ЗМІСТ Удосконалення системи моніторингу в басейнах малих річок Боголюбов В. Н., Лаврик В. І. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
2
Шляхи збалансованого водокористування та водовідтворення в Україні Хоружий П. Д., Хомутецька Т. П., Котельчук А. Л. . . . . . . . . . . . . . . 6 Екологічна характеристика водоростей макрофітів Кримського узбережжя Чорного та Азовського морів Маслов І. І., Єжов В. М. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 10 Раритетна складова фіторізноманіття водойм і боліт Лісостепу України Чорна Г. А. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 14 Оптимізація аквальних і водно-болотних антропогенних ландшафтів – шлях до збалансованого розвитку Поділля Хаєцький Г. С. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 18 Використання екологічних нормативів для визначення якості поверхневих вод р. Тетерева Слободенюк М. О. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 21 Трансформація хімічного складу води Кременчуцького водосховища та її можливі екологічні наслідки Єзловецька І. С. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 23 Басейновий підхід до проектування та реалізації екологічної мережі на прикладі регіону Степового Придніпров’я Манюк В. В. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 26 Екологічний стан і можливості використання вод природних джерел о. Хортиці і правобережної частини м. Запоріжжя Рильський О. Ф. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 30
УДК: 528.94+504+556.5 УДОСКОНАЛЕННЯ СИСТЕМИ МОНІТОРИНГУ В БАСЕЙНАХ МАЛИХ РІЧОК Боголюбов В. Н., к. т. н., кафедра загальної екології та безпеки життєдіяльності, Національний аграрний університет, Лаврик В. І., Національний університет «Києво-Могилянська академія» Сучасні геоінформаційні технології (ГІС-технології) дають можливість вирішувати значну частину завдань екологічного моніторингу, зокрема, аналіз гідрологічного стану басейну водозбору, використовуючи характеристики, які впливають на формування поверхневого стоку. Створення геоінформаційної системи басейну річки дає змогу істотно вдосконалити систему моніторингу як щодо аналізу даних, які одержують на постах спостережень, так і стосовно наукової підтримки прийняття управлінських рішень. Крім того, ГІС-технології забезпечують можливість поєднувати результати математичного моделювання з аналізом просторових тематичних даних та представляти результати в зручному і зрозумілому вигляді [1]. Оскільки одним з ключових елементів формування поверхневого стоку є рельєф місцевості [2], для ефективнішого врахування його особливостей використовують методи математичного моделювання [3], а при комп’ютерному моделюванні генеруються цифрові моделі рельєфу (ЦМР) [1]. Як правило, для цього використовують відповідні інструменти комп’ютерної обробки масивів різних даних, що якомога повніше характеризують територію басейну водозбору. Загалом використовують два способи одержання топографічних даних. Перший – застосування методів дистанційного зондування Землі (ДЗЗ-технології) і фотограмметрії, де є велика кількість напрацювань і перевірених методик, тому точність результатів досить переконлива. Перевагами цього способу є висока інформативність космічних знімків, а також забезпечення достовірності інформації про сучасний стан геологічного середовища. Основним недоліком способу є висока вартість космічних знімків високої роздільної здатності. Другий спосіб, який використовує більшість дослідників, полягає у використанні топографічних карт як джерела для створення ЦМР і побудови моделей рельєфу шляхом інтерполяції оцифрованих ізоліній з топографічних карт (часом застарілих). Цей підхід також не новий, має свої сильні й слабкі сторони. Серед вад можна назвати високу трудомісткість і недосить задовільну точність моде2
лювання рельєфу. Але, незважаючи на ці вади, можна стверджувати, що оцифровані топографічні матеріали через відносну дешевизну ще багато років будуть безальтернативними джерелами даних для отримання ЦМР. Оскільки всі забруднюючі речовини, що потрапляють у відкриті водойми з поверхневим стоком сільськогосподарських територій, є недоліком діяльності (або бездіяльності) відповідних сільськогосподарських підприємств, ці підприємства і повинні нести відповідальність за надходження забруднень у водні об’єкти. Вважається, що таку відповідальність найефективніше запроваджувати через економічні нормативи, тобто систему платежів за неорганізоване скидання забруднюючих речовин з поверхневим стоком. Чинні в Україні нормативні документи [4–7], не враховують шкоду, заподіяну водним об’єктам дифузними джерелами забруднень, до яких належать поверхневий стік з сільськогосподарських територій. Нормативи і розміри платежів за забруднення водних об’єктів рекомендують розраховувати на основі спеціальних дозволів, які б видавали місцеві (районні чи обласні) управління охорони навколишнього природного середовища [8]. При цьому в нормативах необхідно враховувати не тільки наявність стаціонарних чи пересувних джерел забруднень, а й сільськогосподарські угіддя (дифузні джерела), на яких не здійснюють протиерозійних заходів, не створено водоохоронних зон та прибережних захисних смуг, тобто очевидні порушення статей 80, 87–89 Водного кодексу України. Плату за забруднення відкритих водойм поверхневим стоком з сільськогосподарських територій (в кількостях, які не перевищують встановлені нормативи і ліміти) можна розраховувати за формулою [8]: n
П нвод К інд Н сівод М івод , при Мівод Мнівод, i 1
(1)
де Пнвод – плата за скиди забруднюючих речовин, грн; Кінд – коефіцієнт індексації плати; Нсівод – ставка плати за скиди 1 т і-ї забруднюючої речовини в межах гранично допустимого скиду (ГДС), грн/т; Мівод – фактичний скид і-ї забруднюючої речовини, т; Мнівод – гранично допустимий скид і-ї забруднюючої речовини, т; і – вид забруднюючої речовини (і = 1, 2, 3,...n); n – кількість забруднюючих речовин. При цьому ставку плати за скиди розраховують за формулою: Нсівод = НбіводКевод,
(2)
де Нбівод – базовий норматив плати за скид 1 т і-ї забруднюючої речовини в межах ГДС, грн/т; Кевод – коефіцієнт екологічної ситуації та екологічної значущості відкритої водойми. Плату за неорганізовані скиди забруднюючих речовин у межах встановлених лімітів Плвод визначають як плату за різницю між лімітними і гранично допустимими скидами з подальшим додаванням одержаних результатів за видами забруднювальних речовин. 3
За надходження забруднюючих речовин з поверхневим стоком у відкриті водойми у кількостях, що перевищують встановлені ліміти, плату за надлімітний неорганізований скид визначають з урахуванням додаткового надлімітного коефіцієнта Кнлім: n
П нлім К нлім К інд Н сівод ( М івод М нвод ) , при Мівод Мнівод, (3) i 1
де Пнлім – плата за надлімітні скиди забруднюючих речовин, грн; Кнлім = 5. Загальну плату за неорганізований скид забруднюючих речовин обчислюють за формулою: Пвод = Пнвод + Плвод + Пнлім.
(4)
Для природокористувачів, які здійснюють протиерозійні заходи і забезпечують дотримання природоохоронного режиму водоохоронних зон і природозахисних смуг, при розрахунках плати за забруднення рекомендують вводити спеціальний коефіцієнт зменшення плати за забруднення Кзм (на рівні 0,1–0,04), який враховує ступінь впровадження протиерозійних і природоохоронних заходів, тобто Пвод = Кзм (Пнвод + Плвод + Пнлім).
(5)
Масу дифузних скидів забруднюючих речовин у басейн водозбору з ерозійно небезпечних сільськогосподарських територій визначають, враховуючи результати математичного моделювання, за формулою [9]: Мn = (С1 – Сn+1) Q L/V, де С1, Сn+1 концентрації завислих частинок ґрунту або іншої речовини (яка визначається показником «каламутність») в 1-му і n+1-му створі, г/м3; Q – витрати води на даній ділянці річки, м3/год; L – довжина вибраної контрольної ділянки, м; V – швидкість течії, м/год. Таким чином, розмір плати за забруднення водних об’єктів дифузними скидами з сільськогосподарських територій становитиме :
Пвод K зм K інд Н сівод (C1 - Сn 1 ) Qt
(6)
Враховуючи зазначене, серед природокористувачів на водозборах річок, особливо в аграрному секторі виробництва, необхідно забезпечити економічне стимулювання впровадження протиерозійних та природоохоронних технологій. Для цього районним та обласним управлінням екології і охорони навколишнього середовища разом з управліннями Міністерства аграрної політики, Держводгоспу та інших організацій доцільно запровадити комплекс організаційно-економічних заходів: 1. Організувати екологічний контроль та інспектування прибережних територій з метою інвентаризації еродованих та ерозійно небезпечних земель і 4
виявлення порушень природоохоронного і водного законодавства України в басейнах річок. 2. Створити реєстр природокористувачів, діяльність яких пов’язана з використанням земельних і водних ресурсів на територіях річкових басейнів. 3. Вдосконалити систему моніторингу басейнів малих річок шляхом збільшення кількості постів спостережень, зокрема, в гирлах малих річок і в районах еродованих та ерозійно небезпечних земель за основними гідрологічними (швидкість течії, витрати води) та гідрохімічними показниками (каламутність, БПК, РК, ХПК). 4. Провести інвентаризацію несанкціонованих місць захоронення і полігонів твердих побутових відходів, скотомогильників і гноєсховищ у межах водозборів малих річок з подальшою їх реабілітацією і рекультивацією. 5. Для вдосконалення системи моніторингу в басейнах малих річок, крім вже складених паспортів, для кожної малої річки розробити геоінформаційні системи, які б включали цифрові моделі рельєфу, реляційні електронні бази даних стосовно природокористувачів, еродованих та ерозійно небезпечних земель, місць захоронення відходів, стан водоохоронних зон, нормативну базу і програмно-математичне забезпечення. 6. Запровадити систему нормування розсіяних скидів у водні об’єкти (зокрема, з поверхневим стоком сільськогосподарських територій) за показниками твердого стоку. 7. Сформувати окремий екологічний фонд, який буде поповнюватись платежами за неорганізоване скидання забруднюючих речовин у водні об’єкти. Кошти з цього фонду слід спрямовувати на розв’язання проблем рекультивації і відновлення водних об’єктів, а також виконання природоохоронних робіт як на водозбірних територіях, так і безпосередньо на водних об’єктах. За кошти фонду слід насамперед влаштувати водоохоронні зони та прибережно-захисні смуги з виконанням агро-лісо-лучно-меліоративних та природоохоронних робіт (насадження деревно-чагарникової рослинності, посів багаторічних трав, зміцнення берегів та ін.). 8. Розмір плати за забруднення водних об’єктів розсіяними скидами з сільськогосподарських територій доцільно визначати за формулою (6). Література: 1. Мартыненко А. И., Варшанина Т. П., Плисенко О. А. Геоинформационное моделирование территорий // Системы и средства информатики: Спец. Вып. Геоинформационные технологии / Под ред. И. А. Соколова. – М.: ИПИ РАН, 2004. 2. Адаменко О. М., Рудько Г. І. Екологічна геоморфологія. – ІваноФранкіськ: Факел, 2000. – 411 с. 3. Лаврик В. И., Боголюбов В. Н. Управление качеством поверхностного стока с помощью математического моделирования процессов самоочищения // Гидробиологический журнал. – 2005. – Т. 40, № 1. – С. 108–119. 5
4. Методика з упорядкування водоохоронних зон річок України // Міністерство екології та природних ресурсів України. – К.: УкрНДІВЕП, 1999. 5. Методика розрахунку розмірів відшкодування збитків, заподіяних державі внаслідок порушення правил охорони водних ресурсів на землях водного фонду, пошкодження водогосподарських споруд і пристроїв, порушення правил їх експлуатації. Затверджена Наказом Держводгоспу України від 29 грудня 2001 р. № 290. 6. Методичне керівництво по розрахунку антропогенного навантаження і класифікації екологічного стану басейнів малих річок України. – НТД 33-4759129-03-04-95. 7. Рекомендації щодо проведення органами Держводгоспу України розрахунку розмірів збитків, заподіяних державі внаслідок порушення вимог водного законодавства. Затверджені Наказом Держводгоспу України від 12 листопада 2003 р. № 299. 8. Сметанин В. И. Восстановление и очистка водных объектов: Учебник. – М.: Колосс, 2003. – 157 с. 9. Лаврик В. И., Боголюбов В. Н., Юхимчук І. В. Визначення змиву ґрунту з поверхні водозбору методом математичного моделювання // Науковий вісник НАУ. – Вип. № 95, 2006. – С. 137–142.
