Я.І. Капелюх
Природний заповідник “Медобори”, Тернопільська обл., Україна

Відомо, що багато видів птахів селиться в дібровах тільки завдяки тому, що тут є можливість вигідного використання поєднання лісу, поля, заплави ріки та ін. Високі захисні можливості лісу птахи використовують для будівництва гнізд і частково для здобування корму, захисту від хижаків та від несприятливих погодних умов (сильні вітри, морози та ін.).
Так, в дібровах запровідника, навіть коли не рахувати види, які покидають ліс під час сезонних міграцій і кочувань, можна вказати більше ніж 20 видів, які гніздяться в лісі та кожен день вилітають із нього на годівлю, водопій та ін. Так, в урочищі Лучанський ліс до них належать звичайна горлиця – Streptopella turtur L., сіра чапля – Ardea cinerea L., боривітер звичайний – Cerchneis tinnunculus L., канюк – Bu-teo buteo L., яструб великий — Accipiter gentilis l., вухата і сіра сови – Asio otus, Strix aluco L., крук – Corvus coraxL., ворона – Corvus cornix L., сорока – Pica pica L., шпак – Sturnus vulgaris L., зяблик – Fringilla coelebs L.та ін. Крім того, з узлісь постійно вилітають малий яструб – Accipiter nisus L. , зозуля – Cuculys canorus L. , польовий горобець – Passer domesticus L., вівсянка звичайна – Emberiza citrinella L., дубоніс – Cjccothraustes cjccthraustes L. , іволга – Oriolus oriolus L., щиглик – Carduelus carduelus L. та ін. Відзначено навіть вильоти на поля для здобування корму великого строкатого дятла – Dendrocopos major L.
Такі щоденні “походи” відзначаються не тільки в літній але й в осінній та зимовий періоди. Вони властиві всім видам воронових, великим синицям – Parus malor L., лазорівкам – Parus caeruleus L., вівсянкам.
Відносно трьох останніх видів, то зафіксовані їх постійні трофічні міграції в населені пункти, які знаходяться біля меж лісів і навіть у ті, які розташовані на значній віддалі від лісових масивів. Так, регулярно ці види птахів реєструються в осінній, і осбливо в зимовий час у селах Кокошинці, Монастириха, Красне, Вікно, тобто тих, які безпосередньо прилягають до меж заповідника.
Появляються вони і в населених пунктах, які знаходяться і на значній віддалі від лісових масивів: смт Гримайлів (5 км), с. Малі Бірки (4 км), с. Раштівці (3,5 км), с. Постолівка і Городниця (2 км). Так, у них протягом 1998- 2000 років було виявлено групи синиці великої, гаїчки, лазорівки, поодинокі особини крука, сірої ворони, сойки. Досить значними зграями, до 60 – 80 особин, почала появлятися в останні роки в населених пунктах вухата сова, яка знаходить у них умови для перебування несприятливого зимового періоду і помітно синантропізується, адже нами неодноразово в останні роки було виявлено гніздування цього виду в покинутих гніздах грака (смт. Гримайлів, 1997, 1998, 1999 рр.).
Нерідко можна спостерігати і зворотну картину, коли окремі види в ранкові години направляються в лісові масиви. Так нами було відзначено мігрування в лісові масиви з населених пунктів горобців польових, сорок, вівсянок звичайних.
Таким чином, біотопічні зв’язки в лісостепових дібровах досить широкі, далеко виходять за рамки навіть досить великих лісових масивів не кажучи вже про невеликі острівні урочища. Це наводить нас на думку, що система біоценозів лісових дібров є лише окремою ланкою в загальному комплексі біогеоценозів, які характерні для лісостепової зони.

Zoocenosis — 2001
 Структура і функціональна роль тваринного населення в природних та трансформованих екосистемах: Тези I міжнародної конференції, 17-20 вересня 2001. – Дніпропетровськ: ДНУ, 2001. – С. 152-153.

