що ця обставина унеможливлює створення єдиної, стандартної методики їхнього вивчення, оскільки в кожному конкретному випадку необхідний індивідуальний підхід з урахуванням специфіки об'єкта дослідження.

Разом з тим, сучасна наука цілком обґрунтовано користується рядом апробованих прийомів і підходів до вивчення водних екосистем, які ґрунтуються на загальних гідробіологічних й екологічних закономірностях. Ці підходи і прийоми взяті авторами за основу при укладанні пропонованих нижче методик. Крім того, автори опиралися в своїй роботі на багаторічний досвід досліджень, виконаних Одеською філією Інституту біології південних морів НАН України в дельтах, лиманах, лагунах і мілководних морських затоках. Це дозволило прив'язати методики та програмні завдання до певних категорій ВБУ, зробити їх більш конкретними.

Наукова концепція з провадження програмних завдань ґрунтується на тезі про те, що формування екосистем приморських ВБУ відбувається під впливом безлічі факторів, що діють не тільки усередині даної водойми, але й за її межами. До числа останніх відноситься величина і якість поверхневого стоку з водозбірного басейну, ступінь і характер впливу моря, кліматичні особливості регіону, у тому числі режим опадів, геологічні особливості, зокрема динаміка берегів, інші фактори.

Тому комплексні гідробіологічні дослідження ВБУ потребують ґрунтовного попереднього фізико-географічного, кліматологічного й геологічного забезпечення, як основи для виважених методологічних підходів до роботи.

Методологія гідробіологічних досліджень виходить із того, що водойми являють собою продукт взаємовпливу й взаємодії трьох основних біоциклів планети - моря, суші й прісних вод. Іноді лимани й естуарії виділяються як четвертий біоцикл (Дедю, 1989).

Основні завдання.

1.  Визначення структури гідробіоценозів виділених біотопів та комплексів.

2.  Визначення трофічного взаємовпливу водних і наземних екосистем.

3.  Районування ВБУ за інтенсивністю біопродукційних процесів.

4. Класифікації водних об'єктів за гідрологічним й гідрохімічним режимами.

5.  Визначення основних джерел антропогенного впливу та оцінка їхнього впливу на ВБУ, інші водні об’єкти.

6.  Розробка системи комплексного моніторингу стану ВБУ та інших водних об’єктів.

Підходи до проведення робіт з даних напрямів реалізуються у програмних завданнях(Програма), які доцільно розділити на три етапи.

Перший етап (тривалість 2-3 року).

 

Включає складання попередньої карто-схемы ВБУ, визначення границь і опис основних біотопів у їхніх межах, установлення пунктів спостереження та вимірів для виявлення кількісних залежностей між первинними інтегральними характеристиками стану водних екосистем (наприклад - кольоровість води, валова первинна продукція, яка визначається за показниками добової зміни вмісту кисню тощо.) і комплексом стандартних гідрологічних, гідрохімічних і гідробіологічних показників.

Вибір типів пунктів спостережень.

Фонові пункти спостереження ВБУ охоплюють весь діапазон зміни факторів середовища, з урахуванням існуючих класифікацій водних об'єктів.

Спеціальні пункти виявляють особливості трофічних взаємовідносин між птахами і гідробіонтами.

Попередня карто-схема ВБУ й біотопів укладається на основі аналізу як ретроспективних даних, так і результатів польових спостережень, здійснених у ході виконання I етапу.

Другий етап (тривалість 5-7 років).

Включає складання карти-схеми біопродуктивного потенціалу ВБУ, визначення особливостей біоенергетичної взаємодії між птахами і гідробіонтами, розробку системи моніторингу за станом ВБУ

Етап завершується розробкою не тільки системи контролю за станом ВБУ, але й комплексу заходів щодо управління та охорони даних територій.

Третій етап (триваючий).

 

Включає здійснення стабільного й спеціального моніторингу з розроблених програмних завдань

Головні завдання.

1. Визначення й класифікація біотопів ВБУ на основі попереднього вивчення їхніх фізико-хімічних умов.

Оскільки запропонований комплекс методик і підходів до їх впровадження є „піонерським” в області вивчення ВБУ, як самостійного й унікального природного об'єкта, основною його метою є складання повного переліку приморських ВБУ України та їхня класифікація за географічними, екологічними, біологічними та іншими критеріями.

Наявна на даний час наукова інформація дозволяє провести лише попереднє комплексне ранжування водних об'єктів, ВБУ за основними їх природними особливостями і запропонувати принципи їхньої класифікації з метою виділення ознак, показників і характеристик, що підлягають контролю при їх комплексному вивченні.

Водні об'єкти ВБУ України, розташовані уздовж узбереж Чорного й Азовського морів, відрізняються значною різноманітністю формуючих їх ландшафтів і водного режиму.

 

1.1. Класифікація водних об'єктів.

 

 

Обробка матеріалів натурних спостережень за допомогою наведеної класифікації дозволить виявити водні об'єкти, що підлягають першочерговій охороні. Сполучення категорій (сума індексів) даної ознаки визначає розряд, який відбиває умови формування якості і кількості води в об'єкті (умови режиму, водообмін та ін.). В ознаках, які відображають формування якості й кількості води, на перше місце висуваються категорії й розряди, які відображають найбільш несприятливі умови, з зафіксованих за багаторічний період спостережень. Сума розрядів вказує на клас і підклас водного об'єкта. Клас відображає його морфометричні характеристики і водність, а підклас - умови формування якості вод.

У результаті, найбільш великі об'єкти (по розмірах і водності) попадають у клас із меншим номером, об'єкти з найменш сприятливими умовами формування якості вод у підклас А, об'єкти зі сприятливими умовами в підклас Б.

Констатуючи значні відхилення умов існування в межах ВБУ, які проявляються не тільки в різному ступені мінералізації, але й ізольованості водообміну варто пам'ятати, що при цьому відзначаються принципові розходження в трансформації речовини й енергії.

Хоча прісноводні й морські екосистеми рівною мірою отримують світлову й теплову енергію сонця, зазнають вітрових перемішувань, тільки морські екосистеми отримують додаткову механічну енергію припливів і відливів.

Незважаючи на практичну відсутність припливів і відливів у Чорному морі, що обумовлюється його ізольованістю, тут, проте, відзначаються подібні за впливом згінно-нагінні коливання рівня моря. Їхній вплив призводить до осушення морського дна ("псевдоліторалі"). Наприклад, у Тендрівській затоці ширина такої зони досягає 40 м (Арнольди, 1948), а на Сиваші - кількох кілометрів. Крім того, додатковий потік енергії, що надходить під час згонів у прибережну зону призводить до виникнення сильних течій, інтенсивного вертикального перемішування, формування специфічних біотопів.

Існує ряд доказів того, що в прибережних морських екосистемах, зокрема морських ВБУ, підтримується більш високий рівень валової продукції донних безхребетних і риб, ніж у стоячих прісноводних водоймах. Унаслідок більш інтенсивного перемішування й аерації донних відкладень спостерігається більш повне залучення в метаболічний кругообіг біогенних речовин. Ефективність засвоєння рибами органічного вуглецю, утвореного в ході фотосинтезу на морських мілководдях, в 5-10 разів вища, ніж у водоймах озерного типу. Дана обставина дозволяє пояснити більш високу рибопродуктивність приморських мілководь при низькому рівні первинної продукції порівняно з водними екосистемами стоячих водойм (Nixon, 1988).