УДК 628.33: 631.67 ШЛЯХИ ЗБАЛАНСОВАНОГО ВОДОКОРИСТУВАННЯ ТА ВОДОВІДТВОРЕННЯ В УКРАЇНІ Хоружий П. Д., д. т. н., професор, завідувач лабораторії водопостачання і водовідведення, Хомутецька Т. П., Котельчук А. Л., Інститут гідротехніки і меліорації УААН Загострення екологічної ситуації в Україні внаслідок глибокої соціально-економічної кризи протягом останніх 10–15 років зумовило необхідність прийняття адекватних рішень на державному рівні у сфері водогосподарської політики. Загальнодержавна програма розвитку водного господарства України, яка визначає головні напрями збалансованого розвитку водогосподарського комплексу, поліпшення умов водозабезпечення населення і галузей економіки при збереженні водних систем як унікальних складових природного середовища, є основою впровадження концепції сталого розвитку водного господарства в Україні. Розв’язання проблеми водозабезпечення є умовою сталого розвитку країни, основними принципами якого є органічне і доцільне поєднання соці-
6
ально-економічних проблем з екологічними, узгоджене розв’язання яких сприяє переходу суспільного розвитку на якісно новий рівень. Україна належить до найменш забезпечених власними водними ресурсами країн Європи і є одним з регіонів зі значним антропогенним навантаженням на водні джерела та нестачею достатньої кількості прісної води. За визначенням Європейської економічної комісії ООН, держава, водні ресурси якої не перевищують 1,5 тис. м3 на одну людину, вважається не забезпеченою водою. В Україні питома величина місцевого стоку в маловодний рік у розрахунку на одного мешканця становить лише 0,52 тис. м3, а з урахуванням транзитного стоку – 1,02 тис. м3. Ресурси поверхневого стоку в Україні за середньобагаторічним показником становлять 95,2 млрд м3/рік. Вони включають місцевий стік – 54,7 млрд м3/рік та приплив – 40,5 млрд м3/рік. У маловодний рік ресурси поверхневого стоку за середньобагаторічним показником становлять 71,3 млрд м3/рік (місцевий стік – 38,8 млрд м3/рік і приплив – 32,5 млрд м3/рік). Приплив здійснюється з територій суміжних держав: Білорусі (58 % загального обсягу припливу), Росії (26 %), а також Молдови, Угорщини, Польщі. Найнижчий рівень забезпеченості місцевими водними ресурсами має південно-східний регіон країни – Херсонська, Донецька, Одеська, Дніпропетровська, Миколаївська області та АР Крим. Найменше забезпечені ресурсами річкового стоку АР Крим, Харківська, Житомирська, Миколаївська, Волинська та Донецька області. У водогосподарському комплексі основними споживачами водних ресурсів є: населені пункти, промисловість та сільськогосподарське виробництво, зрошення земель та обводнення посушливих районів, гідроенергетика, водний транспорт, рибне господарство і рекреація. Найбільші водоспоживачі зосереджені в посушливих, густонаселених та промислово розвинутих регіонах – АР Крим, Запорізькій, Київській, Дніпропетровській, Донецькій, Луганській і Харківській областях, а найменші обсяги води споживають на заході України – у Чернівецькій, Закарпатській, Тернопільській, Житомирській, Рівненській та Волинській областях. За 10 років різко зменшились (на 84 %) об’єми використання води на зрошення, скоротилось витрачання свіжої води на виробничі потреби (від 10,3 до 4,1 млрд м3/рік), істотно зменшились (на 44,4 %) об’єми води, використаної на господарсько-питні потреби. За цей період змінилася і структура водокористування: більш як удвічі зменшилась частка використання води на зрошення та зросла в 1,5 раза на господарсько-питні потреби і в 1,1 раза – на виробничі. Проте, незважаючи на зменшення об’ємів використаної води, рівень антропогенного навантаження на водні ресурси залишається високим. Практично всі поверхневі водні об’єкти, особлив у районах розміщення потужних промислових та сільськогосподарських комплексів, відчувають його вплив, що проявляється у їх забрудненні, вичерпанні та деградації. 7
Основними причинами забруднення поверхневих вод України є скидання неочищених та недостатньо очищених господарсько-побутових і виробничих стічних вод, надходження забруднюючих речовин з поверхневим стоком із забудованих територій та сільськогосподарських угідь, ерозія ґрунтів на водозбірній площі. Внаслідок незадовільного стану комунікацій, спрацювання та несвоєчасної заміни обладнання, відключення електроенергії виникають аварійні ситуації на каналізаційних системах населених пунктів, що призводить до скидання у водні об’єкти неочищених стічних вод. Дренажно-скидні води фільтруються через ґрунти, які вміщують значну кількість добрив, пестицидів і важких металів, насичуються ними та виносяться у водоприймачі, забруднюючи ґрунтові й поверхневі води. За вмістом біогенних та органічних речовин, мінеральних солей, фенолів, нафтопродуктів і металів протягом останніх років спостерігається стала тенденція до погіршення якості води майже в усіх поверхневих водах, це зумовлює погіршення питного водопостачання населення, виникнення придухи риб та утруднює рекреаційне використання водних об’єктів. Під впливом хімізації сільськогосподарського виробництва, розорювання заплав, осушування земель, розвитку промисловості та розбудови міст водні об’єкти зазнають значних змін. У басейнах річок знижується стійкість природних ландшафтів, в екосистемах порушується рівновага і погіршується якість поверхневих вод. В результаті річки втрачають природну самоочисну здатність, їм стають властивими елементи екологічної кризи. Внаслідок забруднення зменшується біорізноманіття, при зрошенні водою незадовільної якості відбувається засолення ґрунтів, знижується урожайність культур, при напуванні худоби забрудненою водою на 40–70 % зменшується продуктивність у тваринництві, зазнає значних збитків і рибне господарство – погіршується товарна якість риби, гинуть молодь та кормові організми. Тому забруднення водних ресурсів є однією з найгостріших проблем сьогодення. Основними методами охорони водних ресурсів від забруднення є ефективне очищення стічних вод на очисних спорудах за новими чи удосконаленими технологіями, використання передових технологій сільськогосподарського та промислового виробництва, впровадження замкнених (безстічних) систем водопостачання у виробничих циклах без скидання стоків у природні джерела, заборона застосування пестицидів та інших отрутохімікатів у водоохоронній зоні. Такі заходи сприятимуть зниженню рівня водоспоживання у промисловості, зменшенню скидів стічних вод у природні водойми та поліпшенню екологічного стану довкілля. Також потребують постійної уваги проблеми, пов’язані з ерозійними процесами, забрудненням і замуленням малих річок, що з’явилися внаслідок зменшення лісистості територій, випрямлення русел річок, осушення перезволожених земель. Збалансований розвиток водогосподарського комплексу, що передбачає поліпшення умов водозабезпечення населення і галузей економіки країни та екологічного стану водних джерел, потребує балансу між екологічними та економічними пріоритетами при управлінні водними ресурсами, узгодженні інтересів водокористувачів за мінімізації антропогенного впливу на водні 8
об’єкти для збереження водноресурсних систем як унікальних складових природного середовища. Необхідно впроваджувати принципи платності за користування водними ресурсами, а також за скидання в них забруднень та відходів, забезпечити населення екологічно чистою питною водою, надавати екологічну освіту, поширювати у суспільстві екологічну інформацію та пропаганду, адже ставлення громадськості до природних багатств визначає рівень культури і розвитку нації. Науково обґрунтоване управління водними ресурсами, режимом вод і водоспоживанням для раціонального комплексного їх використання на певній території можливе при впровадженні басейнового принципу управління водними ресурсами. За таким принципом управлінська структура у межах водозбірної площі басейну здійснюватиме функції планування, координації і контролю, забезпечуючи комплексне й збалансоване управління річковими водами цього басейну на регіональному, загальнодержавному та міждержавному рівнях. Повноваження і завдання управлінських структур розподілятимуться по вертикалі: басейновий комітет – басейнове водне управління – обласні управління водного господарства. Для зрошення сільськогосподарських культур доцільно застосовувати очищені господарсько-побутові стічні води, а також очищені стоки від спиртових заводів. Такі води мають високу удобрювальну цінність, оскільки в них міститься велика кількість калію і азоту. Але при здійсненні удобрювальних поливів сільськогосподарських культур неочищеними стічними водами спостерігається тенденція до збільшення кількості нітратів у ґрунті. Тому необхідно враховувати гранично допустиму концентрацію в них основних забруднюючих речовин з урахуванням типу ґрунтів, а отже, слід застосовувати споруди для доочищення стічних вод після їх неповного біологічного очищення. Діючі споруди, призначені для цієї мети, нині у більшості випадків працюють недосить ефективно і економічно. Доочищення стічних вод потребує великих капітальних і експлуатаційних витрат, які збільшуються з підвищенням ступеня видалення забруднень. Нині мікробіологічним шляхом можна очистити будь-яку забруднену органічними сполуками рідину в біореакторі з прямоточним рухом рідини через нерухоме волокнисте завантаження з іммобілізованими гідробіонтами та максимально можливою їх концентрацією. Таким чином, для ефективного використання стічних вод у системах зрошення потрібно застосовувати раціональну технологію їхнього очищення для одержання стоків, що містять поживні речовини для удобрення сільськогосподарських культур при зрошенні і не завдають шкоди навколишньому середовищу. При проектуванні біореакторів для доочищення стічних вод необхідно вибирати тип завантаження і визначати його оптимальні конструктивні й технологічні параметри. Для досліджень ми запропонували використати жорстке завантаження з концентричними волокнисто-поліетиленовими оболонками, в якому створюються сприятливі умови для закріплення мікроорганізмів, забезпечується вільний контакт стічної рідини з ними, а також відбу9
вається безперешкодний вихід газів. Результати лабораторних досліджень свідчать про високу ефективність роботи біореактора і контактного просвітлювального фільтра при доочищенні стічних вод.