В.Н. Зубко
Биосферный заповедник “Аскания-Нова” им. Ф.Э. Фальц-Фейна, Херсонская обл., Украина

В заповеднике “Аскания-Нова” в результате многолетней работы мы убедились в том, что для некоторых видов птиц акклиматизация является единственным способом их сохранения. Успешным может стать лишь разведение птиц при условии их содержания большой группой или популяцией и не в вольерных, а в полувольных условиях. Полувольное содержание является наиболее эффективной системой разведения как аборигенных, так и акклиматизируемых птиц в условиях антропогенного местообитания. При полувольном содержании в Аскании-Нова птицы свободно передвигаются по всей территории орнитопарка, свободно выбирают партнера, что обеспечивает прочность брачных групп и высокую репродуктивную способность птиц. Находя подходящие условия существования, они показывают продуктивность, которая соответствует таковой своего вида в естественных условиях, находится под влиянием тех же факторов (климатических, сезонных, возраста и опыта предшествующего гнездования), а также под антропогенными воздействиями (прямыми или косвенными). Зоопарк “Аскания-Нова” является своеобразным репродуктором для многих видов птиц.
В настоящее время в зоопарке все виды птиц находятся на различных стадиях становления искусственных популяций.
1. Ядро будущей популяции таких видов, как нырок белоглазый, пампасский, кряква пестроклювая, пеганка, гусь египетский, белолобый, лебедь черный и др. формируется из небольшого количества особей. Основная работа с ними направлена на изучение гнездовой биологии, на отработку отдельных элементов технологии разведения. Содержание их на первых порах может быть вольерным. Завозить предпочтительно молодых особей с несколькими взрослыми.
2.Формирование групп для создания полувольной искусственной популяции происходит следующим образом. Группы таких видов, как лебеди кликун и шипун, утки: каролинка, мандаринка, нырок красноголовый, лысуха еще невелики, но содержатся уже полувольно. Работа с ними направлена на продолжение изучения гнездовой биологии (но уже в полувольных условиях); на изучение территориальных взаимоотношений в течение всего года; на отработку отдельных элементов технологии их содержания.
3.Функционирование искусственно созданных микропопуляций, которые нами условно называют популяциями. О наличии таких популяций (казарка канадская, гуси серый, белый и горный, утки: огарь и кряква) можно говорить с твердой уверенностью, так как они существуют в течение многих лет. Работу по формированию этих искусственных полувольных популяций начинали с создания ядра поселения. В зоопарке Аскании-Нова таким ядром были группы птиц, которые остались после очередного не удавшегося експеримента 60-х годов прошлого столетия (Андриевский, Треус, 1963). Поскольку искусственные популяции Аскании-Нова создавались в районе былого ареала (огарь, серый гусь) или в местах перелетов птиц (гусь белолобый, лебеди шипун и кликун, лысуха) в ядро будущего поселения подбирали птиц с ампутированной кистью одного крыла (для подстраховки). Другую часть птиц в ядре популяции позднее оставляли летными, но “привязанными” к этой местности, например, родственными узами (Зубко, Ковтун, 1989).
При создании определенной группы летных “привязанных” к местности птиц формируют в популяции третью группу — из летных, совершенно свободных птиц. Эту группу также выращивают в сформированных выводках, но уже не “привязывают” их к местности, то-есть под летными родителями выращивают летных птенцов, не производя подрезки крыльев. При этом основная работа направлена на продолжение изучения гнездовой биологии, территориальных взаимоотношений, особенностей разлета, динамики численности.