У зв'язку з вищевикладеним, у програму спостережень біотопів такого типу варто включити визначення амплітуди згонів ширини псевдоліторалі, частоти й тривалості згінно-нагінних явищ, а також дослідження гідродинамічної активності.

Серед більш ніж 40 способів виміру динаміки водних мас безумовними перевагами характеризується метод розчинення гіпсу - МРГ (Muus, 1968; Madsen, Wamcke, 1983).

Принцип методу заснований на різній швидкості втрати ваги гіпсових форм, які омиваються водою з різною швидкістю течії. На відміну від інструментальних вимірів, наприклад за допомогою вертушок, виявляється можливим одержати інтегральну інтенсивність руху води за час експозицій форм (від 0,5 до 5 доби). Метод був випробуваний і отримав хороші кількісні підтвердження при дослідженнях як морських (Хайлов й ін., 1992), так і прісноводних екосистем (Распопов й ін., 1990). Безумовними перевагами методу, крім інтегральної оцінки гідродинаміки, є його простота, доступність і необмеженість вимірів на будь-якій площі.

1.2. Оцінка стану водних об'єктів за гідрохімічними показниками.

З огляду на те, що метою програмних завдань є вивчення й охорона екосистем ВБУ, при оцінці стану водних об'єктів доцільно використовувати класифікацію за [ДЕРЖСТАНДАРТ 17.1.2.04-77] і нормативи за [Правила N 1166-74] для водних об'єктів рибогосподарського використання. У рамках цього стандарту якість вод характеризується наступними показниками:

- трофосапробністю;

- солоністю і вмістом вапняків;

- водневим показником (рН);

- вмістом шкідливих речовин.

Класифікація якості вод трофосапробності дана в літературі (Жукинский, Оксиюк, 1981).

Солоність води є одним з інтегральних критеріїв якості ВБУ як біотопів, що пояснюють їхній генезис, зв'язки з водозбірною площею і морем.

Існує кілька шкал, які використовуються для розподілу водойм за ознакою солоності. Ця обставина затрудняє порівняння та узагальнення результатів різних досліджень.

Пропонується уніфікувати методику класифікації водойм за цим критерієм, взявши за основу найпоширенішу в літературі Венеціанську систему класифікації природних вод за їхньою солоністью, прийняту на Міжнародному лімнологічному конгресі 1958 року у Венеції в 1958 р..

За цією системою природні води поділяються на:

1  - прісні - до 0,5‰

2  - олігогалинні - 0,5-5‰

3  - мезогалинні - 5,1-18‰ міксогалинні, або солонуваті

4  - полігалинні - 18,1-30‰

5  - еугалинні, або морські - 30,1-40‰

6  - гіпергалинні, або пересолоні - > 40‰.

Проводячи класифікацію з солоності водних об'єктів, розташованих уздовж морських узбереж, слід мати на увазі неусталеність показників цього важливого екологічного фактора. Лише морські мілководні затоки - Ягорлицька, Каркінитська - відрізняються відносно малою амплітудою коливань солоності води в межах 3-4-х‰. У більш-менш ізольованих від моря водоймах солоність води зазнає істотних багаторічних і сезонних коливань залежно від кількості атмосферних опадів та інтенсивності випаровування.

Як правило, солоність у літньо-осінній сезон буває вищою, ніж навесні. Тому одна й та ж водойма може переходити з однієї категорії солоності в іншу. Зазначену обставину слід враховувати проводячи класифікацію ВБУ.

У деяких випадках, при високому ступені ізоляції від поверхневих вод і моря, лиман або озеро можуть протягом декількох років проявляти стійку тенденцію до зміни солоності води у бік підвищення її мінералізації. Наприклад, унаслідок ряду маловодних років і високих температур у теплу пору року, рівень Куяльницького лиману близь Одеси до 1995 року понизився більш ніж на 8 метрів відносно рівня Чорного моря, а його солоність зросла до 272‰. При цьому осушувалося близько 30% поверхні дна лиману, виникала серйозна загроза підриву запасів лікувальних грязей.

За Венеціанською системою класифікації основні приморські ВБУ України можна розділити на наступні:

- прісні - поверхневі шари води в гирлі Кілійської протоки Дунаю, низов'їв Дніпра і Дністра;

- олигогалинні - Сасикський лиман - водосховище, Хаджибейський лиман, більша частина Дністровського та Дніпро-Бузького лиманів;

- мезогалинні - ця група включає більшість приморських ВБУ, у тому числі лимани Будакський, Григорівський, Тилигульський, Березанський та інші, Тендровську, Джарилгачску таі Каркінитську затоки Чорного моря;

-  полигалинні - лимани Шагани, Алібей, Бурнас, Дофинівський, озера
Устричне, Донузлав;

-  єугалинні - лиман Карачаус, озеро Качик, північна частина Сивашу;

-  гіпергалинні - Куяльницький лиман, озера Старе, Червоне, Узунларське та інші.

Організація моніторингу таких акваторій повинна забезпечувати фіксування всього діапазону мінливості солоності.

По показнику твердості води підрозділяються на наступні групи:

-  дуже м'яка - не більше 1.5 мг. экв/л;

-  м'яка - 1.51-3.00 мг. экв/л;

-  помірно тверда - 3.01-6.00мг. экв/л;

-  тверда - 6.01-9.00 мг. экз/л;

-  дуже тверда - більше 9.00 мг. экв/л;

По водневому показнику (рН) прісні, солонуваті води поділяються на наступні групи:

-  нормальні рн 6.5-8.5,

-  кислуваті рн 6.4-5.0 (небезпечні),

-  кислі - рН нижче 5.0 (дуже небезпечні),

-  підлужні - рн 3.6-9.5 (небезпечні при тривалій дії),

-  лужні - рН вище 9.5 (дуже небезпечні).

Шкідливі речовини, які лімітовані за показниками токсичності для риб та інших організмів, визначаються переліками ПДК [Правила, 1974].

Обов'язковому контролю підлягає вміст забруднюючих речовин, віднесених до розряду глобальних токсикантів і які характеризуються властивістю акумулюватися в гідробіонтах. Це - нафтопродукти, пестициди, важкі метали й радіонуклеіди.

1.3. Еколого-санітарна класифікація водойм

Всі басейни за ступенем їхнього органічного забруднення можна розділити на групи: а- і В- полісапробні, а- і В- мезосапробні, а- і В- олігосапробні й ксеносапробні водойми з винятково чистою водою, які населені групою організмів, об'єднаних терміном «катаробії» і існуючих у холодній воді з значною кількістю кисню. Для кожної з наведених груп водойм із різним ступенем сапробності характерні види або групи видів, здатні до максимального розвитку.

Для полісапробної зони властивий масовий розвиток бактерій, безбарвних жгутикових, сірчаних бактерій, інфузорій за відсутності кисню, значній кількості білкових з'єднань, поліпептидів і вуглеводів (Зернов, 1949).

