CC BY
90
АРИДНЫЕ ЭКОСИСТЕМЫ, 2005, том 11, №28
================= СИСТЕМНОЕ ИЗУЧЕНИЕ АРИДНЫХ ТЕРРИТОРИЙ============
УДК 502.52:556.1
КРИТЕРИИ, ОГРАНИЧИВАЮЩИЕ РЕГУЛИРОВАНИЕ РЕЖИМА РЕЧНОГО СТОКА ПО ЭКОЛОГИЧЕСКИМ ПОКАЗАТЕЛЯМ 1
© 2005 г. Н.М. Новикова, Ж.В. Кузьмина, С.А. Подольский, Т.В. Балюк
Институт водных проблем РАН 119991, Москва, ул. Губкина, 3, Россия
Анализ отечественного и зарубежного опыта по нормированию антропогенной нагрузки на бассейны рек показал, что экологических норм, регламентирующих антропогенную нагрузку на экосистемы речных бассейнов, нет. Не разработана методология экологического нормирования. Имеющиеся предложения по нормам и критериям антропогенной нагрузки характеризуют лишь частное влияние отдельных видов хозяйственной деятельности; комплексные критерии несовершенны. Решение ряда проблемных вопросов затруднено из-за отсутствия системы экологического мониторинга, который основывался бы на детальных и длительных стационарных исследованиях антропогенного изменения элементов природной среды.
В мировой практике исследования в рассматриваемой области знаний осуществляются в рамках нового научного направления - экологического нормирования, формирование и развитие которого в нашей стране заметно отстает от запросов практики.
Проблема нормирования режима речного стока возникла из-за негативных изменений произошедших в водных и наземных экосистемах речных пойм вследствие широкомасштабного гидротехнического строительства в долинах рек. Создание водохранилищ обусловило проблему «верхнего и нижнего» бьефов - утерю пойменных экосистем вследствие заливания, подтопления, заболачивания, переформирования берегов, иссушения и засоления плодородных земель. Спрямление речных русел привело к гибели ландшафтов речных пойм и проблеме катастрофических наводнений. Изъятие воды из рек стало причиной возникновения экологических кризисов в низовьях рек и конечных водоемов (табл. 1).
Крайним выражением нерационального водопользования в речных бассейнах стал Аральский экологический кризис или Аральская катастрофа (Коу1коуа й а1., 2001). За 30 лет уровень моря упал на 23 м; соленость воды с 7-10 г/л возросла до 62 г/л; 2/3 морского дна обсохло и превратилось в пустыню. Утрачена солоноватоводная экосистема Аральского моря, деградировали водные и наземные экосистемы дельт рек Амударьи и Сырдарьи на общей площади около 3 млн.га.
Проблема экологического нормирования водного режима речного стока актуальна, т.к. антропогенные воздействия на воды речного стока продолжаются.
Экологическое нормирование рассматривается как инструмент решения противоречий человека и окружающей среды, способ управления использованием водных ресурсов с целью недопущения утраты и рационального использования многочисленных ресурсов пойм (водных, рыбных, пастбищных, сенокосных, рекреационных и др.), сохранения и поддержания видового (генетического), экосистемного и ландшафтного разнообразия (Антропогенные воздействия ..., 2003; Дубинина, 2001; Новикова, 2003).
Среди существующих нормативов и разрабатываемых подходов к нормированию речного стока в России в настоящее время основными являются гидрологические показатели режима и качества воды, такие как:
1 Работа выполнена по проекту РФФИ 03-05-64238
Таблица 1. Изменение речного стока в дельтах рек (Шикломанов, 1979) и его экологические последствия (Новикова, 1999). Table 1. Change of the river flow at the deltas (Шикломанов, 1979) and ecological results (Новикова, 1999).
Река Площадь дельты, км2 Годовой сток рек Изменение режима обводнения дельт Сокращение увлажнения местообитаний по шкале Л.Г. Раменского
средний многолетний км3/год сокращение в % к среднему по годам
1975 1985 2000*
Волга 19000 240 6 14 17 Сокращение длительности и высоты паводков 15
Или 7740 13,4 28 29 35 Летние разливы прекращены, весенние попуски обеспечивают затопление 10-40% территории 40
Амударья 14000 39,6 35 48 78 Паводковые разливы прекращены, искусственное заливание 2.5 тыс. га озерных впадин 60
Сырдарья 7000 14,9 54 57 67 Паводки прекращены, искусственно обводняются 30 тыс. га сенокосов 60
• санитарные попуски (СП), предусматривающие расходы воды в пределах 95% обеспеченности (что в природе случается примерно 1 раз в 20 лет);
• экологический сток (ЭС) - сток незарегулированной реки, обеспечивающий воспроизводство и функционирование водных и околоводных экосистем (В.Г. Дубинина, 2001; Антропогенные воздействия ..., 2003 );
• экологический попуск (ЭП) - сток зарегулированной реки, обеспечивающий воспроизводство и функционирование водных и околоводных экосистем в нижнем бьефе гидроузла (Дубинина, 2001; Антропогенные воздействия ..., 2003 );
• предельно допустимое изъятие стока (ПДИ) - максимальное количество воды, которое можно безвозвратно изъять из водного объекта, при сохранении условий воспроизводства и функционирования экосистем;
• предельно допустимые концентрации загрязняющих веществ в воде (ПДК; ПДС).