Птицы, организованные в искусственные популяции, адаптируются как к новым условиям обитания, так и к новым обитателям более эффективно, естественно. Такова, например, очередность птиц в гнездовании: первыми гнездятся черные лебеди, кряквы, серые гуси, затем шипуны, кликуны, канадские казарки, кряквы, огари, позже белые, горные гуси, красноголовые нырки, лысухи и т.д. Одни уводят вывевшихся птенцов, вторые тут же занимают их гнезда.
«Привязывание» летных птиц к местности предотвращает беспорядочные миграции и ненужную гибридизацию при выращивании птенцов в выводках под родителями (своими или приемными) только своего вида. При высокоорганизованной охранной работе успешность гнездования достаточно высока (70-100%) даже при всей сложности территориальных взаимоотношений птиц. При ослаблении же охранной работы сразу видна ранимость, уязвимость искусственных популяций и ущерб от нее может оказаться равным гибели 25-30% и более кладок, а также может происходить разлет летных птиц.
Выращенные в Аскании-Нова птицы показывают, с одной стороны, синантропность (как, например, серый гусь, огарь), способность селиться вблизи от человека, с другой – такие птицы выгодно отличаются от выращенных в неволе: весь спектр приспособлений, “дикий“ стереотип поведения, переданный им своими или приемными родителями позволяет им лучше войти в природные условия, выжить в них. Безусловно, не вся продуктивность птиц реализуется в зоопарке Аскания-Нова, хотя она и довольно высока (Зубко, 1986; Зубко, Семенов, 2000 и др.).
Благоприятные условия содержания птиц в зоопарке, их скопление на водоемах всегда привлекали пролетные виды птиц. В последние годы вместе с белолобым гусем (численность которого только на территории зоопарка возросла в последние десять лет от 50 до 5500 особей) стала останавливаться и краснозобая казарка (учитывали до 50 особей, хотя их летело и больше, без приборов ночного видения учет птиц в ночное время затруднителен).
Выращенные в полувольных условиях птицы способны совершать нормальные миграции, долго жить в природных условиях, обогащая орнитофауну. Аскания-Нова давно является своеобразным питомником птиц для восстановления естественных исчезающих или поддержания существующих искусственных популяций птиц.
Так, работа по восстановлению огаря начиналась с 50-25 особей, из которых гнездилось 2-3 пары (1972-76 гг.). Численность огаря как зимняя, так и осенне-летняя постепенно увеличивалась и в последние годы стабильна: она колеблется от 260 до 780 в зимний период, и от 360 до 1250 особей в весенне-летний и осенний периоды. Огарь из Аскании-Нова активно расселяется в другие регионы как Украины, так и других стран (Зубко и др., 1998).
Второй пример — это поддержание существования искусственной популяции серого гуся в Украине. В результате антропогенного пресса серый гусь стал исчезать из многих мест Украины. Уже к концу первой половины прошлого столетия он вообще перестал гнездиться во многих областях Украины (Лысенко, 1991). А с начала 60-х годов численность серых гусей стала возростать. И в этом процессе важную роль сыграл заповедник “Аскания-Нова” (Зубко, 1999). Восстановление численности серого гуся, его природных популяций в Украине и за ее пределами происходит с помощью его регулярных выпусков в природные условия из Аскании-Нова, об этом свидетельствуют данные Центра кольцевания.
Технологию создания полувольных групп и популяций редких и ценных видов целесообразно применять с целью сохранения их биологического разнообразия в Украине путем устройства питомников для редких видов птиц в системе заповедных, охотничьих и рыборазводных хозяйств, в зоне курортно-санаторных учреждений и домов отдыха.