В а-мезосапробній зоні основні групи організмів такі: гриби, бактерії, синьо-зелені водорості, зелені жгутикові, інфузорії, коловертки й ін.. При цьому вміст розчиненого кисню є дуже низьким, присутні сірководень, аміак, амінокислоти, біохімічні процеси носять відновно-окисний характер.

Для β-мезосапробній зоні характерним є значний розвиток синьо-зелених, діатомових і зелених водоростей, інфузорій, губок, коловерток, молюсків, ракоподібних, риб. Умови аеробні, вміст бактерій - десятки тисяч, присутні NH3, N2O3, аміачні з'єднання жирних кислот, біохімічні процеси носять окисний характер.

В олигосапробній зоні масового розвитку досягають зелені, діатомові водорості, перидинеї, хризомонади, коловертки, губки, молюски, ракоподібні, риби. При високому вмісті кисню біохімічні процеси носять окисний характер.

1.4. Оцінка стану водних об'єктів за рівнем трофності.

На теперішній час у науковій літературі для поділу водойм за рівнем трофності (або трофії) використовуются кілька десятків найменувань. Для уніфікації типів водойм за трофністю, згідно встановленої стандартної шкали трофності, пропонується залишити: улътраоліготрофні, а - і В-оліготрофні, а?- і В-мезотрофні, а - і В - євтрофні і гіпертрофні типи водойм. Розподіл на а - і В-групи дозволяє більш диференційовано класифікувати водойми. Крім того, необхідно пам'ятати, що кількісні показники первинної продукції, фітопланктону, зоопланктону, бентосу й риб не завжди збігаються, однак вони відносяться до одного класу за існуючою шкалою трофності. Є водойми, які за показниками біомаси фітопланктону відносяться до а-оліготрофних, а бентосу – до В-оліготрофних, як це трапляється в морських ВБУ (див. підрозділ 1.1.) і т. п.. Однак, існує загальна тенденція збігу багатьох показників біомаси фіто - і зоопланктону, бентосу і риб у межах одного класу трофності (Китаев, 1984).

В умовах прісноводних водойм України середній рівень кількісних показників біоти звичайно відповідає євтрофним об'єктам; величини нижче середніх у більшості випадків характерні для мезотрофних, а низькі - для оліготрофних. Для більш точної оцінки трофності були використані навіть політрофний і полі-гіпертрофний типи водойм (Оксиюк й ін., 1994а, 1994б). Однак, для кращого порівняння ВБУ за рівнем трофності найбільш важливою є загальноприйнята типологія по Тинеману - Науму.

Значення первинної продукції, як початкової ланки трофічних взаємовідносин в екосистемах, не підлягає сумніву. При вивченні ВБУ біомаса фітопланктону може слугувати непрямим показником продуктивного потенціалу тих або інших біотопів (Табл. 2.17).

Ще точніше трофічний рівень взаємин може бути охарактеризований за змістом хлорофілу (Табл. 2.18) і первинної продукції (Табл. 2.19). Як справедливо відзначав Г. Г. Винберг (I960), без залучення кількісних даних, що характеризують величину первинної продукції, є неможливим подальший розвиток природно-історичних основ класифікації водойм.

Таблиця 2.17

Класифікація водойм за біомасою фітопланктону

Тип водойми

Біомаса фітопланктону, м·м-3

Жукинский й ін., 1976

Китаев, 1984

Оксиюк й ін., 1994

α -оліготрофний

<0,01

<0,5

< 0,1

β -оліготрофний

0,01-0,1

0,5-1,0

0,1-0,5

α -мезотрофний

0,1-1,0

1,0-2,0

0,6-1,0

β -мезотрофний

1,0-5,0

2,0-4,0

1,1-2,0

α -євтрофний

5,0-10,0

4,0-8,0

2,1-5,0

β -євтрофний

10,0-50,0

8,0-16,0

5,1-10,0

гіпертрофний

50,0-500,0

>16,0

>50,0*

*10,1-50,0 р. м-3 - політрофний

Таблиця 2.18

Класифікація водойм за вмістом хлорофілу

Тип водойми

Зміст хлорофілу, мг·м-3

Винберг, 1960

Китаев, 1984

Оксиюк та ін., 1994

α-оліготрофний

<1,0

<1,5

<3,0

β-оліготрофний

-

1,5-3,0

3,0-7,0

α-мезотрофний

-

3,0-6,0

8,0-12,0

β- мезотрофний

1,0-10,0

6,0-12,0

13,0-20,0

α-євтрофний

-

12,0-24,0

21,0-40,0

β-євтрофний

10,0-100,0

24,0-48,0

41,0-75,0

гіпертрофний

> 100,0

>48,0

>151,0*

* 76,0-150,0 - політрофний

Таблиця 2.19

Класифікація водойм за первинною продукцією

Тип водойми

Первинна продукція, гС·м-з·сут-1

Винберг,1960

Китаев, 1984

Оксиюк й ін, 1994

α-оліготрофний

0,06

<0,125

0,06

β-оліготрофний

-

0,125-0,250

0,06-0,09

α-мезотрофний

0,15-030

0,250-0,500

0,13-0,19

β-мезотрофний

-

0,500-1,000

0,22-0,32

α -євтрофний

0,30-1,50

1,000-2,000

0,35-0,95

β -євтрофний

-

2,000-4,000

0,98-1,59

гіпертрофний

1,50-3,00

>4,000

2,42*

* 1,62-2,38- політрофний (при перерахуванні використався еквівалент 1 м ПРО2 =0,318 м3

Біопродуктивність ВБУ за рівнем трофності на I етапі досліджень може бути достатньо повно оцінена за величиною валової первинної продукції автотрофів (не тільки фітопланктону). При цьому сумарна продукція вищої водної рослинності, багатоклітинних й одноклітинних водоростей може бути обчислена за даними виміру добової динаміки загального змісту розчиненого у воді кисню.

Уперше цей метод був застосований Г.Г. Вінбергом і Л.И. Яровициною (1939) на озері Білому. В подальшому він широко застосовувався в дослідженнях прісноводних і морських водойм (Винберг, 1960).

Незважаючи на ту обставину, що первинна продукція є початковою ланкою наступної трансформації речовини та енергії структурними компонентами екосистеми, включаючи птахів, при оцінці і аналізі трофічного потенціалу гідробіонтів різних ВБУ необхідно враховувати також кількісні показники біомаси зоопланктону, бентосу і риб. У цьому випадку корисно використовувати, крім наведених вище стандартних показників первинної продукції й хлорофілу "а", також біомасу основних представників (життєвих форм) планктонів, включаючи риб (Табл. 2.20), і бентосу (Табл. 2.21), встановлених на підставі аналізу матеріалів більш, ніж по 3000 водоймам Європи й Північної Америки (Китаев, 1984; Оксиюк й ін., 1994а, 19946).

В процесі досліджень значення наведених вище класів показників можуть бути доповнені й уточнені. У перспективі доцільно розробити шкалу трофності не тільки для біомаси зоопланктону, бентосу й риб, але і для їхньої продукції, а також визначити характерні показники продукції для визначених ВБУ в цілому.