Из всех упомянутых выше показателей нормирования речного стока наиболее полным и максимально информативным одновременно для водных и наземных (пойменных) экосистем теоретически может считаться лишь ПДИ.
Общий алгоритм расчета ПДИ (рис. 1), представленный серией уравнений (Дубинина, 2001, Антропогенные воздействия ..., 2003;), разработан с учетом использования общедоступных данных, содержащихся в гидрологических справочниках (Ресурсы поверхностных вод СССР) и Гидрологических ежегодниках:
W ПДИ=W kr - W ist Wb = Wkr +Wпди Wes (W эс) = Wi - Wпди.
Заслуга авторов этого показателя заключается в том, что рассчитывается не только общая годовая сумма допустимого изъятия (W), но и ежемесячные его значения, которые можно также рассматривать и по расходам (Q).
Выполненные авторами расчеты, показали, что базовый сток (Wb) соответствует годовому стоку 95% обеспеченности (санитарным попускам), а объем ПДИ в целом составляет 10% от общего объема стока (Антропогенные воздействия., 2003).
Этот метод удобен тем, что все расчеты можно выполнить на основании существующих данных, используя графики связи расходов и уровней воды, графики связи годового стока и стока половодья, таблицы годового стока рек различной обеспеченности.
Рис. 1. Схема гидрографа реки для рассчета ПДИ и ЭС. Условные обозначения: 1- Qist - исторически минимальные расходы, 2- Qkr - расходы маловодных лет, 3- Qb - сток базового года, 4- Qes - экологический сток (ЭС), 5-Qi - естественный сток для лет различной обеспеченности; ПДИ = Qkr(2)- Qi(1) -предельно допустимое изъятие стока. Fig. 1. Evaluation of the ПДИ and ЭС using hydrograph of the river. Notation conventions: 1- Qist - min discharges for historical period, 2- Qkr - discharges of low runoff, 3- Qb - runoff of the basal year, 4-Qes - ecological runoff (ЭС), 5- Qi - natural runoff for years of different обеспеченности; ПДИ = Qkr(2)- Qi(1) - предельно допустимое изъятие стока.
Однако решение о значении ПДИ найдено лишь для водных и «прибрежноводных» экосистем, и только по умолчанию считается допустимым и для пойменных (наземных) экосистем. Экспериментальной проверкой приемлемости ПДИ для наземных экосистем пока никто не занимался.
Близкие по значениям к ПДИ нормативы при зарегулировании речного стока рекомендуются Комитетом по водным проблемам Европейской экономической комиссии ООН. Этим Комитетом принято считать, что:
• интенсивность водопользования, при которой изымается менее 10% речного стока считается удовлетворительной;
• при использовании до 20% речного стока необходимы ограничение водопользования и выполнение мер по регулированию стока;
• а при использовании воды с превышением в 20% водный объект не может обеспечить социально-экономического развития территории.
На основании большого опыта собственных исследований в различных регионах России, Западной Европы, Средней Азии и Дальнего Востока авторы данной статьи пришли к выводу, что помимо гидрологических показателей режима и качества воды при обосновании экологического нормирования антропогенной нагрузки на бассейн рек необходим поиск связей и зависимостей показателей режима речного стока с эколого-физиологическими показателями состояния не только водных и "прибрежноводных", но в большей степени пойменных (наземных) экосистем, экотонов и пойменного ландшафта. Основным биологическим критерием пределов допустимости регулирования режима речного стока является сохранение биологического разнообразия и биологической продуктивности на всех уровнях его организации, которое невозможно без поддержания естественной структуры и устойчивого функционирования экосистем в бассейне реки. Сегодня абсолютно ясно - сохранение всех экосистем в естественном виде при антропогенном регулировании стока - задача абсолютно неразрешимая. Поэтому встает вопрос, до каких пределов можно регулировать режим рек, что бы не произошло катастрофических изменений в экосистемах. Исходя из этих позиций были разработаны биологические критерии допустимых масштабов изменения режима речного стока при освоении гидроэнергоресурсов:
- сохранение речных долин, играющих роль магистральных экологических коридоров и
участвующих в межрегиональном обмене элементами флоры и фауны;
- сохранение основных миграционных путей наземных животных в местах их пересечения с
речными долинами;
- сохранение основного разнообразия интразональных и экстразональных экосистем на участках пойм в верхних и нижних бьефах гидроузлов;
- сохранение в пределах бассейнов зарегулированных рек полного спектра биологических видов;
- сохранение популяций, находящихся вблизи границ видовых ареалов;
- сохранение естественной многолетней изменчивости пойменных экосистем выше и ниже водохранилищ;
- недопустимость слияния зон воздействия водохранилищ при создании каскадов. Размеры участков сохраняемых долин и допустимое количество водохранилищ в речном
бассейне должны обосновываться для каждого конкретного случая с учетом всех перечисленных критериев. При этом экологические нормы антропогенной нагрузки на бассейны рек должны раздельно определяться для:
• рек различной величины (малых, средних, больших),
• рек различной геоморфологической приуроченности (равнинных и горных),
• различных участков речного бассейна (верхнее, нижнее, среднее течение, устье, дельты),
• рек различных природно-климатических зон,
• рек различной степени зарегулированности,
• рек с различными трендами многолетней динамики водности (в ходе климатических изменений).