Zoocenosis — 2001
 Структура і функціональна роль тваринного населення в природних та трансформованих екосистемах: Тези I міжнародної конференції, 17-20 вересня 2001. – Дніпропетровськ: ДНУ, 2001. – С. 150-152.

А.А. Земляной, В.С. Горковенко
Днепропетровский национальный университет, Днепропетровск, Украина

Трансформированные экосистемы занимают значительную часть территории современной Украины. Особенно велик их процент в промышленно развитых регионах, таких как Приднепровский. Связано это с большой концентрацией промышленного производства и в первую очередь горнодобывающей, металлургической, энергетической и т.д. отраслями. Одним из крупнейших в Европе центров добычи марганцевой руды является г. Орджоникидзе, расположенный в марганцево-рудном бассейне, занимающим юго-западную часть Днепропетровской области. Добыча полезных ископаемых ведется открытым способом, поэтому город окружен карьерными выемками, которые составляют так называемый «горнопромышленный ландшафт». Подобные экосистемы очень бедны по количеству обитающих в них видов животных. Одними из немногих представителей фауны являются мышевидные грызуны. Произведенный отлов показал наличие в данных биотопах лесной мыши (Silvaemus silvaticus ). Этот вид одним из первых заселяет рекреационные биотопы (Бобылев, Доценко, 1992).
Были добыты только вполне взрослые особи. Измерялись как экстерьерные, так и интерьерные признаки. Лесная мышь имеет такие пропорции тела: вес тела – 22,651,3 г, пределы колебания признака от 20,2 до 24,5; абсолютные размеры длины тела – 8,9 0,25 см, признак варьирует от 8,5 до 9,3; абсолютные размеры длины хвоста – 8,60,8 см, пределы колебания признака от 7,4 до 9,4; длина ступни имеет такие размеры – 1,950,05 см; варьирует признак от 1,9 до 2,0; и, наконец, высота уха – 1,20,1 см, колеблется признак от 1,1 до 1,4. Таким образом, абсолютные размеры лесной мыши в исследуемых биотопах в целом соответствуют стандартам, приведенным в литературе (Башенина, 1977). Незначительно уменьшена длина ступни, в то же время несколько увеличена длина хвоста. Также несколько увеличен вес тела животных.
Анализ морфофизиологических показателей дал следующие результаты: относительный вес печени имеет такие значения – 34,57,5 (‰) пределы колебания признака от 25,3 до 49,0; относительный вес почек – 11,150,83 (‰), пределы вариации от 10,2 до 11,15; относительный вес легких – 14,982,44 (‰), признак варьирует от 11,15 до 16,16; относительный вес сердца – 7,80,47 (‰), пределы от 7,6 до 8,53; и, наконец, относительный вес селезенки – 2,420,25 (‰), пределы от 1,75 до 3,47. Сравнив полученные результаты с литературными данными (Башенина 1977), отмечаем существенное снижение индекса печени, что, очевидно, объясняется недостаточным ее функционированием в создавшихся условиях.
Таким образом, произведя анализ фауны мышевидных грызунов, обитающих в условиях влияния марганцево-рудной добычи, необходимо отметить отсутствие видового разнообразия. Эколого-морфофизиологические показатели исследуемого вида близки к стандартным. Исключением является индекс печени, что, очевидно, связано с недостаточной кормовой базой для мышей, обитающих в исследуемых биотопах.

Zoocenosis — 2001
 Структура і функціональна роль тваринного населення в природних та трансформованих екосистемах: Тези I міжнародної конференції, 17-20 вересня 2001. – Дніпропетровськ: ДНУ, 2001. – С. 149-150.

Т.А. Замєсова, С.М. Кірієнко
Дніпропетровський національний університет, Дніпропетровськ, Україна