Таблиця 2.20

Стандартні класи біологічних показників трофності водойм за біомасою планктонів і риб (верхня частина граф - по Китаеву, 1984; нижня - по Оксиюк й ін., 1994а, 19946)

Біомасаг.м-3

Клас трофності

Біомаса, м·м-3


Загальний

За типології Тинемана-Наума

Бактеріо-планктон

Фіто-планктон

Зоо-планктон

Риби

Дуже низький

α-оліготрофний

<0,25

<0,5 <0,1

<0,5 <0,1

<0,5

Низький

β-оліготрофний

0,25-0,50

0,5-1

0,1-0,5

0,5-1 0,1-0,3

0,5-1

Помірний

α-мезотрофний

0,51-0,75

1-2

0,6-1,0

1-2

0,4-1,0

1-2

Середній

β-мезотрофний

0,76-1,50

2-4

1,1-2,0

2-4

1,1-5,0

2-4

Підвище-ний

α-євтрофний

1,51-2,50

4-8

2,1-5,0

4-8

5,1-10,0

4-8

Високий

β-євтрофний

2,51-5,00

8-16

5,1-10,0

8-16

10,1-20,0

8-16

Дуже високий

Гіпергрофний

>8,01

>16 >50,1

>16 >30,1

>16

Політрофний: 5,01-8,00 10,1-50,0 20,1-30,0

(по типології Оксиюк й ін., 1994(а,б)

Таблиця 2.21

Стандартні класи біологічних показників трофності водойм за біомасою перифітону і бентосу (верхня частина граф - по Катаєву, 1984; нижня - по Оксиюк й ін., 1994а, 19946)

Клас трофності

Біомаса, м·м-2

маса, г.м-2

Загальний

По типології Гинемана-Заума

Мікрофіто-перифітон

Зоо-перифітон

Макрофіто-бентос

Макрофіти

Зообентос

Дуже низький

α-оліго-трофний

<0,01

<0,1

<0,005

<50

<U5 1,5

Низький

β -оліго-трофний

Ο,Οί-0,05

0,1-03

0,005-0,01

50-100

1,25-2,5 1,5-5,0

Помірний

α-мезо-трофний

0,06-0,10

0,4-1,0

0,011-0,02

110-250

2,5-5,0 5,1-15,0

Середній

β -мезо-

трофний

0,11-0,50

1,1-5,0

0,026-0,10

260-500

5-10 15,1-50,0

Підви-щений

α-єв-трофний

0,51-2,50

5,1-30,0

0,101-0,50

510-1000

10-20 50,1-150,0

Високий

β -єв-трофний

2,51-5,00

30,1-100,0

0,501-2.50

1010-2500

20-40 150,1-300

Дуже високий

Гіпер-трофний

10,0

500,0

5,01

5010

>40 >1000

Політрофний:

(по типології Оксиюк й

5,01-10,00 100,1- 500,0 ін., 1994 (а,б).

2,50 -5,00

2510-5000

300,1-1000

 

2. Складання типового паспорта водойму.

Вирішення даного завдання - важлива й необхідна умова визначення механізмів формування біопродуктивності, значимості окремих ВБУ (або окремих ділянок) у трансформації речовини та енергії.

Закономірності формування скупчень птахів, рибопродуктивності, біорізноманіття у ВБУ значно розрізняються. Вони вимагають уніфікованого підходу до об'єктів спостереження і вимірюваних параметрів. Це виявляється можливим тільки за умови створенні банку даних, які збирають за єдиною схемою, та оформлюються в типовому паспорті. Саме таким шляхом були встановлені кількісні закономірності утворення біологічної продуктивності озер басейну Балтійського моря(по даним 1076 стандартних паспортів (Китаев,1984).

Основні показники, які реєструються в паспорті.

Морфологічні показники:

-  площа (відкритої води, плавнів, сумарна);

-  середня й максимальна глибина;

-  висота над рівнем моря;

-  довжина берегової лінії;

-  питомий водозбір*.

Гідрологічні:

-  показник рівня водообміну **;

-  ширина псевдоліторалі;

-  частота й тривалість згінно-нагінних явищ;

- відносна гідродинамічна активність (за швидкістю втрати ваги гіпсових форм);

-  швидкість і напрямок вітру і основних течій (для морських заток);

-  прозорість за диском Секки;

-  мінімальна, максимальна й середня температура.
Примітка

* Питомий водозбір відображає відношення площі водозбору до площі водного дзеркала ВБУ.

** Питомий водообмін може бути визначений за спрощеною формулою (Григор'єв,1958):

ΔF х 0,03l54 х Mo

авод=----------- ,

Нср

де авод - показник умовного водообміну; ΔF - питомий водозбір; Мо - модуль стоку, л·с-1·км-2; Нср. - середня глибина, м; 0,03154 - постійний коефіцієнт.

Для більш-менш ізольованих частин ВБУ краще обчислювати середню глибину й показник умовного водообміну для кожної ізольованої області окремо.

Дані показники (питомий водозбір і водообмін) добре корелюють із продуктивністю водойм (Китаев, 1984).

Гідрохімічні показники:

-  кольоровість за шкалою Фореля-Уле;

-  перманганатна і біхроматна окисненність;

-  рн, Eh;

-  розчинений ПРО2;

-  солоність;

-  сума іонів, основний аніонний і катіонний склад;

-  Ρзагальний;
-ΝΗ4+

-  БПК5,

-  зважені речовини;

-  Сорганический (розчинений і зважений);

-  Н2S.

Гідробіологічні:

-  трофність по шкалі первинної продукції, хлорофілу "а", і біомаси
фіто-, зоопланктону, бентосу, риб;

-  % заростання водною рослинністю (проективне покриття);

-  плейстон і нейстон (ряска, сальвінія; водомірки, ногохвістки, личинки й
лялечки комарів й ін.);

-  фітопланктон (біомаса по основних групах: зелені, евгленові, синьо-
зелені, перидінієві, діатомові та ін.; первинна продукція);

-  фітобентос (біомаса макрофітів);

-  валова первинна продукція*;

- зоопланктон (біомаса і продукція по групах: кладоцери, копеподи,
коловертки, кишечнополостні, личинки комах і донних безхребетних);

-  зообентос (біомаса й продукція молюсків, поліхет, ракоподібних,
личинок і дорослих комах; у складі мейобентоса окремо:
ногохвістки, ракоподібні, молюски, кліщі);

-  іхтіофауна (видовий склад, чисельність, біомаса і продукція риб на
одиницю площі).

-  Примітка

* У зв'язку зі складністю обчислення первинної продукції водоростей макрофітів, а також обліку продукції вищої водної рослинності краще використати спосіб визначення валової первинної продукції за показниками добової зміни вмісту розчиненого кисню (Винберг, 1960) - див. докладніше підрозділ 1.

Похідні показники

До даної категорії відносяться показники стану ВБУ, обчислені за окремими з вищенаведених, і широко використовувані для характеристики водних біотопів.

- розвиненість берегової лінії (З) - геометрична визначального крайового
ефекту:

L

C= -------- ,

2√π

де L - довжина берегової лінії, км; S - площа водойми, км2 або в Ю. Одума (1975):

Ρ

ЕL (крайовий індекс)=-- ,

2S

де Р - периметр, S - площа.