Исследованиями (Кузьмина, 2005; Ко^тта, 2004;Кои2тта й. а1., 2005) показано, что в настоящее время совокупное воздействие локальных преобразований речного стока на среду, в силу их множественности, представляют существенно большую опасность, чем естественные региональные изменения климата. Так, для верховьев Дуная (Германия) установлено повышение водности реки (расходов и уровней), связанное с увеличением выпадения атмосферных осадков за многолетний период. А для бассейнов рек Эльбы (Германия) и Сейма (Россия) выявлено снижение амплитуды колебания многолетних значений уровней и расходов воды к концу ХХ столетия, способствующее стабилизации УГВ в вегетационный период и увеличению глееобразования в верхних и средних почвенных горизонтах, что приводит к утрате естественной древесно-кустарниковой растительности пойм. Таким образом, вследствии климатических изменений многолетние флуктуации водности рек имеют в разных регионах различную направленность, увеличивая или понижая водность рек они постепенно и плавно изменяют экосистемы пойм во времени и пространстве и могут в одних случаях усугубить негативную динамику экосистем, а в других - компенсировать отрицательные тенденции.
При освоении гидроэнергоресурсов Дальнего востока России была обоснована недопустимость строительство каскадов ГЭС которые находятся друг от друга ближе, чем на 80 - 100 км, поскольку незамерзающая полынья нижнего бьефа вышерасположенной ГЭС не должна доходить до выклинивания подпора (вершины водохранилища) нижерасположенной ГЭС (для Бурейской ГЭС он достигает более 80 км). Экспериментальные данные мониторинговых исследований показали (Подольский и др., 2004; 2005), что между верхним бьефом одной ГЭС и нижним бьефом другой в условиях таежной зоны необходимо оставлять незарегулированным стокилометровый отрезок реки. Размер этого участка обычно достаточен для того, чтобы здесь сохранить основной спектр видового и биотопического разнообразия всех экосистем данного участка речной долины речного бассейна. Расположение этих участков желательно приурочивать к местам миграций (бродам) крупных и средних млекопитающих через русла рек.
Исследованиями в бассейнах Дуная и Эльбы в зоне широколиственных лесов также было установлено, что стокилометровый участок реки между каскадами ГЭС для рек средней величины и для верхних течений крупных рек может считаться оптимальным для сохранения
основного спектра пойменной растительности и почв равнинных рек, поскольку в центральной части "незарегулированного участка реки" внутригодовая и многолетняя амплитуда колебания уровня грунтовых вод (УГВ) в пойме существенно не изменяется, а следовательно, водный режим биотопов остается естественным (Коигшта й а1., 2005).
В тоже время, необходимо учитывать, что при полном зарегулировании всех участков верхнего, среднего и нижнего течения рек, сохранение экосистем приустьевых и дельтовых частей рек становится абсолютно невозможным в любых природно-климатических зонах. Это характерно как для пустыных Среднеазиатских регионов с бассейнами рек Амударья (Узбекистан) и Сырдарья (Казахстан), где полностью исчезли естественные древесные тугайные леса, так и для зоны широколиственных лесов Западной Европы, где в устьях полностью зарегулированных рек Саале, Изар и др. (Германия) исчезли характерные ранее дубовые пойменные леса (Ко^тта, 2004).
С точки зрения сохранения реальных и потенциальных рыбных ресурсов, гидроузлы должны размещаться таким образом, чтобы не перекрывать пути нерестовых миграций на значительной части речного бассейна; не наносить ущерб основным нерестилищам; не приводить к значительным изменениям гидрологического режима районов нереста в весенне-летний период. Этим условиям могут отчасти удовлетворять малые и средние ГЭС, расположенные в верховьях притоков 3-4 порядков (Подольский и др., 2004; 2005).
Существенным биологическим ограничением при обосновании нормирования режима речного стока является природоохранная ценность пойменных и прибрежных территорий, которая определяется прежде всего:
- наличием ООПТ (особо охраняемых природных территорий),
- наличием реликтовых видов и сообществ,
- наличием редких и исчезающих видов и сообществ,
- наличием ценных для селекции видов флоры и фауны (генофонд).
Желательно учитывать также последствия изменения ресурсного потенциала пойменных территорий для сельского, лесного, рыбного хозяйства и рекреации, что в настоящее время, практически, не производится.
Из соображений экологической безопасности и хозяйственной целесообразности в будущем необходимо отказаться от крупных ГЭС в пользу малых и средних. На примере Бурейского гидроузла показано, что реальный эколого-экономический ущерб от создания крупной ГЭС сопоставим с затратами на ее строительство. За 10 лет строительства и эксплуатации Бурейской ГЭС экосистемам региона будет нанесен ущерб, который по существующим методикам оценивается более чем в 30 млрд. руб. (Подольский и др., 2005).
При разработке и планировании различных гидротехнических мероприятий необходимо принимать во внимание, что пойменные экосистемы интразональны. Это означает, что в их развитии и функционировании главным является гидрологический фактор. В естественных природных условиях гидрологический режим реки определяет режим грунтовых вод в пойме и водный режим пойменных биотопов, формирование и функционирование экосистем. Поэтому при обосновании экологического нормирования режима речного стока следует, в первую очередь, учитывать возможные изменения в водном режиме биотопов, а именно: возникновение изменений в частоте и длительности поемного заливания, а также изменений внутригодовой и многолетней амплитуда колебания УГВ в пойме.