УДК 581.526.323(477.75) ЕКОЛОГІЧНА ХАРАКТЕРИСТИКА ВОДОРОСТЕЙ-МАКРОФІТІВ КРИМСЬКОГО УЗБЕРЕЖЖЯ ЧОРНОГО ТА АЗОВСЬКОГО МОРІВ Маслов І. І., д. б. н., завідувач відділом охорони природи, Єжов В. М., д. т. н., директор, Нікітський ботанічний сад – Національний науковий центр УААН Незважаючи на великий обсяг інформації, накопичений у процесі природних і антропогенно змінених морських екосистем, немає досить представницьких даних про локальний розподіл фітобентосу і закономірності його розвитку залежно від антропогенного впливу і техногенного забруднення. Тривалість вегетації водоростей-макрофітов. Водорості-макрофіти за терміном розвитку поділяють на чотири групи: багаторічні – з багаторічною сланню; однолітні – з безперервною зміною циклів в усі сезони року; сезонно-зимові і сезонно-літні – з переважним розвитком гаметофіта або спорофіта у певні сезони. Їх поширення нерозривно пов’язане з температурою морської води та її змінами у різних акваторіях Чорного й Азовського морів. Слід зазначити, що в заповідних об’єктах Чорного й Азовського морів у переважній більшості випадків серед зелених водоростей немає сезонних видів, а серед бурих – однорічні види. Можна сказати, що домінуючою в усіх випадках є група однорічних видів. Друге місце, як правило, посідають багаторічні види, третє (останнє) – сезонні. Виявляються певні відмінності в розподілі груп з різною вегетацією водоростей по заповідних об’єктах. Так, у розподілі однорічних видів спостерігається тенденція до зменшення їх відносної кількості при просуванні від заповідних об’єктів що розташовані північніше тих, що знаходяться південніше. Щодо багаторічних видів водоростей спостерігається протилежна картина – зменшення їх відносної кількості за напрямом від південніше розташованих об’єктів до північних. Що стосується сезонних видів водоростей, то виявлено збільшення відносної кількості сезонно-зимових за напрямом від південніше розташованих об’єктів до північних і зменшення сезонно-літніх у цьому ж напрямі, що цілком закономірно. 10
Досліджувані заповідні об’єкти знаходяться в різних флористичних (гідроботанічних) районах, що оточують узбережжя Криму. При аналізі співвідношення видів водоростей у заповідних акваторіях кожного флористичного району у складі фітобентосу виявлено таку закономірність: процентне співвідношення однорічних видів водоростей-макрофітів зменшується в напрямі від північних (холодноводних) флористичних районів до південних (тепловодних); процентне співвідношення багаторічних видів водоростеймакрофітів збільшується в напрямі від північних (холодноводних) флористичних районів до південних (тепловодних); процентне співвідношення сезонно-зимових видів водоростей-макрофітів зменшується в напрямі від північних (холодноводних) флористичних районів до південних (тепловодних); процентне співвідношення сезонно-літніх видів водоростей-макрофітів збільшується в напрямі від північних (холодноводних) флористичних районів до південних (тепловодних). Як і в заповідних акваторіях, для антропогеннопорушених акваторій у переважній більшості випадків серед зелених водоростей немає сезонних видів, а серед бурих – однорічних. Можна сказати, що домінуючою тут є група однорічних видів. На другому місці, як правило, – багаторічні види, третьому – сезонні. У зелених водоростей природних акваторій немає сезонних видів, а в бурих – однорічних. У цілому домінуючою є група однорічних видів, далі йдуть багаторічні та сезонні види. Таким чином, розподіл з різною вегетацією видів природних акваторій підпорядковуються закономірності, виявленої нами для макрофітів заповідних акваторій. Зустрічальність водоростей-макрофітів. Для аналізу альгофлори проведено поділ видів на три групи за характерами зустрічальності – ведучі, супутні й рідкісні [1]. Такий аналіз має велике значення у справі охорони природи, збереження рідкісних і зникаючих видів. Можна зробити висновок, що за невеликим винятком основу флористичного складу фітобентосу заповідних об’єктів Чорного й Азовського морів становлять ведучі види водоростей. Далі йдуть супутні види, потім рідкісні. Тільки в Чорноморському заповіднику і на Лебедячих островах домінують рідкісні види водоростей; у природному заповіднику «Мис Мартьян» і Казантипському природному заповіднику кількість рідкісних видів перевищує кількість супутніх; в Опукському природному заповіднику рідкісні й супутні види є в рівних кількостях. У розподілі водоростей різних груп зустрічальності по заповідних об’єктах виявлено певні різниці. Так, у розподілі ведучих видів спостерігається така тенденція – збільшення їх відносної кількості при просуванні від північніше розташованих заповідних об’єктів до південніших. Щодо рідкісних видів водоростей – є картина протилежною: збільшення їхньої відносної кількості в напрямі від південніше розташованих об’єктів до північних. Для точнішого виявлення розподілу водоростей різних груп зустрічальності, як і у випадку з групами водоростей з різною вегетацією, проаналізовано співвідношення видів, що трапляються у заповідних акваторіях і відзначені для кожного флористичного району. У результаті в складі фітобентосу виявлено таку закономірність: процентне співвідношення 11
ведучих і супутніх видів водоростей-макрофітів збільшується в напрямі від північних (холодноводних) флористичних районів до південних (тепловодних); процентне співвідношення рідкісних видів водоростей-макрофітів зменшується в напрямі від північних (холодноводних) флористичних районів до південних (тепловодних). В антропогеннопорушених акваторіях домінуючою в усіх випадках є група ведучих видів водоростей-макрофітів. На пляжах санаторію «Чорномор’я», готелю «Ореанда» і Алуштинського яхт-клубу кількість супутніх і рідкісних видів однакова, а на пляжі м. Ялти і на очисних спорудах Сімеїза частка рідкісних видів перевищує частку супутніх. Для природних акваторій важливо відзначити, що ведучі види є домінуючою групою всюди, крім Тамані й Сиваша. Друге місці посідає група рідкісних видів – у п’ятьох акваторіях з восьми обстежених їх частка перевищує частку супутніх, а в Сиваші – і ведучих видів. Тільки в трьох акваторіях група супутніх видів водоростей перевищує групу рідкісних. Сапробность водоростей-макрофітів. Стосовно ступеня забруднення морської води водорості-макрофіти поділяють на три групи – олігосапроби, мезосапроби і полісапроби. Аналіз сапробності водоростей дає змогу виявляти чисті акваторії й акваторії, які зазнають впливу побутового забруднення. Серед водоростей-макрофітів заповідних об’єктів Чорного моря домінуючою в усіх випадках є група олігосапробних видів. Друге місце посідають мезосапробні види, третє (останнє) – полісапробні. Серед бурих водоростей полісапробних видів немає. В Азовському морі домінуючою є група мезосапробних видів водоростей. У розподілі сапробіологічних груп водоростей по заповідних об’єктах виявлено певні розбіжності. Так, у розподілі олігосапробних видів спостерігається тенденція до збільшення їхньої відносної кількості при просуванні від північніше розташованих заповідних об’єктів до південних. Щодо мезосапробних і полісапробних видів водоростей – є картина протилежна: збільшення їх відносної кількості в напрямі від південніше розташованих об’єктів до північних. При аналізі співвідношення видів водоростей в заповідних акваторіях кожного флористичного району у складі фітобентосу виявлено таку закономірність: процентне співвідношення олігосапробних видів водоростеймакрофітів збільшується в напрямі від північних (холодноводних) флористичних районів до південних (тепловодних); процентне співвідношення мезосапробних і полісапробних видів водоростей-макрофітів зменшується в напрямі від північних (холодноводних) флористичних районів до південних (тепловодних). В антропогеннопорушених акваторіях, як і в заповідних, у переважній більшості випадків домінуючою є група олігосапробних видів. Тільки в акваторії пляжу м. Ялти частка мезосапробів трохи перевищує частку олігосапробів. Друге місце, як правило, посідають мезосапробні види, третє (останнє) – полісапробні. Серед бурих водоростей полісапробних видів водоростей-макрофітів немає. У природних акваторіях Чорного моря домінуючою є група олігосапробних видів, далі йдуть мезосапробні і полісапробні 12
види. Серед бурих водоростей немає не тільки полісапробів (що для них характерно), а й мезосапробів. В Азовському морі домінують мезосапроби, у Сиваші олігосапробних видів не виявлено. Розподіл видів природних акваторій за сапробністю підпоряковується закономірності, виявленій нами для макрофітів заповідних акваторій. Флористичний склад водоростей-макрофітів. Досліджувані водорості-макрофіти відносять до трьох відділів: зелені водорості (Chlorophyta), бурі водорості (Phaeophyta) і червоні водорості (Rhodophyta). За флористичним складом водоростей-макрофітів в альгофітоценозах заповідних об’єктів Чорного й Азовського морів, у переважній більшості випадків домінують червоні водорості. У Чорноморському заповіднику, на Лебедячих островах і в аквальном комплексі біля Джангульского зсувного узбережжя друге місце посідають зелені водорості, третє (останнє) – бурі. У заповідних об’єктах Південного берега Криму друге місце посідають бурі водорості, а зелені – третє. Тільки в заповіднику «Мис Мартьян» кількість зелених і бурих водоростей однакова. Така ж картина спостерігається в акваторіях аквального комплексу біля мису Чауда й Опукського природного заповідника. У заповідних об’єктах Азовського моря частка зелених водоростей зростає – в акваторії Казантипського природного заповідника вони виходять на перше місце, перевищуючи кількість червоних і бурих. У розподілі зелених, бурих і червоних водоростей по заповідних об’єктах виявлено певну різницю. Так, у розподілі зелених водоростей є тенденція до зменшення їх відносної кількості при просуванні від північніше розташованих заповідних об’єктів до південніших. Стосовно червоних водоростей спостерігається протилежна картина – зменшення їх відносної кількості в напрямі від південніше розташованих об’єктів до північних. При аналізі співвідношення видів водоростей різних відділів, відзначених у заповідних акваторіях кожного флористичного району, у складі фітобентосу виявлено таку закономірність: процентне співвідношення зелених водоростей зменшується в напрямку від північних (холодноводних) флористичних районів до південних (тепловодних); процентне співвідношення червоних водоростей збільшується в напрямі від північних (холодноводних) флористичних районів до південних (тепловодних). Можна сказати, що в переважній більшості випадків для альгофітоценозів антропогеннопорушених акваторій характерне таке співвідношення: домінують червоні водорості, друге місце посідають зелені, третє (останнє) – бурі. Винятком є акваторія пляжу в урочищі Батилиман, де співвідношення відділів водоростей представлено картиною, характерною для заповідних об’єктів Південного берега Криму (червоні – бурі – зелені). Цей виняток можна пояснити тим, що на момент обстеження пляж тільки формувався і рекреаційних навантажень на акваторію ще не було. Тому фітобентос цього пляжу перебував в умовах, характерних для всього заповідного урочища. Розподіл водоростей різних відділів у природних акваторіях підпорядковується закономірності, виявленій нами для макрофітів заповідних акваторій. Так, у районі мису Кам’яний і озера Донузлав домінують червоні водорості, далі 13