- морфоедафічний індекс (МЄІ), уперше введений Р. Ридером (Ryder, 1965) і широко використовуваний для розрахунків рибопродуктивності водойм (Китаев, 1984):

Cl

МЄІ =--- ,

Нср

де З1 - мінералізація, мг. л-1, Нср - середня глибина, м.

3. Визначення первинних інтегральних показників стану водних екосистем для широкомасштабного моніторингу

(Інтегральні показники: кольоровість і прозорість води, морфоедафічний індекс, % заростання вищою водною рослинністю водного дзеркала, валова первинна продукція, гідродинаміка й т. д.).

4. Визначення факторів ризику, завдань і моніторингу забруднення водних об'єктів.

Під факторами ризику слід розуміти будь-який вплив на екосистеми ВБУ, що сприяє порушенню їхнього нормального функціонування, зниженню їхньої стійкості й біологічної розмаїтості. Виявлення факторів ризику, достовірне визначення їх природних та антропогенних складових, дозволить розробити стратегію і тактику захисту ВБУ від деградації.

Більша частина ВБУ розташовується в межах парагенетичних ландшафтних комплексів ( на межі ріка - море),значно менша їх кількість - на морських мілководдях і лиманах. Більшість факторів ризику пов'язано зі змінами обсягів й якісного складу річкового стоку, і в першу чергу це відноситься до заплавно-дельтових ВБУ і лиманів річкового генезису. Водозбірні басейни рік північного Причорномор'я і Приазов'я розташовані в високо урбанізованих територіях з розвинутою промисловістю й сільським господарством. Скорочення обсягів річкового стоку пов'язане з його зарегулюванням і безповоротним вилученням води для потреб зрошуваного землеробства та галузей промисловості (гідробудівництво, хімічна, металургійна, вуглевидобувна). Зі скороченням річкового стоку пов'язані наступні процеси і явища, що становлять небезпеку для функціонування екосистем ВБУ, внаслідок зміни їх гідрологічного й гідрохімічного режимів:

- зміни характеру затоплення й промивання територій;

- зміни інтенсивності і напрямку еолових потоків і, відповідно, морфометричних характеристик водойм та водотоків;

- зміна сольового складу вод і ґрунтів;

- засолення вод, донних відкладень, ґрунтів;

-  евтрофікація вод;

-  формування стратифікації вод, яка викликає гіпоксію в придонних
горизонтах, заморні явища.

Під впливом цих факторів можуть відбуватися негативні трансформації екосистем ВБУ, у тому числі сукцесії їх фіто - і зооценозів, скорочення ареалів поширення гідрофільної рослинності і гідрохорів, прісноводних риб, тварин і птахів. Так, різке скорочення площ Дністровських плавнів, що відбулося в результаті водозабору на зрошення та відсутність попусків води на їхнє затоплення, привело до втрат промислових популяцій раків, нутрій і прісноводних риб і міграцій морської флори й фауни.

Типовими прикладами джерел забруднення басейнового масштабу є хронічне збагачення річкових вод, з наступною акумуляцією в межах ВБУ, мінеральними добривами, пестицидами й гербіцидами, змиваними із сільськогосподарських територій, важкими металами й іншими забруднюючими речовинами (ЗР) техногенного походження.

Під впливом локальних джерел деградують унікальні запаси лікарських грязей і ропи Куяльницького лиману (відсутність прісного стоку, забруднення неочищеними стічними водами і змивами з сільськогосподарських територій). Надходження стоків у мілководні зони заток створює різкі перепади солоності, приводить до забруднення вод біогенними речовинами, гербіцидами і пестицидами, наслідком чого є зниження біорізноманіття та продуктивності за рахунок випадання найменш резистентних видів.

До локальних факторів ризику відносяться (дамби). Крім впливу на гідрологічні й гідрохімічні режими, а також біопродуктивність водойм (приклад Сасикського водосховища), вони викликають зміни еолових потоків, наносів і кіс, ініціюють утворення зсувів, тобто приводять до істотних морфометричних змін.

Оскільки, як правило, будь-який об'єкт ВБУ зазнає сукупних впливів різноманітних факторів ризику, їхнє виявлення і оцінка значимості для функціонування екосистем є досить складним завданням.

Для її вирішення необхідно:

- провести типізацію ВБУ за характером використання території їхнього водозбору ;

-  дати інтегральну оцінку переважних видів антропогенних навантажень;

-  визначити кількісні і якісні характеристики особливо небезпечних
видів впливу.

Як необхідний мінімум, дослідження повинні включати визначення рівня забруднення вод, донних відкладень і гідробіонтів токсикантами, віднесеними до розряду глобальних. Це - нафтопродукти, важкі метали, пестициди й радіонукліди.

Визначення гідрохімічних характеристик і рівня забруднення виробляються за допомогою стандартних і рекомендованих методик (див.. література №№ 15, 26, 27 й 28).

5. Визначення біопродуктивності біотопів

Продуктивність біологічної системи - це її здатність (властивість) створювати (виробляти) подібну собі речовину. Зіставлення ВБУ, як біосистем, за рівнем продуктивності (швидкості продукування речовини й енергії) є одним з головних завдань при проведенні моніторингових робіт.

Продуктивність водойм виникає на основі трофічних взаємовідношень між гідробіонтами і птахами, які можуть бути представлені у вигляді певних кількостей трансформованої речовини - енергії.

До основних показників відноситься продукція. У практиці гідробіологічних досліджень відомі різні методи її визначення, огляд яких докладно наведений у монографіях Г. Г.Винберга (I960), "Методи визначення продукції водних тварин" (1968), А. Ф.Алимова (1989). Термін "продукція'' звичайно застосовують тільки до популяції (Заїка, 1972). Методи визначення первинної продукції викладені в підрозділі 1. Найбільш звичайними способами визначення продукції тварин є метод Бойсена-Йенсена:

Р= (W2-W1).N, де Ρ - продукція; W1, W2 - біомаса за період часу τ1, τ2; Ν - середня чисельність за період Δτ, або обчислення Ρ через значення питомої продукції CW, або Р/В - коефіцієнта. У цьому випадку Р=W·CW, або W· (P/B).

Для подібних розрахунків можна скористатися значеннями Cw, наведеними для більшості гідробіонтів у монографії В. Е. Заїки (1972). Визначення продукції біоценозу (співтовариства) тварин - одне з найбільш складних питань продукційної гідробіології й екології. До складу біоценозу входять популяції тварин, які в найбільш простому випадку підрозділяють на два трофічних рівні: нехижих і хижих. Частина продукції окремих популяцій споживається у середині співтовариства вхідними в нього хижаками, частина вилучається з біоценозу, наприклад, споживається рибами, що не входять у його склад. У такому випадку, сумарну продукцію співтовариства тварин (Рсообщ) визначають із рівності; Рсообщ= Pf+Pp-Cp, де Pf - продукція рослинних, Рр - хижих тварин, Ср - раціон хижаків.

При даному способі визначень Рсообщ може розглядатися як кормова продукція біоценозу, яка доступна для риб, або птахів.