В ходе наших исследований установлено, что сильное негативное воздействие на экосистемы пойм оказывает антропогенное сокращение амплитуды колебания уровня воды в реке в течение года в результате зарегулирования стока. Так, например, в долине реки Саале (пост Кальбе) из-за строительства плотин, амплитуда колебания уровня воды сократилась с 4.4 м (1896-1930) до 1.2 м (1996-2000), что привело к сокращению амплитуды колебания УГВ в пойме до 1-1.5 м (рис. 2). Таким образом, после зарегулирования, даже в меженный период на
самых высоких уровнях поймы УГВ не заглубляются ниже 2 м от поверхности, в то время как ранее УГВ в межень здесь достигал более 4.5-5 м (рис. 2). Повышение среднего уровня воды в руслах и уменьшение естественной амплитуды его колебания по сезонам и годам вызывает ряд абсолютно идентичных негативных последствий в ландшафтах и экосистемах зоны Европейских широколиственных лесов: возникают существенные трансформации в аллювиальных пойменных почвах в сторону грунтового заболачивания и оглеения верхних частей почвенного профиля (0.3-1.5 м), в условиях зарегулирования существенно ухудшается состояние используемых лугов (снижаются биоразнообразие и продуктивность), устанавливается равное положение УГВ под лесными и луговыми сообществами, а колебания УГВ по сезонам значительно сокращаются, и часто не превышают амплитуды в 1 м (рис. 2), на всех элементах рельефа пойм возникает нетипичный процесс формирования новых сообществ переувлажненных местообитаний (Кузьмина и др., 2000).
Абс.
Расстояние от русла, м
Рис. 2. Колебания грунтовых вод и уровней воды в пойме зарегулированной реки Саале, в национальном парке "Хоендорфер буш" (гидрологический пост Кальбе-Гризене на реке Саале). Цифрами обозначено: 1 - рельеф (отнивелиранный), 2 - абсолютный максимальный уровень воды за период 1896-1930 (редкие паводки), 3 -среднемноголетний максимальный уровень воды (УВ) за период 1896-1930 (частые паводки), 4 - абсолютный максимальный УВ за 1997 г., 5 - абсолютный максимальный УВ за 1999 г., 6 - среднемноголетний УВ за период 1896-1930, 7 - УВ 12.09.1997 (межень), 8 - УВ в летний период - 16.05.1999 (значение близкое к среднему за 1991-1999 гг.), 9 - УВ в летний период - 22.08.2000 (значение близкое к среднему за 1991-1999 гг.), 10 - УВ 31.07.2001 (межень); 11-14 - измеренные значения грунтовых вод (ГВ) и их тренд, 11 - в межень 12.09.1997, 12 - в летний период 15.05.1998 (УВ близкое к среднему за 1991-1999), 13 - в летний период 16.05.1999 (УВ близкое к среднему за 1991-1999), 14 - в летний период 22.08.2000 (УВ близкое к среднему за 1991-1999); 15 - измеренные значения грунтовых вод (ГВ) и их тренд в межень 31.07.2001. Fig. 2. Fluctuation of ground waters (GW) and water level (WL) in flood-plain of the regulated river Saale, in "Hohendorfer Busch" national park (hydrometric station Calbe-Grizehne/Saale - regulated flow). In numbers is designated: 1 - relief (total levelling), 2 - maximal flood WL 1896-1930 (rare highest water), 3 - average flood WL 1896-1930 (ofter high water), 4 - maximal flood WL 1997 (high water), 5 -maximal flood WL 1999 (high water), 6 - average WL 1896-1930, 7-15 WL (measured) and GW (measured and trend) during the period of investigations, 7 - low WL 12.09.1997 (drougth period), 8 - summer WL 16.05.1999 (near average WL 1991-1999), 9 - summer WL 22.08.2000 (near average WL 1991-1999), 10 - low WL 31.07.2001 (drougth period), 11 - GW on drougth period 12.09.1997, 12 - GW on summer period 15.05.1998 (WL near average 1991-1999), 13 - GW on summer period 16.05.1999 (WL near average 1991-1999), 14 - GW on summer period 22.08.2000 (WL near average 1991-1999), 15 - GW on drougth period 31.07.2001.
Чрезвычайно негативное влияние на основную часть спектра пойменных экосистем Волго-Ахтубинской поймы оказало полное зарегулирование реки к концу ХХ века (рис. 3, табл. 2; Балюк, 2005). Вне зависимости от фазы водности реки Волги уровень 50% обеспеченности паводками участка Волго-Ахтубинской поймы в пределах Волгоградской области понизился в рельефе на 0.8 м. Таким образом, пойменные экосистемы расположенные на высотных
32 НОВИКОВА, КУЗЬМИНА, ПОДОЛЬСКИЙ, БАЛЮК
2
отметках от 6.8 м и выше практически вышли из поемного режима, так как уровень их паводковой обеспеченности снизился в 5 раз, достигнув значений 0-10%, в то время как в период условно естественного (1916-1958) стока реки, подобные, чрезвычайно редкие паводки, были характерны лишь для высотных уровней выше 7.82 м (рис. 3).