йдуть зелені та бурі. В акваторіях мисів Бугас і Чікен (Південний берег Криму) домінують червоні водорості, далі бурі й зелені. У районі Керченської протоки (мис Малий, Таманська затока) і далі в Азовському морі і Сиваші частка зелених водоростей у фітоценозах починає збільшуватися і вони стають домінуючими, а червоних – зменшуватися. Таким чином, співвідношення зелених, бурих і червоних водоростей в альгофітоценозах заповідних і природних акваторій підпорядковане тим самим закономірностям. Підтверджується, що в Чорному морі домінують червоні водорості, а в Азовському – зелені. Одержані дані розширюють наші уявлення про закономірності розподілу видів по флористичних районах [1, 2]. Література: 1. Калугина-Гутник А. А. Фитобентос Черного моря. – К.: Наукова думка. – 1975. – 248 с. 2. Водяницкий В. Н. О естественноисторическом районировании Черного моря, в частности, у берегов Крыма // Тр. Севастоп. биол. ст. АН СССР. – М.–Л., 1949. – Т. 7. – С. 249–255.
УДК 581.526 (477) РАРИТЕТНА СКЛАДОВА ФІТОРІЗНОМАНІТТЯ ВОДОЙМ І БОЛІТ ЛІСОСТЕПУ УКРАЇНИ Чорна Г. А., к. б. н., доцент, Уманський державний педагогічний університет імені Павла Тичини Першочергові завдання щодо збереження рослинного покриву боліт Лісостепу України були намічені близько чверті століття тому [1], згодом були укладені перші детальні списки рідкісних видів флори водойм та їх раритетних угруповань [2]. Однак в сучасних умовах посиленого антропогенного впливу екотопи водойм і боліт зазнають подальшої трансформації, що негативно позначається на їх фіторізноманітті. Отже, дослідження водойм і боліт фітосозологічного спрямування залишаються актуальними і надалі. Збереження їх екосистем забезпечить умови стабілізації гідрологічного режиму та функціонування фіторізноманіття. Мета цієї роботи – виділення раритетної складової фіторізноманіття на основі розробленої нами на засадах методу Браун-Бланке класифікаційної схеми рослинності водойм і боліт Лісостепу України. Проаналізовано п’ять класів водної та два болотної рослинності, в межах кожного класу наведено 14
загальну кількість описаних нами асоціацій (в чисельнику) та кількість рідкісних для регіону асоціацій (у знаменнику). Серед діагностичних видів кожного класу виділено раритетну складову, яка охоплює регіонально рідкісні види та види, занесені до Червоної книги України (1996), (позначені в переліку *). Клас Lemnetea включає угруповання вільноплаваючих на поверхні та в товщі води невкорінених рослин – плейстофітів. Клас Charetea fragilis, що належить до маловивчених у межах України, об’єднує угруповання харових водоростей. Клас Potametea налічує найбільшу кількість синтаксонів, едифікаторами яких є прикріплені до дна водойм рослини з плаваючими на поверхні або зануреними в товщу води листками – аерогідатофіти та еугідатофіти. Клас Platyhypnidio-Fontinalietea antipyretiсae репрезентований асоціацією, яка утворена реофільним гіпновим мохом у проточних добре аерованих водоймах. Клас Utricularietea intermedio-minoris об’єднує угруповання обводнених екотопів у межах евтрофних і мезотрофних боліт. Клас Phragmito-Magnocaricetea охоплює трав’янисті угруповання низинних боліт і прибережних мілководь, утворені гелофітами. Клас Scheuchzerio-Caricetea nigrae включає угруповання евмезотрофних і мезотрофних боліт, які знаходяться в Лісостепу за південною межею суцільного поширення, що зумовлює наявність у їх складі ряду раритетних видів і синтаксонів. Розподіл рідкісних діагностичних видів за класами водної та болотної рослинності Лісостепу України Клас Lemnetea R. Tx. 1955 (
18 ас.): 9
*Aldrovanda vesiculosa L., Lemna gibba L., Ricciocarpus natans (L.) Corda, *Salvinia natans (L.) All., Wolffia arrhiza (L.) Horkel ex Wimmer. 2 1
Клас Charetea fragilis Fukarek ex Krausch 1964 ( ас.): *Chara delicatula Ag. Клас Potametea Klika in Klika et Novak 1941 (
35 ас.): 18
Batrachium aquatile (L.) Dumort., B. rionii (Lagger.) Nyman, Callitriche stagnalis Scop., Caulinia minor (All.) Coss. et Germ., Ceratophyllum submersum L., C. tanaiticum Sapjeg., Hottonia palustris L., Myriophyllum alterniflorum DC., Nymphaea alba L., N. candida C. Presl., *Nymphoides peltata (S. G. Gmel.) O. Kuntze, Potamogeton acutifolius Link., P. alpinus Balb., P. gramineus L., P. obtusifolius Mert. et W. D. J. Koch, P. praelongus Wulfen, P. rutilus Wolfg., P. sarmaticus Mäemets, P. trichoides Cham. et Schlecht., *Trapa natans L.s.l. 1 1
Клас Platyhypnidio-Fontinalietea antipyreticae Phil. 1956 ( ас.): Fontinalis antipyretica Hedw.
15
Клас Utricularietea intermedio-minoris Den Hartog et Segal 1964 em. 2 2
Pietsch 1965 ( ас.): Sparganium minimum Wallr.,Utricularia intermedia Hayne, U. minor L. Клас Phragmito-Magnocaricetea Klika in Klika et Novak 1941 (
49 ): 16
Alisma lanceolatum With., Calla palustris L., Carex atherodes Spreng., C. buekii Wimmer, *C. buxbaumii Wahlenb., C. disticha Huds., C. hartmanii Cajand., C. paniculata L., C. rostrata Stokes, *Cladium mariscus (L.) Pohl, *Dactylorhiza incarnata (L.) Soó, Glyceria arundinacea Kunth, Hippuris vulgaris L., Menyanthes trifoliata L., Pedicularis palustris L., Potentilla palustris (L.) Scop., Ranunculus lingua L., Rorippa nasturtium-aquaticum (L.) Hayek, Scirpus radicans Schkuhr., S. triqueter L., Scolochloa festucacea (Willd.) Link, Senecio paludosus L., Siella erecta (Huds.) M. Pimen. 8 7
Клас Scheuchzerio-Caricetea nigrae (Nordh. 1936) R. Tx. 1937 ( ас.): *Carex chordorrhiza Ehrh., *C.davalliana Smith, C. diandra Schrank, C. lasiocarpa L., C.limosa L., *Drosera intermedia Hayne, *D.longifolia L., D.rotundifolia L., *Epipactis palustris (L.) Crantz, *Hammarbya paludosa (L.) O. Kuntze, *Liparis loeselii (L.) Rich, *Scheuchzeria palustris L., *Schoenus ferrugineus L. Проаналізовані класи водної та болотної рослинності включають 30 та 36 рідкісних діагностичних видів відповідно. Зі складу раритетної складової водної флори 5 видів внесено до другого видання Червоної книги України (1996). Серед рідкісних болотних видів – 12 червонокнижних видів. У складі водної рослинності налічується 31 рідкісний синтаксон на рівні асоціації, що становить понад 50 % її ценотичного різноманіття для Лісостепу України. У складі болотної рослинності – 23 рідкісні асоціації, або близько 40 % встановлених для регіону синтаксонів. Аналіз розподілу рідкісних синтаксонів за річковими басейнами та болотними районами Лісостепу свідчить, що більшість з них розподілено по регіону більш-менш рівномірно. Однак синтаксони, які діагностуються стенотопними видами, мають обмежене поширення та ілюструють територіальну диференціацію рослинного покриву надмірно зволожених екотопів. До таких синтаксонів насамперед належать угруповання карбонатних боліт, поширені лише на крайньому північному заході Лісостепу: Cladietum marisci, Schoenetum ferruginei, Caricetum davallianae. Обмежене поширення в Лісостепу України мають майже всі синтаксони класу Scheuchzerio-Caricetea nigrae, що обумовлено рідкісністю відповідних екотопів. Сфагнові болітця-блюдця з угрупованнями Caricetum lasiocarpae, C. limosae приурочені до піщаних терас Сіверського Дінця, Дніпра, Південного Бугу та окремих малих річок їх басейнів у північних регіонах Лісостепу України. 16
Хоча діагностичні види Caricetum chordorrhizae, Scheuchzerietum palustre відомі з окремих локалітетів у межах Харківської, Сумської, Полтавської, лісостепової частини Житомирської та Вінницької областей, повноцінні відповідні угруповання в Лісостепу відсутні. Незважаючи на те, що синтаксони водної рослинності мають здебільшого азональний характер поширення, за окремими рідкісними асоціаціями простежуються певні особливості територіальної диференціації рослинного покриву водойм. Угруповання Trapetum natantis в останні роки набувають все більшого поширення на акваторіях Канівського, Кременчуцького водосховищ на Дніпрі, Ладижинського на Південному Бузі та Дмитренківського на його притоці – р. Соб. В той же час у лісостеповій частині басейну Сіверського Дінця угруповання виду в природних екотопах відсутні, однак відомі в умовах інтродукції [3]. Для лісостепової частини басейнів Південного Бугу та Дністра характерні раритетні угруповання Nymphoidetum peltatae, де вони поширені переважно в умовах риборозплідних ставків з періодичним викошуванням прибережних угруповань класу Phragmito-Magnocaricetea. Лише для природних екотопів басейнів Південного Бугу та Дністра властиві реофільні угруповання Fontinalietum antipyreticae, які діагностують водойми з незначною евтрофікацією. Серед головних проблем збереження фіторізноманіття водойм і боліт Лісостепу України чільне місце належить скороченню видової повночленності ценозів, насамперед за рахунок стенотопних і пограничноареальних видів. Саме такі види зумовлюють найбільшу вразливість фіторізноманіття класу Scheuchzerio-Caricetea nigrae. Осушувальна меліорація призвела до скорочення екотопів, характерних для угруповань класу PhragmitoMagnocaricetea та зростання в його складі раритетних синтаксонів і видів. За рахунок антропогенної евтрофікації водойм зростає кількість раритетних видів і синтаксонів у класі Potametea. Для збереження фіторізноманіття водойм і боліт Лісостепу України необхідна рестабілізація гідрологічного режиму в басейнах Дністра, Південного Бугу, Дніпра та Сіверського Дінця, підвищення репрезентативності болотних екосистем в об’єктах природно-заповідного фонду високого рангу. Література: 1. Изменение растительности и флоры болот УССР под влиянием мелиорации / Балашев Л. С., Андриенко Т. Л., Кузьмичев А. И., Григора И. М. – К.: Наукова думка, 1982. – 266 с. 2. Макрофиты-индикаторы изменений природной среды / Дубына Д. В., Гейны С., Гроудова З. и др. – К.: Наукова думка, 1993. – 436 с. 3. Чорна Г. А. Флора водойм і боліт Лісостепу України. Судинні рослини. – К.: Фітосоціоцентр, 2006. – 184 с.