Разом з тим, у кожному окремому випадку отримати досить достовірні величини продукції біоценозу можна тільки після ретельного вивчення трофічних зв'язків і трофічної структури співтовариства, тобто після з'ясування харчових відносин між автотрофами - водними безхребетними - рибами -птахами, обґрунтованих фактичними даними в умовах кожного конкретного ВБУ.

Для порівняння водойм і співтовариств із різною продуктивністю, найважливішою одиницею часу служить рік. Тому завжди, коли це тільки можливо, основні результати повинні подаватись за рік.

Однак, у водоймах помірного клімату, як це відзначається у випадку ВБУ України, більша частина продукційних процесів визначається відносно коротким вегетаційним сезоном. Тому при вивченні продукційних процесів, крім підсумкових результатів за рік, потрібно мати такі дані за вегетаційний період або за інший відрізок часу, з відносно постійними умовами, вказуючи при цьому приблизну тривалість і температурні характеристики періоду.

Визначаючи біопродуктивність ВБУ, необхідно користуватися єдиною загальноприйнятою системою символів, одиниць вимірів і еквівалентів, які прийняті на симпозіумі Міжнародної біологічної програми ЮНЕСКО з продуктивності внутрішніх вод 6-12 травня 1970р. у Польщі (Позначення, одиниці виміру, 1972).

6. Визначення метаболічної взаємодії

(трофічного і екскреторного) між основними скупченнями коловодних птахів і водними екосистемами ББУ.

6.1. Визначення кількісного взаємозв'язку між іхтіоценозом (кормовими об'єктами птахів) і іншими компонентами гідробіоценозу (фіто – і зоопланктон; фіто - і зообентос).

6.2. Визначення потоку речовини й енергії між орнітоценозами і гідробіоценозами (харчові раціони птахів; добова, сезонна і річна ритміка харчування птахів; внутрішньорічна мінливість біомаси та продукції кормових гідробіонтів птахів і їхня роль у функціонуванні водних екосистем).

6.3. Вплив екскреторних виділень птахів на продукційно-деструкційні властивості екосистем.

6.4. Визначення ключових об'єктів гідробіологічного моніторингу й обґрунтування системи їхніх показників для оцінки трофічної взаємодії водних і наземних екосистем.

6.5. Кількісна схема біотичного балансу між птахами та водними екосистемами у визначених трофічних зонах ВБУ.

Визначення метаболічної взаємодії між водними й наземними (через птахів) комплексами тварин є одним з результуючих блоків моніторингу, у якому узагальнюються результати всіх біологічних спостережень. При цьому створювана схема біотичного балансу ВБУ повинна відображати потік енергії та ефективність трансформації речовини і енергії в екосистемі.

Виконання окремих завдань блоку у вищенаведеній послідовності необхідно для оцінки кількісної взаємодії між комплексами тварин у ВБУ. Для цього можуть бути рекомендовані наступні принципи узагальнення матеріалу польових спостережень:

- Основне рівняння енергетичного балансу C = P + R + F + U,

де З - спожита їжа (раціон); ? - приріст ваги (маси), або продукція; R - дихання, або енергетичний обмін; F - енергія фекалій; U - енергія виділюваних продуктів обміну, може бути застосовано не тільки до окремих особин і популяцій, але і до окремих трофічних рівнів екосистем.

- Дихання являє собою адитивний показник. Навіть у тому випадку,

коли елементи екосистеми а, Ь, з......... n належать до різним трофічних

рівням, сума Ra+Rb+Rc+...+Rn = R має цілком певний зміст і означає витрату, розсіювання енергії комплексами тварин в цілому за певний час.

Відношення Ri/R показує, яку частку від загальної витрати енергії в комплексах тварин становлять витрати на обмін у одного з його елементів.

Підсумовуючи R, розраховані для кожного з елементів трофічного рівня, одержуємо Rl, R2, R3 ..., тобто R для окремих трофічних рівнів.

Відносини (R2/R1,R3)/R2, тобто Rn/Rn-1 показують у якому співвідношенні перебувають витрати енергії двох суміжних трофічних рівнів досліджуваного комплексу або екосистеми.

Якщо R відомі для всіх трофічних рівнів екосистеми або для всіх її елементів, то рівність Rl+R2+R3+...= R являє собою найпростішу форму вираження потоку енергії в екосистемі. Однак, воно дає данні тільки про витрату (розсіювання) енергії, але не про ефективність її утилізації.

- В іншій формі потік енергії в екосистемі може бути представлений у вигляді рядів Α1, Α2, A3 ... або C1, C2, СЗ... й P1, P2, РЗ... (тут А, Р, Зі ставляться до трофічних рівнів 1, 2, 3 і т. д.). На відміну від R, підсумовування величин А, З або Р, знайдених для різних трофічних рівнів, наприклад (Р1+Р2+РЗ), змісту не має.

- Певний інтерес представляють співвідношення відповідних величин для двох суміжних або більше віддалених рівнів, наприклад, Р2/Р1 – відношення продукції нехижих тварин до первинної продукції, СЗ/З2 - відношення раціону хижих до раціону нехижих тварин, РЗ/Р1 - відношення продукції риб (не хижих) до первинної продукції, Р4/Р1, Р4/Р2, Р4/РЗ відношення продукції птахів до первинного продукції, продукції безхребетних і риб відповідно.

-  Екологічна ефективність використання енергії в екосистемі може бути передана двома відносинами. Перше відношення – Сn/Рn-1 показує, яка частка від продукції попереднього рівня споживається. Друге - Ρn/Cn - яка частка енергії спожитої їжі входить у продукцію даного трофічного рівня. Перемноживши ці відносини, одержуємо Рn/Рn-1.

-  Розрахунок елементів енергетичного бюджету екосистеми пов'язаний з багатьма допущеннями й умовностями. Тому завжди повинне бути ясно визначено, як саме зроблений розрахунок і які відносини прийняті як показники ефективності використання енергії (Позначення, одиниці виміру..., 1972).

Базова модель біотичного балансу може бути розрахована за принципами багатовидового моделювання екосистем (модель ЕСОРАТН II), яка успішно реалізована в Міжнародному проекті, присвяченому оцінці трофності водних екосистем Світу - "Global Comparisons of Trophic Aquatic Ecosystem Models" (Christensen, 1990).Безумовним достоїнством даного підходу є можливість зіставлення біотичних балансів (трофічної взаємодії) різних ВБУ, обчислених на основі співвідношення кожного елемента балансу (трофічні групи організмів) до всіх груп екосистеми в цілому. Крім того, індекси потоку речовини і енергії між різними трофічними рівнями (Ulanowicz, 1986), дозволяють обчислити результуючу ефективність кожної з досліджуваних екосистем. Обов'язковими вихідними параметрами для розрахунків за даною моделлю є: раціон харчування домінуючих видів, сумарний імпорт і експорт речовини в екосистемі (промислове вилучення, або урожай тощо). Однак кожна з характеристик трофічної групи (швидкість поїдання хижаками, швидкість поїдання їжі, біомаса, або екотрофична ефективність) може бути й не визначена (Christensen, Pauly, 1992).

7.Опис просторового розподілу біопродукційного потенціалу водних екосистем ВБУ

(визначення валової продукції, швидкості кругообігу енергії за основними складовими біотичного балансу: фітопланктон - макрофіти, донні і пелагічні безхребетні, риби).