Рис. 3. Обеспеченность паводкового заливания высотных уровней Волго-Ахтубинской поймы за различные временные интервалы с 1916 по 1990 гг. Условные обозначения: 1- 1916-1958 -условно естественный временной период (до активного
гидротехнического строительства), 2 -1959-1977 - период активного гидротехнического строительства при пониженной водности реки, 3 - 19781990 период полного зарегулирования стока при повышенной водности реки. Fig. 3. Probability of the flood duration at the different levels of relief within Volga-Achtuba floodplain at the different time from 1916 to 1990 . Notation conventions: 1- 1916-1958 - conditionally natural time period before active creating of hydropowerstations, 2 - 1959-1977 -years of active creating of hydropowerstations in time of low runoff, 3 - 1978-1990 years of full regulation of the runoff in time of high runoff.
Как видно из таблицы 2, полное зарегулирование стока реки Волги привело к тому, что паводки практически перестали затапливать абсолютные высотные отметки выше -3.5 м, которые соответствовали ранее уровню высокой поймы реки. А расположенные на верхних уровнях поймы ценнейшие редкие дубовые леса полностью вышли из пойменного режима, так как перестали затапливаться необходимыми паводковыми водами (табл. 2). Зарегулирование привело к тому, что вместо заливания в паводок поймы восьмиметровой высоты, сейчас заливается пойма высотой чуть больше
Таблица 2. Характеристика изменения паводкового режима для различных сообществ Волго-Ахтубинской поймы. Table 2. Changes of the floodings duration of the different plant communities within Volga-Achtuba floodplain.
Название сообщества Отметки абс, м Характер изменения сообщества
Butomus umbellatus - стрелолисто-сусаковое -9,9 Увеличение обеспеченности паводковыми водами, уменьшение длительности заливания
Eleocharis palustris- ситняговый луг низкого уровня -9,8
Populus tremula-Carex spp. - осоковый осинник -9,3 нет изменений
Carex acutae -Poa spp. - мятликово-осоковое -8,8 Увеличение обеспеченности паводковыми водами, уменьшение длительности заливания
Artemisia procera -Cirsium spp. -бодяково-полынное -8,5 Уменьшение обеспеченности паводковыми водами, уменьшение длительности заливания
Artemisia austriaca австрийскополынное -8,5 Сообщества вышли из-под затопления
Populetum nigrae-Poa angustifolia -мятликовый тополевник -7,8 Уменьшение обеспеченности паводковыми водами, уменьшение длительности заливания
Bromopsis inermis - кострецовый луг -6,9 Уменьшение обеспеченности паводковыми водами, уменьшение длительности заливания
Elytrigia repens - пырейный луг -6,4 Уменьшение обеспеченности паводковыми водами, уменьшение длительности заливания
Beckmannia eruciformis-Mixteherbo-sa -бекманиевое разнотравье с ас-пектированием дербенника лозного -5,5 Уменьшение обеспеченности паводковыми водами, уменьшение длительности заливания
Calamagrostis epigeos - вейника наземного -4,5 Уменьшение обеспеченности паводковыми водами,
2 Здесь и далее указаны относительные высоты над меженным уровнем воды в реке.
АРИДНЫЕ ЭКОСИСТЕМЫ, 2005, том 11, №28
уменьшение длительности заливания
Quercus robur- Glycyrrhiza glabra -солодково-дубовый лес -3,5 Сообщества вышли из-под затопления
Quercus robur - Bromopsis inermis -кострецовый дубняк -3,2
Glycyrrhiza glabra - Carex spp.- осоково-солодковые заросли -2
шести метров. В тоже самое время после зарегулирования произошло сильное увеличение обводненности низких уровней поймы Волги (высотные отметки от 4.32 м до 5.82 м; рис. 3, табл. 2), что выразилось в повышении доли гидроморфных сообществ и увеличении оглеения в верхних горизонтах аллювиальных пойменных почв соответствующих высотных уровней. Помимо изменений в обеспеченности (частоте) поемного заливания, зарегулирование стока реки Волги полностью изменило и длительность паводкового затопления различных высотных уровней поймы. Для всех уровней поймы длительность заливания сократилась в 1.5-1.8 раза по сравнению с условно естественным периодом (1916-1958 гг). Наибольшие изменения возникли для низкого пойменного уровня, где заливание сократилось от 70 до 42 дней. При этом пойменные уровни выше 6.8 м полностью вышли из поемного режима, т.к. длительность их заливания сократилась от 20 дней до 0 (рис. 4). Здесь также как и в зоне Европейских широколиственных лесов, происходит исчезновение пойменных дубрав (необратимые смены) и замена их на зональные степные ценозы (табл. 2)
Из всего вышеизложенного становится понятным, что экологическими факторами устойчивого функционирования экосистем в экотонной системе вода-суша становятся прежде всего межгодовая и внутригодовая изменчивость показателей режима речного стока на различных экологических уровнях:
• различие в обеспеченности (частоте) и длительности заливания;
• различие в глубине залегания и амплитуде колебания грунтовых вод.
Рис. 4. Длительность заливания в паводок высотных уровней Волго-Ахтубинской поймы в различные временные интервалы с 1916 по 1990 гг. Условные обозначения на рис. 3.
Fig. 4. Duration of submersion of différent levels of the relief by flood waters within Volga-Achtuba floodplain at the different time from 1916 to 1990 гг. Notation conventions at the fig. 3.
Таким образом, при разработке экологического обоснования нормирования режима речного стока последовательно решаются несколько задач:
• установление механизмов воздействия различных видов антропогенной деятельности на режим речного стока и компоненты наземных экосистем;
• обоснование методики совмещенного экологического анализа позиций экосистем, экотонов и характеристик режима речного стока;
• выявление лимитирующих факторов и их значения для устойчивого развития экосистем и экотонов речных пойм различных географических зон и территорий различной природоохранной ценности.