17
УДК 911.375.5 ОПТИМІЗАЛІЯ АКВАЛЬНИХ І ВОДНО-БОЛОТНИХ АНТРОПОГЕННИХ ЛАНДШАФТІВ – ШЛЯХ ДО ЗБАЛАНСОВАНОГО РОЗВИТКУ ПОДІЛЛЯ Хаєцький Г. С., к. г. н., доцент, Вінницький державний педагогічний університет імені Михайла Коцюбинського Одним з пріоритетних завдань збалансованого розвитку України за нинішніх умов перебігу процесів глобалізації як стихійного руху цивілізації до постіндустріального суспільства і єдиного людства є: здійснення заходів щодо екологізації господарської діяльності, усунення причин забруднення, а не їх наслідків; проведення оцінки екологічних наслідків усіх видів діяльності, які можуть негативно вплинути на навколишнє природне середовище; регіональні і локальні завдання екорозвитку мають бути підпорядковані глобальним і національним цілям запобігання екологічній кризі та оптимізації середовища існування людини; регіональний екорозвиток передбачає функцію раннього запобігання несприятливим екологічним тенденціям або гарантії їх мінімізації (незнання наслідків не звільняє суспільство від відповідальності за руйнацію навколишнього середовища) [1]. Виходячи з поставлених завдань, оптимізація аквальних і водноболотних антропогенних ландшафтів Поділля є досить актуальною і потребує детальних та всебічних досліджень. Дослідження аквальних (водних) і водно-болотних антропогенних ландшафтних комплексів Поділля свідчать, що вже давно є необхідність оптимізації їх взаємодії та взаємодії антропогенних водойм з ландшафтами суміжних територій. Протягом століть людина знищила або докорінно змінила натуральні водні об’єкти. Вона створила нові, оригінальні, поки що слабко вивчені антропогенні ландшафтні комплекси, які сьогодні потребують охорони не меншої, ніж натуральні Тому потрібна єдина система природоохоронних заходів на шляху до збалансованого розвитку ландшафтних комплексів різного походження. Така система має включити в себе натуральні та, антропогенні об’єкти. Всі вони природні, але різні за генезисом, і мають охоронятися державою. Очевидна недосконалість наявної системи класифікації природнозаповідного фонду не дає можливості у повному обсязі здійснити природоохоронні заходи [2]. У природно-заповідному фонді серед охоронних об’єктів, як правило, домінують об’єкти натурального походження (87 %), які досить детально описані в спеціальній літературі [3, 4], антропогенного (8 %) і спільного (5 %), що робить природно-заповідний фонд одноманітним, спрощує його структуру, залишає поза увагою ряд цінних об’єктів антропогенного походження [5]. 18
Порівняно з іншими регіонами України, на Поділлі найменший показник натуральних охоронних об’єктів (близько 7,1 %). Площі натуральних охоронних об’єктів можуть збільшуватись за рахунок натуральноантропогенних шляхом поступового відновлення меліорованих боліт, заплав, річок, озер і стариць, крутих схилів річкових долин тощо. Наприклад, такими можуть стати заплава і русло з його порогами на р. Південному Бузі між селами Стрільченці і ІІечора (Середнє Побужжя), заплава р. Згару (права притока Південного Бугу) в районі сіл Багринівці, Залужне, Зоринці, Микулинці, унікальні джерела на річці Мурафі (Жмеринський район Вінницької області), заплава р. Вовку (права притока Південного Бугу) між селами Колибань та Деражня (Хмельницька область), круті схили річок Придністров’я тощо. До природоохоронних доцільно віднести групу аквальних та водноболотних антропогенних об’єктів, яка включає в себе оригінальні водосховища, ставки, покинуті канали, копанки, а також окремі водні комплекси, які формуються у відпрацьованих кар’єрах: граніту с. Стрижавка (Вінницька область), Сабарів (околиці Вінниці), смт Полонне (Тернопільська область); піску (Середнє Побужжя); глин (с. Кіпченці Хмельницька область, смт Турбів Вінницька область) та багато інших. Окремі антропогенні аквальні об’єкти уже сьогодні є основою заповідних об’єктів. До таких належать Касперівське водосховище та Випшевецький ставок у Тернопільській області. Антропогенні водойми – основа багатьох унікальних пам’яток садово-паркової архітектури, серед яких відомий Тростянець та ін. Природоохоронними об’єктами можуть стати мілководні й водноболотні ландшафти. Ці високопродуктивні ділянки мають особливе значення як нерестилища і місця нагулу личинок та малька промислових риб. Важливу роль мілководні і водно-болотні комплекси відіграють у процесах самоочищення антропогенних водойм [6]. Одним з підходів у розвитку природоохоронних ідей Поділля, є впровадження концепції Європейської екомережі (Еиrореап Есоlоgiсаl Nеtwоrk) як ідеї всєвропейської системи охорони природної спадщини європейської спільноти. Ця ідея є інтегральною в організації збереження біо- та ландшафтного різноманіття і може бути задіяна для оптимізації аквальних та водно-болотних антропогенних ландшафтів досліджуваного регіону як шлях до збалансованого розвитку [7]. Створення екомережі Поділля як комплексної та багатофункціональної природної системи відкриває можливості для збереження біорізноманіття, збалансованої екологічної рівноваги, підвищення продуктивності аквальних і водно-болотних антропогенних ландшафтних комплексів, поліпшення їх функціонального стану. Пропонується в межах екомережі створення екологічних ядер і водосховищно-ставкових річково-долинних екокоридорів (на прикладі Вінницької області), які включають в себе існуюче біорізноманіття різного ступеня природності та середовища його існування. Головною їх функцією є удосконалення шляхів оптимізації аквальних і водно-болотних ландшафтів та їх компонентів. 19
Перспективним та новим елементом екомережі є створення екологічного ядра на суміжній території двох сусідніх адміністративних районів – Хмільницького та Калинівського. Довжина цього, ядра буде становити близько 2 км. Воно розташується на річці Снивода між селами Кривошия (Хмільникського району) і Пиків (Калинівського району). Екологічне ядро буде охоплювати широку територію заплави річки, в основному її лівий берег. Створення цього екоядра спрямоване на екологічне оздоровлення басейну р. Південного Бугу та її основних приток, на оптимізацію споруджених на них антропогенних водойм з ландшафтами суміжних територій. Тут планується проведення заходів щодо створення та упорядкування водоохоронних зон, прибережних захисних смуг антропогенних водних об’єктів, створення особливого режиму використання земель на територіях витоку річок, збереження рідкісних видів рослин і тварин. Створення екокоридорів дає можливість для обґрунтування всіх необхідних умов щодо впровадження заходів надання статусу заповідних територій таким ландшафтним комплексам, як поселення бобрів у долині р. Згару поселення ондатри в долинах таких річок, як Згар, Мурафа, Мурашка, Десенка. При відновленні водно-болотних ландшафтних комплексів внаслідок припинення функціонування меліоративних каналів можуть складатися сприятливі умови для заповідання на р. Згар між селами Микулинці й Зоринці. Тут поселяються для гніздування водно-болотні види птахів (декілька видів качок, сіра і біла чаплі, лелеки, бугай, очеретянка тощо), також зупиняються на відпочинок під час сезонних міграцій білі лебеді, гуси. Подібні умови склалися і в долинах подільських річок Південного Бугу, Десенки, Вовка, Серету, Горині, Случу та ін. Отже, шлях до збалансованого розвитку України, і Поділля зокрема, полягає у розв’язанні проблем оптимізації аквальних і водно-болотних антропогенних ландшафтів через проведення всебічної природоохоронної роботи.
1. 2. 3. 4. 5. 6. 7.