Розрахунки та оцінки, виконані за рекомендаціями з попереднього підрозділу (6) для кожного з досліджуваних ВБУ, дозволять надати повний картографічний опис біопродуктивного потенціалу. Дана інформація вкрай необхідна, як основа заходів щодо раціонального використання природних ресурсів і охорони унікальних природних комплексів України.

8. Обґрунтування системи комплексного моніторингу для контролю за станом ВБУ.

8.1.  Обґрунтування пунктів загального та спеціального моніторингу.

8.2.  Обґрунтування комплексу об'єктів спостережень і показників.

8.3.  Строки і періодичність спостережень.

8.4.  Форма реєстрації і способи обробки даних.

9. Рекомендації з охорони біотопів (або водойм), популяцій і комплексів тварин, рідких, уразливих і зникаючих видів.

10. Методика гідробіологічних досліджень.

За своїми цілями методики гідробіологічних досліджень ВБУ поділяються на дві частини: загальні й спеціальні.

Загальні дають уявлення про біоту водойм, умови її існування. Проведення таких робіт є обов'язковим для першого ознайомлення з відповідним водним об'єктом, незалежно від того, які конкретні цілі стоять перед дослідниками.

Спеціальні - повинні відповісти на окремі конкретні питання теорії або практики. Це можуть бути питання, пов'язані, наприклад, з біологічною різманітністю, з галотолерантністю гідробіонтів, із продукуванням живої речовини, з окремими групами організмів, із забрудненням ВБУ, із промисловими ресурсами і т. п.

Спеціальна частина має гідробіолого-орнітологічну спрямованість і покликана заповнити істотну прогалину у цій стиковій області знань. В історії науки добре відомі приклади перспективності досліджень у таких пограничних областях наук. При цьому передбачається розробка наступних питань:

- Крайовий ефект у приморських ВБУ, як екологічний механізм формування кормової бази водних і коловодних птахів, що харчуються на супраліторалі, псевдоліторалі і верхньої субліторалі не глибше 0,1-0,2 м.

- Забезпеченість кормом птахів інших трофо-екологичних груп
(нейстофагів, плейстофагів, бентософагів, іхтіофагів).

-  Трофічні ланцюги за участю птахів.

-  Біологічне нагромадження (біомагніфікація) токсикантів і радіонуклідів у тілі і органах гідробіонтів і птахів.

- Птахи як фактор зміни видової різноманітності, кількісних
показників гідробіонтів і умов їхнього існування.

Планування і проведення комплексу гідробіологічних досліджень на водоймах ВБУ припускає:

а) загальні гідробіологічні дослідження.

Починати дослідження необхідно зі збору й аналізу наукових публікацій по темі. Виходячи зі ступеня вивченості водойми складається план робіт, визначаються терміни та умови його виконання.

У програму робіт з вивчення основних параметрів комплексного гідробіологічного дослідження об'єктів включаються:

-  Температура (поверхня, дно);

-  Солоність(поверхня, дно);

-  Прозорість;

-  Кольоровість на шкалі Форелля - Уле;
- Зміст у воді ПРО2;

-  рн (активна реакція середовища);

-  Фосфор (мінеральний й органічний);

-  Азот (мінеральні з'єднання NO2, ΝΟ3, ΝΗ4 й органічний);

-  Питомий водозбір і водообмін, морфоедафічний індекс (МЄІ);

- Ширина псевдоліторалі і періодичність згінно-нагінних явищ для приморських ВБУ;

Показник середньої гідродинамічної активності методом розчинення гіпсових форм;

- Домінуючі види, розмірна структура й біомаса:

-  фітопланктон;

-  бактеріони;

-  зоопланктон;

-  мікрофітобентос;

-  макрофіти;

- мейобентос;

-  макрозообентос.

Кількісні методи вивчення вище перерахованих життєвих форм гідробіонтів детально викладені в публікаціях по методах гідробіологічних досліджень (Посібник з методів..., 1980,1983).

Визначення рівня трофності водойм по показниках біомаси і продукції.

При первинному загальному гідробіологічному дослідженні місця відбору проб, вимірів і спостережень розташовуються більш-менш рівномірно для того, щоб охопити основні біотопи водойми. Наприклад, при дослідженні лиманів, станції необхідно розміщати в опрісненій вершині лиману, та у його середній частині і засоленній приморській зоні. У випадку вивчення пригирлових акваторій з боку моря найбільш віддалені від берега станції розміщаються уздовж лінії гідрофронту, що розділяє річкові і морську водні маси. У мілководних морських затоках без явних джерел опріснення станції розташовуються рівномірно до ізобати 5 м. Відстань між станціями і їхньою загальною кількістю встановлюється на водоймі з урахуванням конкретних умов і завдань.

б) спеціальні гідробіологічні дослідження.

При плануванні робіт з вивчення крайового ефекту в приморських ВБУ як екологічного механізму формування кормової бази птахів, плануються наступні роботи.

Як відомо, крайовий ефект виражається збільшенням видової розмаїтості й щільності організмів на окраїнах біострумів, і біоценозів, у перехідних зонах між біоциклами.

При визначенні крайового ефекту конкретної водойми необхідно планувати добір проб на супраліторалі, псевдоліторалі і верхньої субліторалі.

Роботи на супраліторалі. Визначення видового складу і кількості організмів, що розвиваються в штормових викидах водоростей і вищих водяних рослин. Найпоширеніші серед них амфіподи сімейства Толітрид, а також двокрилих та ін. комах, деякі птахи використають також іхтіофауну супраліторалі.

Работы на псевдоліторалі. Переважає інфауна зі складу макро - і мейобентоса. Кормовими об'єктами птахів служать, в основному, ракоподібні, молюски. Рихлість ґрунту і достаток гідробіонтів робить біотоп псевдоліторалі особливо привабливим для куликів, що годуються, качок і інших птахів. Робота гідробіологів полягає у визначенні видового складу, чисельності, біомаси, продуктивності, добових і сезонних коливань гідробіонтів псевдоліторалі. Особливе значення в плані гідробіолого-орнітологічних досліджень представляють роботи з визначення спектрів харчування птахів, кількісні характеристики харчування і впливу птахів, що годуються на псевдоліторалі.

- Роботи на верхньої субліторалі. Крім досліджень, що проводяться на псевдоліторалі, тут проводять вивчення планктону, нейстону і плейстону. Нерідко супра - і псевдолітораль на водоймах ВБУ замінені заростями очерету, які безпосередньо переходять у верхню сублітораль. У цих випадках проводиться вивчення бентосу й планктону заростей. Вивчення кормової бази птахів - бентофагів, іхтіофагов.

- Робота на глибинах 0,2-5 м (відкриті води; з великою часткою умовності, "відкритими водами" лиманів і лагун можна назвати ту частину водойм, де глибини перевищують 2 м.).

Відкриті води ВБУ служать місцем полювання великої кількості видів птахів з різними пристосуваннями для добування їжі від поверхні води до глибини декількох метрів.

Гідробіологічні дослідження відкритих вод ВБУ включають вивчення планктону, бентосу, нейстону та риб.