В результате наших исследований удалось установить, что основными биологическими
индикаторами устойчивости экосистем и экотонной системы на зарегулированном участке реки на локальном уровне, которые могут быть выражены количественными показателями являются:
• первичные сукцессии на первичных формах пойменного ландшафта;
• различия в составе и структуре экосистем на различных экологических уровнях;
• ежегодная изменчивость (флуктуации) видового состава сообществ;
• сохранение основного видового разнообразия экосистем и их продуктивности в пределах географически зональных норм.
В ходе исследований на реках Волга, Алье, Эльба, Дунай, Амударья установлено, что на первичных элементах пойменного ладшафта вне зависимости от физико-географического положения реки или морфологических, литологических и др. особенностей ее долины формируется сходная структура растительных сообществ, при чем их первичные сукцесии развиваются в трех сходных направлениях. В меженные периоды устанавливается максимальное видовое разнообразие сообществ первичных элементов пойменного рельефа, чья пионерная растительность становится источником для пополнения флористического разнообразия всех экосистем пойменного комплекса. Установлено, что устойчивое развитие экосистем на молодом аллювии и формирование первичных форм пойменного ландшафта обеспечивается, если промежуток между максимальными расходами имеет длительность не менее 3-5 лет. Искусственное поднятие воды в руслах и притоках рек, а также его стабилизация (зарегулирование, канализирование) приводит к полному уничтожению отмелей, пляжей, побочней и осередков на реках, следствием чего становится выпадение важных звеньев-экосистем из полночленного пойменного комплекса, а в отдельных случаях - и прекращение эволюционного развития пойменного ландшафта.
На основе многолетних исследований в заповедных территориях речных долин в бассейнах рек Эльба, Дунай и Сейм выявлено, что устойчивое функционирование пойменных экосистем после зарегулирования их стока возможно лишь при условии сохранения естественного характера флуктуаций (ежегодных изменений) в составе сообществ. Анализируя даные мониторинга, касающиеся состава и структуры пойменных экосистем, удалось установить, что высокая флуктуационная изменчивость в растительном сообществе является индикатором сохранности и большей устойчивости экосистемы. При этом присутствие постоянных видов растений в сообществах в размере менее 70% (в среднем 55-60%) от ежегодной флоры отдельной модельной площади указывает на удовлетворительное состояние наземной пойменной экосистемы и естественный характер флуктуаций в ней (табл. 3). Если в пойменных сообществах процент постоянных видов растений превышает предельно допустимый уровень в 70% - экосистемы следует считать антропогеннонарушенными, для них следует разрабатывать специальные меры реабилитации (табл. 4).
Таблица 3. Изменение флористического состава экосистем постоянных модельных участков экологического профиля Банищанская дача/р. Сейм с 1996 по 2001 годы в естественных условиях (без влияния регулирования стока). Table 3. Changes of floristic composition ecosystems of the permanent model sites of ecological profile Banizhanckaya Dacha of the river Seim from 1966 to 2001 years in natural conditions (without impact of regulated flow).
Название экосистемы (ассоциации) Недотро-гово-еже-виковая с подростом вяза и ясеня Купено-во-ясене-во-дубо-вый лес Черемухо-во-кленово-ольховый снытьевый лес Ракитово-кленовый ежевико-во-сныть-евый лес Ивовое чередово-крапиво-во-мято-вое Ивовое маннико-во-дву-кисточ-никовое Разно-трав-но-злако-вое
Ежегодное количество видов в сообществе 15-19 17-21 21-38 15-29 14-24 20-24 20-42
Постоянные виды от ежегодной флоры сообщества, % 64* 65 68 53 68 65 63
Постоянные виды от общей (многолетней) флоры сообщества, % 34 34 38 24 34 34 38
Сменяющиеся виды от общей (многолетней) флоры сообщества, % 20 19 19 22 19 19 32
* здесь и в табл. 4 -64 - средний процент за все годы.
* here and in tab. 4- 64 - mean percent for all years.
В результате многолетнего мониторинга в бассейнах рек Амударья, Сырдарья, Сейм, Дунай и Эльба авторами были установлены количественные показатели пределов критических нарушений для всего долинного комплекса, подверженного гидротехническому воздействию (Кузьмина и др,. 2000; Кузьмина, 2005; Новикова, 1999; 2003; Новикова, Кузьмина, 2000; Novikova et al., 2001). Вне зависимости от физико-географической зональности и морфологических особенностей зарегулированных рек, для сохранения целостности всего долинного комплекса (набора) экосистем необходимо сохранение не менее 75% сообществ от общего числа наименьших таксономических рангов (например ассоциаций) из полного состава сообществ общей динамической системы региона в пределах бассейна зарегулированной реки. При этом не должны быть полностью уничтожены целые формации сообществ (и/или экосистем) или более крупные таксономические категории растительности или животного населения. Поскольку при зарегулировании невозможно полное сохранение всего исходного количества экосистем, в качестве предельно допустимого изменения речного стока можно принять такое, которое позволяет сохранить не менее 75% сообществ наименьших синтаксономических единиц в каждой формации, входящей в общую динамическую схему растительности бассейна реки или его участка.