Література: Гончаренко М. С., Бойчук Ю. Д. Екологія людини. – Суми–Київ: Університетська книга, ВД «Княгиня Ольга», 2005. – С. 359. Денисик Г. І. Антропогенні ландшафти Правобережної України. – Вінниця: Арбат, 1998. – 289 с. Природно-заповідний фонд Української РСР / В. С. Одноралов, В. П. Давидюк, О. Б. Божко. – К.: Наукова думка, 1981. – 308 с. Природоохоронні території Української РСР / Ред. Д. Й. Проценко. – К.: Урожай, 1983. – 176 с. Воропай Л. И. Куница М. М. Селитебные геосистемы физикогеографических районов Подолии. – Черновцы: ЧГУ, 1982. – 90 с. Мелководья Кременчугского водохранилища / Л. Н. Зимбалевская, Н. В. Пикуш, А. В. Кудина и др. – К.: Наукова думка, 1979. – 281 с. Розбудова екомережі України (Програма розвитку ООН) За ред. Ю. Г. Шеляг-Сосонко. – К., 1999. – 127 с. 20
УДК: 504.453.(477.42) ВИКОРИСТАННЯ ЕКОЛОГІЧНИХ НОРМАТИВІВ ДЛЯ ВИЗНАЧЕННЯ ЯКОСТІ ПОВЕРХНЕВИХ ВОД Р. ТЕТЕРЕВА Слободенюк М. О., Національний аграрний університет Зазвичай при оцінці якості довкілля використовують гранично допустимі концентрації забруднюючих речовин (ГДК) і гранично допустимі рівні (ГДР) біологічних і фізичних впливів. Проте в сучасних умовах використання ГДК як єдиних природоохоронних нормативів не завжди ефективне. «Цвітіння» водойми, зменшення самоочищувальної здатності водних екосистем, зменшення рибопродуктивності водних об’єктів та інші екологічні порушення спостерігаються навіть при дотримані встановлених ГДК [10]. Ситуація ускладнюється тим, що для одних компонентів водних екосистем (донні відклади, біота) ГДК взагалі не розробляли, а для інших (водне середовище) – їх дуже багато, але реально піддаються контролю лише 10 % загальної кількості встановлених норм. Також при розробці ГДК недостатньо враховуються форми перетворення забруднюючих речовин, але продукти перетворень можуть бути токсичнішими, ніж вихідні речовини. Тому, враховуючи наведені факти, при проведенні екологічної оцінки поверхневих вод р. Тетерева було використано Методику екологічної оцінки якості поверхневих вод за відповідними категоріями [2]. Показники хімічного складу води визначали за допомогою стандартних методик [3, 4]. Протягом 2002–2006 рр. проводили екологічну оцінку якості води р. Тетерева. Для проведення досліджень була вибрана ділянка річки від водосховища «Відсічне» до с. Левків. Дослідження цього визначення якості води проводили у 4 створах: створ 1 – водосховище «Відсічне» знаходиться на 5 км вище м. Житомира і на 500 м вище гирла р. Гнилоп’яті; створ 2 – знаходиться у Житомирі, на 1 км нижче гирла р. Гнилоп’яті, р. Гуйви та на відстані 0,3 км вище гирла р. Кам’янки; створ 3 – знаходиться у Житомирі на 0,5 км нижче гирла р. Кам’янки; створ 4 – знаходиться в с. Левків на 5 км нижче Житомира. Місця моніторингу вибрано для врахування якості води в Тетереві та її притоках (річки Гнилоп’ять, Гуйва, Кам’янка) а також визначення джерел забруднення р. Тетерева. Згідно з Методикою екологічної оцінки якості поверхневих вод за відповідними категоріями якість води визначали за трьома блоками показників: сольовим складом, трофо-сапробіологічними критеріями і критеріями вмісту специфічних речовин токсичної дії. Оцінку сольового складу вод проводили, визначаючи вміст суми іонів, концентрацію хлоридів та сульфатів.
21
Трофо–сапробіологічна (еколого-санітарна) оцінка якості поверхневих вод визначалась за двома групами показників: гідрофізичними – завислі речовини, прозорість; гідрохімічними – концентрація водних іонів, азот амонійний, азот нітритний, азот нітратний, фосфати, розчинний кисень, біхроматна окиснюваність, біохімічне споживання кисню. Екологічну оцінку якості поверхневих вод за специфічними показниками токсичної дії проводили, визначаючи вміст таких складових: кобальту, міді, цинку, свинцю, хрому, нікелю, заліза, марганцю, фенолів, нафтопродуктів, синтетичних поверхнево-активних речовин. Розрахунок інтегральних показників проводили за формулою [2]:
Ie
I1 I 2 I 3 , 3
(1)
де Іе – інтегральний індекс; І1 – індекс забруднення компонентами сольового складу; І2 – індекс трофо-сапробіологічних показників; І3 – індекс специфічних показників токсичної дії. Інтегральні індекси та блокові індекси було розраховано для середніх і найгірших значень показників окремо. Аналіз одержаних експериментальних даних свідчить, що в створі 1 протягом досліджуваного періоду екологічна якість води відповідала ІІ класу якості, 3 категорії, добрі, досить чисті. У створі 2 якість води відповідала ІІ класу якості, 3 категорії, добрі, досить чисті. У створі 3 і 4 екологічна якість води Тетерева була такою – як і в попередніх створах. Для порівняння одержаних нами даних використовувались значення екологічних індексів, розроблені для річок Житомирської області [5]. При порівнянні значень одержаного інтегрального екологічного показника із значеннями оптимальних екологічних нормативів ЕН(О) і допустимих екологічних нормативів ЕН(д), які розроблено для річок Житомирської області, встановили, що якість води відповідає ЕН(д). За нашими даними, якість води належить до ІІ класу, 3 категорії, є доброю, досить чистою. Результати досліджень свідчать, що екологічна якість води в контрольованих створах р. Тетерева протягом усього часу дослідження була «доброю», «досить чистою», але спостерігається зміна на «задовільні», «слабко забруднені» води, особливо за трофо-сапробіологічними показниками. Причинами погіршення якості води є перевищення екологічних нормативів у блоці трофо-сапробіологічних показників, як наслідок поверхневого стікання із сільськогосподарських угідь та скидання недостатньо очищених вод м. Житомира.
22
Література: 1. Васенко О. Г., Верніченко Г. А. Комплексне планування та управління водними ресурсами. – К.: Ін-ут географії НАН України, 2001. – 367 с. 2. Романенко В. Д., Жукинский В. М., Оксіюк О. П., Яцик А. В., Чернявська А. П., Масенко О. Г., Верніченко Г. А., Лаврик В. І., Гриб Й. В. Методика екологічної оцінки якості поверхневих вод за відповідними критеріями / Мінекобезпеки. – К.: Символ – Т, 1998. – 28 с. 3. Керівний нормативний документ. Якість вимірювань складу та властивостей об’єктів довкілля та джерел їх забруднення // Видання офіційне. – К., – 1997. 4. Совет экономической взаимопомощи. Унифицированные методы исследования качества вод. Ч. 1: Методы химического анализа вод. Т. І: Основные методы. – Изд. 4-е. – М., 1987.
УДК 556.531:504.45 (477.53) ТРАНСФОРМАЦІЯ ХІМІЧНОГО СКЛАДУ ВОДИ КРЕМЕНЧУЦЬКОГО ВОДОСХОВИЩА ТА ЇЇ МОЖЛИВІ ЕКОЛОГІЧНІ НАСЛІДКИ Єзловецька І. С., Національний аграрний університет Раціональне і комплексне використання Дніпра та його водосховищ, які є основним джерелом водопостачання в Україні, а також охорона їх водних ресурсів від забруднення має велике екологічне і народногосподарське значення. Водосховища Дніпра розміщені в межах густонаселених регіонів з інтенсивним сільським господарством і розвинутою промисловістю і перебувають під зростаючим впливом антропогенного фактора. Вони акумулюють не тільки запаси води, а й всі забруднюючі речовини, які надходять з площі водозбору. У створених водосховищах формується вода з іншими фізико-хімічними властивостями, іншої якості, яка є результативною характеристикою всього комплексу умов і взаємодій, які відбуваються як у водних екосистемах, так і на площі водозбору. Залежно від місця розташування водосховища в каскаді, його віку та деяких інших характеристик змінюються й фактори, що визначають кругообіг елементів [1, 2]. На початку свого існування (1961–1964 рр.), коли Кременчуцьке водосховище було верхнім у каскаді, формування гідрохімічного режиму і його яскраво виражена сезонність залежали від надходження маломінералізованих, гідрокарбонатно-кальцієвих вод приток верхнього Дніпра. Тому вода Кременчуцького водосховища за іонним складом також належала до гідрокарбонатно-кальцієвих вод другого типу [3]. 23
Після створення Київського, а потім і Канівського водосховищ хімічний склад води Кременчуцького водосховища став залежати головним чином від водності року, стоку верхніх водосховищ, внутрішньоводоймних процесів і дедалі зростаючого впливу господарської діяльності людини. У водосховищі спостерігалися поступове збільшення мінералізації води, пізніші строки мінімуму мінералізації та зменшення амплітуди коливань головних іонів [3–5]. Проте така динаміка характерна для всіх водосховищ від моменту їх створення і до цього часу. Занепокоєння викликає інше: зі збільшенням антропогенного навантаження на водний об’єкт відбувається перерозподіл хімічного складу води (табл. 1). При стабільних (без значних змін) середньорічних концентраціях гідрокарбонатів і кальцію зростає (порівняно з 1961–1964 рр.) майже втричі концентрація сульфатів (2000–2004 рр.), вдвічі – хлоридів (2000–2007 рр.), в 1,5-2 рази – натрію з калієм (1981–2007 рр.), у 1,6 раза – магнію. Врахувавши все це, стає зрозумілою зростаюча роль у підвищенні мінералізації сульфатів, хлоридів, натрію з калієм і магнію, тобто типових компонентів антропогенного генезису. Причому найбільший сплеск характерний для періоду розквіту промислового і сільськогосподарського виробництва в країні (1981– 1985 рр.) і роки становлення народного господарства незалежної держави (2000–2004 рр.) (табл.1). Таблиця 1.Граничні значення мінералізації та вмісту головних іонів у воді Кременчуцького водосховища, мг/дм3. Роки 19611964 19811985 19891993 20002004 20052007
Σі 116399 205420 205553 245548 212518
HCO345-255
CO320-52
Cl5-20
SO42- Ca2+ 8-32 24-75
Mg2+ 2-23
Na++K+ 0-29
109220 118252 123212 146210
0-21
11-31 17-54 29-67
5-29
3-40
0-28
10-35 19-56 34-82
1-21
3-45
0-20
11-42 21-93 24-76
5-38
6-65
0-20
15-40 17-42 33-60
8-27
5-38
Все це свідчить про стабільну тенденцію розвитку процесів, які призводять до зменшення вмісту хімічних компонентів, що зумовлюють природний гідрокарбонатно-кальцієвий тип води Дніпра, поряд з таким же стабільним розвитком процесів, які спричинюють збільшення вмісту у воді хімічних компонентів антропогенного генезису. На сьогодні вода Кременчуцького водосховища належить до гідрокарбонатно-кальцієвих вод другого–третього типу (переважно третього). Але якщо і далі антропогенне навантаження на даний водний об’єкт буде зростати такими темпами, то ці процеси можуть 24