Поряд з використанням відповідного обладнання великий обсяг інформації можуть дати підводні візуальні спостереження. Вони дають більше точні данні, чим прилади, інформація про розподіл чисельності великих і рухливих організмів, що уникають знарядь лову і т. д.

При вивченні вертикального розподілу інфауни бентосу необхідно враховувати здатність птахів зондувати донні відкладення на певній глибині залежно від довжини дзьоба.

в) результуючі розрахунки й визначення.

На підставі даних розділів "а" й "б", а також методів і підходів, викладених у розділах 5 й 6 гідробіологічної частини - може буде побудована кількісна схема біотичного балансу для кожного ВБУ.

Проведено порівняння їх біопродуктивності, визначені основні канали трансформації речовини та енергій.

Література

1. Алимов А. Ф. Введение в продукционную гидробиологию.- Л.:
Гидрометеоиздат, 1989.-152с.

2.  Арнольди Л. В. О литорали в Черном море // В кн.: Тр. Севастопольск.
биол. ст. АН УССР, 6, 1948.

3.  Вильсон A. M., Мозер М. Сохранение водно-болотных угодий побережья
Черного моря.- 1994.- 89с.

4.  Винберг Г. Г. Первичная продукция водоемов.- Минск: Изд-во АН БССР,
1960.- 329с.

5.  ГОСТ 17.1.1.02-77. Охрана природы. Гидросфера. Классификация водных
объектов.

6.  ГОСТ 17.1.2.04-77 Охрана природы· Гидросфера. Показатели состояния и
правил таксации рыбохозяйственных водных объектов.

7.  Григорьев СВ. Опыт гидрологической типологии озер Латвийской ССР
// В кн.: Рыболовное хозяйство внутренних водоемов Латв. ССР., Рига, 1958, с.245-248.

8.  Дедю М. И. Экологический энциклопедический словарь.- Кишенев, 1990,
400с.

9. Жукинский В. Н., Оксиюк О. П., Цееб Я. Я., Георгиевский В. Б. Проект
унифицированной системы для характеристики континентальных водоемов и
водотоков и его применение для анализа вод // Гидробиол. журн., 1976, т. 12, N6, С.103-111.

10.  Жукинский В. Н., Оксиюк О. П. и др. Принципы и опыт построения
экологической классификации качества поверхностных вод суши // Гидробиол.
журн., 1981, вып.2, С38-49.

11.  Заика В. Е. Сравнительная продуктивность гидробионтов. - К.: Наукова
думка, 1983.- 208с.

12.  Зернов С. Н. Общая гидробиология.- М., Изд-во АН СССР, 1949.- С.427-
428.

13.  Китаев СП. Экологические основы биопродуктивности озер различных
природных зон. - М.: Наука, 1984.- 207с.

14.  Константинов А. С Общая гидробиология. - М.: 1972.- 441с.

15.  Методы гидрохимических исследований основных биогенных
элементов.-М., ВНИРО, 1988.

16.  Методы определения продукции водных животных / под ред.
Г. Г. Винберга. - Минск: Вышейш. школа, 1968.- 246с.

17.  Обозначения, единицы измерения и эквиваленты, встречаемые при
изучении продуктивности пресных вод // Академия наук СССР. Советский
национальный комитет по Международной биологической программе. - Ленинград, 1972, Ротапринт, Зак. 189-а М-14491 29.05.1972.- 85с.

18.  Оксиюк О. П., Жданова Г. А., Гусынская С. Л., Головко Т. В. Оценка
состояния водных объектов Украины по гидробиологическим показателям. I.
Планктон. Гидробиол. журн., 1994а, вып. 30, N 3, С. 26-31.

19.  Оксиюк О. П., Зимбалевская Л. Н., Протасов А. А., Плигин Ю. В., Ляшенко
А. В. Оценка состояния водных объектов Украины по гидробиологическим показателям. II. Бентос. Гидробиол. журн., 19946, вып. 30, N 4, С. 31-35.

20.  Правила охраны поверхностных вод от загрязнения сточными водами.
N1166, 1974.

21.  Распопов И. М., Воронцов Ф. Ф., Слепухин Т. Д., Доценко О. Н., Рычкова
Μ А. Роль волнения в формировании биоценозов бентоса озер. - Л.: Наука, 1990.- 114с.

22.  Реймерс Н. Ф. Природопользование. - М: 1990,- 631с.

23.  Реймерс Н. Ф., Яблоков А. В. Словарь терминов и понятий, связанных с
охраной живой природы. - М.: Наука, 1982.- 637с.

24.  Руководство по методам биологического анализа морской воды и донных отложений / под ред. А. В. Цыбань.- Ленинград: Гидрометеоиздат, 1980.- 191с.

25.  Руководство по методам гидробиологического анализа поверхностных вод и донных отложений / под ред. В. А. Абакумова.- Ленинград: Гидрометеоиздат, 1983.- 239с.

26. Руководство по химическому анализу поверхностных вод суши.
Л.: Гидрометеоиздат, 1977.

27. Руководтво по методам химического анализа морских вод. Л.: Гидрометеоиздат, 1977.

28. Унифицированные методы исследования качества вод.- М.,1977.

29. Хайлов К. М., Празукин А. В., Коварданов С. А., Рыгалов В. Е.
Функциональная морфология морских многоклеточных водорослей. - К.: Наукова думка, 1992,- 280с.

30.  Фальковская Л. И., Каминский B. C. Основы прогнозирования качества
поверхностных вод.- М.: Наука, 1982.- С. 18-20.

31.  Allaby Michael. A dictionary of the environment. Second edition. New York
University Press, New York and London, 1983.- 529pp.

32.  Christensen V. The ECOPATH II software or how we can gain from,
working together // NAGA: the ICLARM Quarterly, v.13, N 2, 1990, P. 9-10.

33.  Christensen V., Pauly D. ECOPATH II - a software for balancing steady-
state ecosystem models and calculating network characteristics // Ecological Modelling, 61, 1992, P. 169-185.

34.  Lincoln R. J., Boxshall G. A., Clark P. F. A dictionary of ecology, evolution
and systematics. Cambridge University Press, Cambridge 1985.- 298pp.

35. Madsen T. V., Warncke E. Velocities of currents around and within
submerged aquatic vegetation // Arch. Hydrobiol. 1983, v.97, N3, P.389-394.

36.  Muus B. J. A field methods for measuring "exposure" by means of plaster balls
// Sarsia, 1968, v. 34, P.61-67.

37.  Nixon S. W. Physical energy inputs and the comparative ecology of lake and
marine ecosystems // Limnol. Oceanogr., 1988, 33(4, part 2), P.1005-1025.

38.  Ryder R. A. A method for estimating the potential fish production of north-
temperate lakes // Trans. Amer. Fish. Soc., 1965, v.94, N3, P.214-218.

39.  Pritchard D. W. What is an estuary: physical viewpoint. In: Estuaries
(G. H.Lauff, ed.), Amer. Assoc. Adv. Sc. Publ, Washington, D. C., 1967, N83, P.3-5.

40.  Ulanowicz R. E. Growth and development: ecosystem phenomenology.
Springer Verlag, New York, 1986, 203pp.

Добавить комментарий


Защитный код
Обновить