Таблица 4. Изменение флористического состава экосистем экологического профиля Барятинский лес в бассейне Сейма с 1996 по 2001 годы, антропогенно измененная пойма, в зоне влияния Курчатовского вдхр. Table 4. Changes of floristic composition ecosystems of ecological profile of Baryatinskiy forest of the basin Seim from 1961 to 2001 years. It is within of the zone of impact of the Kurchatovskiy artificial lake on the floodplain.
Кленово- Осоково- Недотрогово- Снытьево- Хвощево-
Название экосистемы ясенево- ясенево- вязово- вязово- липово-
(ассоциация) тополевый лес дубовый лес дубовый лес дубовый лес дубовый лес
Ежегодное количество видов в сообществе 22-32 16-18 19-26 18-25 19-23
Постоянные виды от
ежегодной флоры 41 64 45 43 64
сообщества, %
Постоянные виды от общей
(многолетней) флоры сообщества, % 69 87 74 72 84
Сменяющиеся виды от общей
(многолетней) флоры сообщества, % 19 10 16 18 12
Для сохранения основного фаунистического и флористического разнообразия экосистем и их продуктивности при обосновании экологических пределов регулирования стока на территории речного бассейна, на участках речных долин должны быть сохранены магистральные переходы (броды) через русла рек, которые являются экологическими коридорами, обеспечивающими обмен элементов флоры и фауны на межрегиональном уровне. Мигрирующим животным для этих переходов необходимы участки не измененной поймы с
относительно выположенными коренными берегами. Данное обстоятельство существенно расширяет границы учитываемой зоны воздействия водохранилища на окружающую среду. Таким образом, границы зоны влияния водохранилища на животных следует проводить по границам ареалов мигрирующих популяций, пути кочевок которых затронуты воздействием гидросооружения. Эспериментальные исследования показали, что перекрытие миграционных путей лося и косули водохранилищем (например Зейским) снизило их поголовье от 3 до 10 раз из-за большей доступности хищникам и браконьерам, а также гибели при ежегодных сезонных миграциях, которые вынужденно проходят по обширной ледовой поверхности, часто с торосами, а не узкому занесенному снегом участку русла, как это было ранее. В Приамурье затопление водохранилищами долин крупных рек исключает возможность проникновения многих представителей маньчжурской фауны (кабана, енотовидной собаки, амурского барсука, дальневосточной полевки и др.) к северу от основного ареала, что снижает видовое разнообразие зоокомплексов.
На основе всестороннего анализа зависимостей показателей режима речного стока с эколого-биологическими показателями состояния пойменных экосистем и экотонов, принимая за основу положение о сохранении устойчивого функционирования экосистем речных долин при зарегулировании стока, нами были выработаны основные экологические критерии, ограничивающих регулирование режима речного стока.
Критерий 1. Наличие элементов первичного пойменного ландшафта (осередки, побочни). Формирование первичных форм пойменного ландшафта и развитие экосистем на молодом аллювии обеспечивается, если промежуток между максимальными расходами имеет длительность не менее 3-5 лет. Критерий 2. Устойчивое функционирование экосистем в условиях регулирования режима речного стока обеспечивается их ежегодной флуктуационной динамикой для чего необходимо поддержание многолетней амплитуды колебания УГВ на уровне 70% от первоначальной естественной нормы, а сокращение объема стока не более чем на 15% от естественного уровня; поскольку устойчивое развитие естественной экотонной системы речной поймы обеспечивается сохранением заливания различных экологических уровней с разной частотой и длительностью, а также естественной амплитудой колебания уровня грунтовых вод. Доказано, что экологически недопустимо сокращение внутригодовой и многолетней амплитуд колебания (стабилизации) уровня воды и глубины залегания грунтовых вод.
Критерий 3. Сохранение основного биологического разнообразия на всех уровнях его организации определяется наличием не менее 75% экосистем из общей динамической системы региона в пределах бассейнов зарегулированных рек, а также наличием ежегодной флуктуационной изменчивости видового состава пойменных сообществ в пределах 30-40%, что обеспечивает сохранение основного спектра биологических видов и сообществ. Критерий 4. Сохранение основного спектра биотопического разнообразия экосистем речного бассейна или наличие достаточного количества незарегулированных участков реки определенной протяженности (как правило не менее 100 км для крупных и средних рек), которые будут обеспечивать основной спектр видового и биотопического разнообразия экосистем речного бассейна. Экологически недопустимо слияние зон воздействия каскадов ГЭС и их водохранилищ в речном бассейне - необходимы участки с "условно естественной" (не преобразованной) речной долиной, обеспечивающие сохранение биоразнообразия и пути традиционных миграций видов через водные артерии.
Заключение
Экологические нормативы не являются неизменными. Они будут меняться по мере накопления наших знаний о взаимосвязях и зависимостях характеристик режима речного стока и компонентов экосистем. На данный момент научных знаний достаточно, чтобы накладывать
ограничения антропогенных воздействий на режим речного стока и регулировать функционирование экосистем пойм и речных бассейнов. В ближайшем будущем необходима разработка нормативов, обосновывающих реабилитацию пойменных экосистем и экотонов. Для малых рек особенно важно сохранять водорегулирющую функцию экосистем водосбора (что определяется наличием и сохранностью естественных экосистем), а также прибрежных водоохранных зон, регулирующих распашку и рекреацию.
СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ
1. Антропогенные воздействия на водные ресурсы России и сопредельных государств в конце ХХ столетия. Отв. ред. Н.И.Коронкевич и И.С.Зайцева. М.: Наука, 2003, 367 с.
2. Балюк Т.В. Формирование экосистем на первичных элементах пойменного рельефа в естественных и антропогенно измененных условиях. Дисс. на соиск. канд. геогр. наук, М., 2005. 197 с.
3. Дубинина В.Г. Методические основы экологического нормирования безвозвратного изъятия речного стока и установления экологического стока (попуска). М.:МПР, 2001. 178с.
4. Кузьмина Ж.В. Оценка последствий изменения режима речного стока для пойменных экосистем при создании малых гидротехнических сооружений на равнинных реках // "Метеорология и гидрология", 2005, №8, С. 89-103.
5. Кузьмина Ж.В., Трешкин С.Е., Хенрихфрайзе А. Микроочаговые процессы в связи с локальным изменением обводненности территорий//Микроочаговые процессы-индикаторы дестабилизированной среды. М., 2000. C.26-34.
6. Новикова Н.М. Влияние развивающегося водного хозяйства на ботаническое разнообразие аридных районов Средней Азии и юга России / Водные проблемы на пороге нового тысячелетия. М.:Наука, 1999. С. 335-345.
7. Новикова Н.М. К проблеме нормирования в применении к водному режиму экосистем и экотонов речных пойм // Материалы VI Всероссийской научной конференции "Эколого-биологические проблемы басейна каспийского моря", 15-16 октября 2003, Астрахань. С. 228230.
8. Новикова Н.М., Кузьмина Ж.В. Мониторинг ландшафтно-экологических процессов в дельте Амударьи: по результатам исследований на муйнакской международной станции // Аридные экосистемы, т.6, №13, 2000, С. 23-36.
9. Подольский С.А., Игнатенко С.Ю., Дарман Ю.А., Антонов А.И., Игнатенко Е.В., Кастрикин В.А., Былков А.Ф., Парилов М.П. Проблемы охраны и изучения диких животных в зоне влияния Бурейского гидроузла. РАСХН, 2004. 132 с.
10. Подольский С.А., Игнатенко С.Ю., Дарман Ю.А., Антонов А.И., Борисова И.Г., Игнатенко Е.В., Илларионов Г.В., Кастрикин В.А., Парилов М.П., Старченко В.М., Чуб А.В., Яборов Т.В. Бурейская ГЭС: зона высокого напряжения. WWF-Россия, 2005. 80 с.
11. Шикломанов И.А. Антропогенные изменения водности рек. Л.: Гидрометеоиздат, 1979. 302 с.
12. Kouzmina Janna V. The impact of natural and human-induced changes in the river flow and the climate on flood plain ecosystems in the middle Elbe river basin // Ecological Engineering and Environment Protection, No 2, 2004, с 5 -15.
13. Kouzmina J.V. , Treshkin S.Y. , Avetjan S.A., Henrichfreise A. Assessment of consequences change of river flow regime for floodplain ecosystems under building small and middle hydrotechnical constructions// Journal of Hydrology and Hydromechanics, Prague, Czech Republic, 2005, Vol. 53, No 1, pp. 3-16.
14. Novikova, N.M. Kuz'mina, J.V., Dikareva, T.V. et. al. reservation of the tugai biocomplex diversity within the Amu-Darya and Syr-Darya river deltas in aridization conditions In: Ecological research and monitoring of the Aral sea deltas. Boock 2. UNESCO 2001. (Pronting Sagraphic, Barcelona, Spain). pp.155-188.
ECOLOGICAL CRITERIA OF LIMITATION OF THE RIVER RUNOFF REGULATING © 2005. N. M. Novikova, Zh. V. Kuz'mina, S. A. Podolskyi, T. V. Balufc
Water Problems Institute, Russian Academy of Sciences 119991 Russia, Moscow, Goubkina sir. 3
Four indices arc suggested as ecological criteria to determine limits of river runoff control. These riteria were obtained at flood-lands of the Volgo-Achtuba, Elbe, Seym, Amudarya, Alie, Dubna which re situated in several natural regions differing in river runoff regime and way of regulation. The criteria re as follows:
The criterion reflecting natural evolution of initial flood-land landscape. Formation of initial elements of the flood-land landscape and evolution of ecosystems on new alluvium can be observed when maximum discharges not more often than once Lime in 5 years.
The criterion reflecting sustainable functioning of ecosystems in the basins of the regulated rivers. Annual fluctuating dynamic of ecosystem stays invariable if ground water level amplitude makes up 70% of Us original natural rates and reduction of runoff doesn't exceed 15% of its natural level.
The criterion reflecting preservation of biodiversity at all hierarchic levels. If not less than 75% of ecosystems in the region within basins of regulated rivers arc undisturbed and if annual fluctuation variability of species structure of flood-laud communities makes up 30-50% we consider main spectrum of biological species and communities unchangeable. Sustainable development of ecotone system of flood-lands is provided by floodings on different ecological levels with different frequency and duration, and also natural amplitude of ground water level. It is taken for granted that it is ecologically inadmissible to reduce annual and long-term amplitude changes of water level and depth of ground water occurrence.
The criterion reflecting conservation of the main biotopes diversity within river floodplain. It has to conserve some patches without anthropogenic regulation of the river runoff. Such patches serve as refugees for species and communities of all part of the river basin and roots for migrates species, crossing river bodies.