призвести до зміни природного хімічного типу води на нехарактерний для даних умов. А це може негативно вплинути на екологічну рівновагу в навколишньому середовищі [6, 7]. Як свідчать дослідження вчених [8, 9], в умовах значного впливу діяльності людини на водні об’єкти, в результаті якого зменшується концентрація кальцію і зростає вміст інших іонів, відбувається зменшення видового різноманіття та чисельності безхребетних. Крім того, зростання впливу сульфатів, хлоридів, натрію з калієм і магнію на формування хімічного складу води водосховища призводить до зміни якості води цього джерела питного водопостачання населення кількох областей України і може спричинити деякі незручності при водопідготовці [10, 11]. Висновки. Для оптимізації антропогенного впливу на гідрохімічний режим Кременчуцького водосховища необхідно враховувати небезпеку трансформації природного хімічного складу води в напрямі заміни його на нетиповий для даних умов, а не обмежуватися лише встановленням концентрації прямих забруднюючих речовин (важких металів, біогенних і органічних сполук і т. д.). Крім того, потрібно в системі державного моніторингу проводити постійні тривалі спостереження за компонентами хімічного складу води, результати яких дали б повну картину про трансформацію хімічного складу води в сучасних умовах і шляхи запобігання та оптимізації впливу господарської діяльності людини на екологічний стан Кременчуцького водосховища. Література: 1. Водне господарство в Україні / За ред. А. В. Яцика, В. М. Хорєва. – К.: Ґенеза, 2000. – 456 с. 2. Яцик А. В. Екологічна ситуація в Україні і шляхи її поліпшення. – К.: Оріяни, 2003. – 84 с. 3. Формирование гидрохимического режима водохранилищ Днепра и методы его прогнозирования / А. И. Денисова – К.: Наукова Думка, 1979. – 292 с. 4. Денисова A. I., Серебрякова Т. М., Яцик A. B., Гриб Й. В. та ін. Сучасний стан поверхневих вод України // Водне господарство України. – 1996, № 6. –С. 24–28. 5. Алмазов А. М., Денисова А. М., Майстренко Ю. Г. и др. Гидрохимия Днепра, его водохранилищ и притоков. – К.: Наукова думка, 1967. – 316 с. 6. Осадчий B. I. Сучасний стан та тенденції забруднення водних екосистем басейну Дніпра хімічними речовинами // Матеріали другого з’їзду гідроекологічного товариства України. – Т. 2. – К.: 1997. – С. 142–144. 7. Мережко А. И. Структура и характер взаимосвязей в основных компонентах экосистем бассейнов малых рек. // Гидробиологический журнал, 1985. – Т. 21, № 6. – К.: Наукова думка. – С. 3–10. 8. Національна програма екологічного оздоровлення басейну Дніпра та поліпшення якості питної води. – К., 2001. – 260 с. 25
УДК 630.907.1. БАСЕЙНОВИЙ ПІДХІД ДО ПРОЕКТУВАННЯ ТА РЕАЛІЗАЦІЇ ЕКОЛОГІЧНОЇ МЕРЕЖІ НА ПРИКЛАДІ РЕГІОНУ СТЕПОВОГО ПРИДНІПРОВ’Я Манюк В. В., к. б. н., доцент, Дніпропетровський національний університет Для адекватного сприйняття концепції екомережі та концепції біорізноманіття слід усвідомлювати, що екосистеми, які формувалися на кожній конкретній ділянці місцевості шляхом тривалої еволюційної адаптації та вдосконалення потоків енергії і зв’язків у таких систем, завжди будуть ефективнішими порівняно зі штучними варіантами, які конструюють люди. Саме тому слід говорити про те, що, прагнучи збалансованого розвитку, суспільство повинно намагатися якнайшвидше відновити комплекси екосистем, за будовою та функціями наближені якнайбільше до нативних, екологічно та географічно відповідних кожній конкретній місцевості. Таку можливість дає басейновий підхід, втілення якого у практику проектування екомережі дало б можливість автоматично презентувати всі різновиди ландшафтних одиниць та екосистем, незалежно від стану їх попередньої вивченості. Суть у тому, що для збереження систем макрорівня необхідно забезпечити повноцінне функціонування всіх складових такої макросистеми, а ними є якраз басейни найменших, елементарних (перших) порядків. Практична реалізація такого відновлення у значній кількості випадків потребує набагато менших капіталовкладень порівняно з активними засобами «конструювання природних екосистем». Це пов’язано з тим, що в певній еколого-географічній обстановці за умов невтручання і достатності розмірів території екосистеми відновлюються самостійно, без допомоги людини (шляхом автогенезу). Переваги такого підходу пов’язані не лише з економією коштів, а й з тим, що відтворені шляхом самовідновлення екосистеми більше відповідають екотопам, а отже є стабільнішими. Саме такі системи мають бути першочерговою і головною метою при формуванні природнозаповідного каркасу екомережі. На жаль, ці переваги важко сприймаються представниками господарсько-управлінського сектора суспільства, для ментальності яких типовим є уявлення, що поліпшити довкілля можна тільки шляхом активного втручання в екосистеми. Типові приклади: «Щоб відродити річку, необхідно видалити мул екскаваторною технікою, насипати пляжі, поглибити русло, висадити дерева по берегах і т. д.» «Щоб відродити ліс, слід зорати ділянку, очистити її від хмизу і корчів та засіяти деревними саджанцями за певною схемою...». Правильне розуміння і застосування концепції біорізноманіття та екомережі насправді набагато спрощує і найчастіше здешевлює заходи щодо збереження і відновлення природних екосистем. Але 26
впровадження принципу невтручання наштовхується в сучасному суспільстві з дуже серйозною перешкодою – потребою у вилученні з інтенсивного і традиційного господарського обігу значної частини земель. При звичайному заповіданні вилучення й одного гектару завжди є дуже проблемним. Однак, якщо долучити до ідеї екомережі та концепції біорізноманіття басейновий підхід, названі цифри вже не будуть виглядати настільки фантастичними та загрозливими для економічної складової суспільства. Апріорі ми припускаємо, що кожен елементарний (первинний) водозбірний басейн повинен мати таку частку природних екосистем, щоб забезпечити його стабільне існування та розвиток, властивий конкретним еколого-географічним умовам. Якщо, взявши за основу цей принцип, розглянути тепер певну територіальну одиницю, наприклад басейн р. Самоткані на Дніпропетровщині (правобережна мала притока Дніпра), можна досить переконливо визначити спектр і кількість ділянок, мінімально необхідних для підтримання її збалансованого розвитку. Індикатором нормального функціонування системи в даному випадку будуть стійке існування природних компонентів у ландшафті та нормальне функціонування самої річкової гідросистеми (русла річки). Для басейну Самоткані різноманіття екосистем у загальних рисах вже достатньо вивчено (протягом 2001–2006 рр. під час серії експедицій екологотуристичного об’єднання «Орлан»). Сьогодні за результатами цих досліджень можна побудувати карту відновлених екосистем, або ландшафтів, властивих басейну до початку інтенсивної деградації його (принаймні за станом на кінець 19 ст.) Відповідно, можна розрахувати частку втрат для кожної з екосистем і так само можна визначити місцерозташування і мінімальну необхідну площу для відтворення кожної з екосистем. Оскільки всі водозбірні басейни є взаємопов’язаними та ієрархічними структурами, то й проектувати заходи щодо формування екологічної мережі в басейнах слід, враховуючи цю ієрархічність та міжбасейнові зв’язки. На прикладі Самоткані міжбасейновими є зв’язки з річковими басейнами Домоткані, Мокрої Сури та Базавлука, причому найтіснішими вони є з Домотканським басейном. Ієрархічність для Самоткані проявляється у двох напрямах – сам басейн, по-перше, складається с розгалуженої системи балок, що відкриваються в основну долину річки, по-друге, Самоткань є притокою Дніпра і, відповідно, залежною від нього системою. Отже, з одного боку, слід говорити й про необхідність проектування комплексу природних ядер в межах кожної з балок-приток Самоткані, а з другого – стежити за процесами, що відбуваються в Дніпровській макросистемі і регулювати її режим у бік поступового наближення до природного. Таким чином, для басейну однієї малої річки – Самоткані побудова екомережі за басейновим принципом буде означати: складання карти з реставрованими екосистемами, характерними для місцевості до початку інтенсивної антропогенної трансформації; визначення мінімально необхідних площ і ділянок для підтримання на них режиму, властивого кожному конкретному екотопу з погляду еколого-географічної відповідності; визначення ділянок місцевості, що мають принципове значення для підтримання природних міжбасейнових зв’язків з прилеглими системами (рі27
чок Домоткані, Мокрої Сури та Базавлука); відтворення річкового режиму самого Дніпра (нині позначка рівня води у гирлі Самоткані є нижче рівня Дніпра, тому вона відсічена дамбою, і режим скиду Самотканських вод у Дніпро регулюється штучно насосною станцією). Басейновий підхід дає можливість найповнішого територіального і функціонального охоплення заповіданням порівняно з іншими відомими методами. Так, для забезпечення сталого розвитку басейну Дніпра мають значення екологічні процеси, що відбуваються в кожному з басейнів-приток. Повноцінне, «збалансоване» функціонування дніпровської макроекосистеми має забезпечуватись всіма повноцінними малими басейнами, що живлять Дніпро. Неможливий такий варіант, коли, наприклад, басейн р. Самари функціонує в статусі заповідного ядра, а сусідній з ним басейн р. Орелі залишили для господарських потреб суспільства, в межах якого й надалі розвиваються урбанізація, техногенез тощо. З погляду біорізноманіття системи можуть близькими між собою, з погляду повноцінності функціонування басейну Дніпра і міжбасейнових зв’язків між Ореллю та Самарою такий варіант подій аж ніяк не допустимий. Отже, практичне застосування басейнового принципу можна звести до таких векторів, вздовж яких необхідно проектувати територіальні екологічні мережі: 1. Для підтримання і відновлення режиму, наближеного до природного, для макросистем необхідно спрямувати зусилля на збереження і відновлення необхідної частини природних та квазіприродних елементів у всіх без винятку складових цієї системи. Такими є басейни та водозбірні території всіх порядків. 2. Кожна найменша балка, кожна улоговина, найменший струмочок або річечка, будь-який лісочок – усе має не тільки своє самодостатнє значення, а й відіграє невід’ємну роль у функціонуванні великих макросистем, складовими яких вони є. 3. З іншого боку, збереження будь-якого природного об’єкта може бути проблематичним або й неможливим, якщо не забезпечено нормальне функціонування екосистеми вищого рангу, частиною якої є об’єкт заповідання. Наприклад, для збереження Кільченського заказника слід спочатку відтворити природний режим річного стоку р. Самари (оскільки р. Кільчень є її правобережною притокою). 4. Природні гідросистеми є свого роду кровоносними системами, однією з визначальних складових екосистем, і певним індикатором стану всього водозбірного басейну. Якщо річка швидко замулюється без видимих на те причин, – напевне, відбуваються неприродні зміни в екосистемах на вищих рівнях її басейну (лінійна ерозія на полях, розташованих на схилах вододілу, невиважене і неузгоджене з природними закономірностями циркуляції вод функціонування водопровідних та каналізаційних систем, вирубування байрачних лісів тощо). 5. Басейни є цілісними екосистемами високого рівня з розвиненими зворотними зв’язками. Якщо порушити режим русла річки у середній течії, 28
це неодмінно спричинить певну реакцію в усіх екосистемах басейну – і вгору, і вниз за течією, і в бокових напрямках, тобто в екосистемах, що знаходяться на верхніх, віддалених від русла привододільних рівнях басейну. 6. Басейновий підхід не може бути єдиним універсальним методом для проектування територіальних екологічних каркасів, він має успішно застосовуватись разом з іншими відомими суспільству передовими підходами. Однак його переваги полягають у тому, що він показує очевидність якнайповнішого збереження всіх ділянок, де екосистеми наближені за будовою до природних, а його правильне застосування гарантує якнайповніше збереження природного біорізноманіття, в першу чергу – на екосистемному рівні. Для територіальних громад, управлінських та проектних установ басейновий підхід можна описати дуже простою формулою – кожному селу чи містечку, кожній територіальній громаді – свою, хай невелику, але повноцінну «екомережі», або свою заповідну річку – з лісом, степом, заплавними луками, болотами й озерцями. Це якнайкраще узгоджується з основним принципом екологічного виховання суспільства: для формування екологічно свідомої особистості кожний член суспільства повинен мати можливість спілкування з дикою природою. Причому чим більше природа кожної конкретної місцевості буде наближеною до первинної, тим ефективнішим буде й екологічне виховання. Очевидність і ефективність басейнового підходу автор усвідомить при проектуванні принципової схеми екологічної мережі Степового Придніпров’я. Згідно з цією схемою, яку нині успішно використовують як управлінські, так і наукові та проектні установи Дніпропетровської області, стрижневими елементами екомережі в регіоні є басейни середніх річок та Дніпра, вдовж яких слід створити заповідні території комплексного характеру і високого рангу. Не є принциповим – будуть мати вони статус національних природних парків чи регіональних ландшафтних парків, важливо зберегти їх структурну основу таким чином, щоб підтримувати наявне біологічне та ландшафтне різноманіття на першому етапі розвитку екомережі, і на цій територіальній основі відтворити більш наближені до властивих цим місцевостям природно-ландшафтні комплекси. До них у Степовому Придніпров’ї належать басейни річок Орелі, Самари, Омельника, Домоткані, Самоткані, Базавлука, Інгульця, Мокрої Сури, Кільчені, Вовчої і власне самого Дніпра. Крім того, враховуючи комплекс показників (насиченість раритетними та ендемічними видами біоти, водорегулюючим значенням, різноманіттям і ступенем природності екосистем, розмірами території), необхідно констатувати, що на території Дніпропетровської області є об’єкт найвищого природоохоронного рангу, який може бути одним з кращих біосферних заповідників не лише України, а й усієї Європи – Присамарський природний комплекс. Кожний названий елемент є складним природним комплексом, в межах якого представлені елементарні біогеоценози та одиниці ландшафтної структури досить різноманітного спектра. Запропонована схема була затверджена рішенням Дніпропетровської обласної ради у 2001 р., згідно з яким зарезервовано переважну більшість всіх басейнів різних ієрархічних рівнів, предста29
влених на теренах Дніпропетровщини. Це рішення за умови його виконання (тобто поступового надання заповідного статусу всім зарезервованим об’єктам) фактично розв’язало б проблему формування екомережі великого регіону, принаймні на рівні екологічних ядер. На жаль, цього не сталося вже з причин суто суб’єктивних, пов’язаних з небажанням влади і лобіюванням бізнесових кіл цілей, прямо протилежних ідеї розбудови екомережі, розвитку заповідної справи та переходу суспільства на шлях збалансованого гармонійного розвитку.
УДК 502.5 : 658.19 ЕКОЛОГІЧНИЙ СТАН І МОЖЛИВОСТІ ВИКОРИСТАННЯ ВОД ПРИРОДНИХ ДЖЕРЕЛ О. ХОРТИЦІ І ПРАВОБЕРЕЖНОЇ ЧАСТИНИ М. ЗАПОРІЖЖЯ Рильський О. Ф., Запорізький національний університет, Ткаченко А. О., Запорізька державна інженерна академія Природні джерела води о. Хортиці і правобережної частини Запоріжжя мало вивчені, і в науковій літературі яких-небудь відомостей про них знайти не вдалось. Але дослідження цих джерел є безперечно важливим, виходячи з того, що воду деяких з них широко використовують населення та відпочиваючі. Мета нашої роботи – дослідження хімічного та мікробіологічного стану вод природних джерел північно-західного регіону о. Хортиці та правобережної частини Запоріжжя і встановлення їх відповідності санітарним нормам. У північно-західній частині о. Хортиці є джерела вод: № 3 – на території профілакторію «ЗАлК»; № 5 і № 6 – недалеко від джерела № 3; № 7, № 8 і № 9 – три джерела вздовж піщаного пляжу західного берега острова; № 10 і № 11 – два джерела у верхній частині південного схилу балки Генерали. У правобережній частині Запоріжжя об’єктом дослідження були 4 найпопулярніших у населення природних джерела води: «Козацька криниця», поблизу південної сторони Кар’єрної балки на території садівничого товариства «Дружба-2», в урочищі «Вирва» і два джерела біля мосту «о. Хортиця – Правий берег». Для порівняння аналізували зразки води Дніпра в районі мосту поблизу Правого берега та в районі піщаного пляжу західного берега о. Хортиця. Фізичні та хімічні аналізи вод природних джерел виконували за методиками, розробленими Українським науковим центром охорони вод. Визначали лужність, тимчасову та постійну жорсткість, загальну мінералізацію, катіони ка30
льцію, магнію, заліза, алюмінію, аніони – сульфати, хлориди, фториди, нітрити, нітрати, амонійний азот, фосфати. Для оцінки бактеріального зараження водних джерел були використані традиційні методи: визначення загального мікробного числа (ЗМЧ); визначення кількості бактерій групи кишкової палички (Coli-індекс). Результати досліджень свідчать, що загальна жорсткість води всіх досліджуваних джерел є вищою ніж у Дніпрі, і величина цього перевищення дуже значна. Винятком є вода джерела № 3, загальна жорсткість якої становить 4,4 мг екв/л. Якщо врахувати, що до м’яких належить вода з загальною жорсткістю до 4,0 мг екв/л, то вода джерела № 3 має незначне перевищення норми за загальною жорсткістю. Але, з іншого боку, вода джерела № 3 має постійну жорсткість (сульфати і хлориди кальцію та магнію), у 13 разів більшу, ніж постійна жорсткість водопровідної води та води Дніпра: 2,6 мг ·екв/л та 0,2 мг екв/л відповідно. Відомо, що постійне вживання води з високою жорсткістю зумовлює утворення каменів у нирках і в жовчному міхурі, а також відкладення солей у суглобах. Приблизно такий же дебіт води, як джерело № 3, має джерело «Козацька криниця» – 780 л/год. і таку ж постійну «освіжаючу» температуру: 9°–9,3° С. Загальна жорсткість цієї води – 9,0 мг екв/л, а постійна жорсткість у 32 рази перевищує таку ж жорсткість дніпровської води. У мікробіологічному відношенні найзабрудненішою є вода Дніпра: загальне мікробне число в ній досягає 30 тис. клітин в 1 мл води. Відповідно до санітарних норм цей показник не повинен перевищувати 100 клітин мікроорганізмів в 1 мл води. Вимоги Держстандарту 2874-73 до числа кишкових паличок (Coli-індекс) – не більше трьох клітин в 1 літрі води; в дніпровській воді в 1 літрі міститься 15 мільярдів мікроорганізмів. Досліджувані нами води природних джерел о. Хортиці і правобережної частини Запоріжжя також виявилися дуже забрудненими мікроорганізмами і кишковою паличкою: джерело № 3 – 350 млн клітин кишкової палички в 1 літрі води, «Козацька криниця» – 700 тис. клітин/літр, «Вирва» – 460 тис. клітин/літр, всі інші джерела – не менше декількох мільйонів клітин на 1 літр води. Таке надмірне забруднення мікробами води Дніпра і вод природних джерел є результатом негативного впливу людини на природу. Якщо у воді є кишкова паличка, то при використанні такої води як питної можливе зараження збудниками тифу, холери, дизентерії. На основі результатів дослідження можна зробити деякі практичні висновки: 1. Води природних джерел північно-західного регіону о. Хортиці і правобережної частини Запоріжжя в природному стані вживати не можна внаслідок високого вмісту солей та надзвичайно великої кількості мікроорганізмів. 2. Води джерел № 3, № 7, № 8 і № 9 можуть бути використанні як питні води тільки після кип’ятіння, щоб зруйнувати солі тимчасової жорсткості та знищити мікроорганізми. 31