На сьогодні діяльність людини має великий вплив на ґрунт, один із компонентів біосфери. Про стан цього компонента та ґрунтові процеси можна судити за біологічною активністю. Біологічна активність визначається інтегрованою проявою мікробіологічної та ферментативної активності, сумарним накопиченням вільних амінокислот, ґрунтовим ”диханням”, впливом педозооти та рослинності. За цих умов біологічна активність є найважливішим показником ґрунтоутворення і є сумою біологічних процесів, які обумовлюють рівень родючості ґрунту (Мишустин, 1975; Звягинцев, 1976). Будучи складовою частиною біологічної активності, ферментативна активність являє собою поліфункціональну характеристику, яка залежить від властивостей ґрунту, різноманітних факторів та відмінностей самих ферментів. За рахунок ферментативної активності відбувається процес перетворення сполук, що важко засвоюються, у легкодоступні хімічні речовини. Визначною в утворенні ферментів та інтенсифікації ферментативної активності ґрунту є діяльність мікроорганізмів (Галстян, 1974; Мишустин, 1976; Аристовская, 1980; Калакуцкий, Агре, 1977). Важливими факторами рівня ферментативної активності є фізичний стан та гідротермічний режим ґрунтів (Хабиров, 1979). Зв’язок ферментативної активності з фізичними факторами ґрунту значною мірою пояснюються позитивним впливом функціональної діяльності ссавців (Булахов, 1973; Пахомов, 1998).
Трофо-метаболічна діяльність (ТМД) ссавців є тим фактором, що веде до змін певних властивостей ґрунтів. За рахунок неї збільшується їх біологічна активність, що є важливим екологічним фактором. ТМД сприяє утворенню захисних механізмів ґрунтів. Ми провели експеримент по виявленню впливу трофо-метаболічної діяльності ссавців-фітофагів на протеолітичну активність та дихання ґрунтів заплавної діброви в умовах забруднення Cd та Ni. Протеолітична активність ґрунту (ПАГ) визначалась аплікаційним методом (Востров, Петрова, 1961). Ступінь ПАГ встановлювався у відсотковому відношенні до інтенсивності руйнування ґрунтовими мікроорганізмами желатинового шару на фотопластинах, які поміщались у ґрунт. Фотопластини закладалися на чистих (контрольних) та забруднених Cd та Ni ділянках при трьох рівнях ГДК (гранична допустима концентрація). Водночас була визначена величина ґрунтового дихання за адсорбційно-польовою методикою Карпочевського (Звягинцев та ін, 1980), що була удосконалена О.Є. Пахомовим (1998). Експерименти проводились через 1, 3 та 12 місяців після забруднення.
Внесення полютантів до ґрунту різко знижує його протеолітичну активність. Так, Cd спричиняє зменшення ПАГ порівняно з чистим контролем в 1,20 разів (ГДК 1), в 1,57 разів (ГДК 5) та в 1,55 рази (ГДК 10). Надходження екскреторного опаду ссавців не лише знижує інгібіторний вплив важких металів на протеолітичну активність, але і значною мірою її відновлює. Так, під екскреціями лося з різними значеннями ГДК ПАГ достатньо висока. Вона в середньому в 1.4 разів перевищує активність у чистому ґрунті і це говорить про те, що завдяки екскреціям лося ґрунтоутворювальні процеси відновлюються. На ділянці з ГДК 1 протеолітична активність ґрунту під екскреціями лося відновлюється на 104,0%, з ГДК 5 – на 164,4% та з ГДК 10 – на 158,6%. Якщо розглядати це відновлення за ґрунтовими горизонтами, то при ГДК 1 воно найбільше на горизонті 0-10 см, менше на горизонті 10-20 см і ще найменше на горизонті 20-30 см. Для ГДК 5 та 10 характерно, що найбільша протеолітична активність на горизонті 0-10 см, а найменша – на горизонті 10-20 см. Такий результат дії екскрецій пояснюється тим, що екскреції як продукти розпаду органічної речовини можуть активно реагувати з іонами важких металів, зв’язуючи їх у складні комплекси, більшою частиною нерозчинні. Крім цього самі мікроорганізми, відновлюючи свою чисельність, накопичують важкі метали на своїй поверхні та усередині клітини, вилучаючи тим самим їх із навколишнього середовища (Diels at all., 2000). Через три місяці впливу полютанту ПАГ порівняно з чистим контролем зменшується в 1,28, 1,46 та 1,32 разів при ГДК 1, 5 та 10 відповідно. При всіх рівнях ГДК найбільша інгібіторна дія полютанта на протеолітичну активність ґрунту на горизонті 0-10 см, а найменша – на горизонті 20-30 см при ГДК 1 та 10 і на горизонті 10-20 см при ГДК 5. Внесення в забруднений ґрунт екскрецій лося спричиняє збільшення ПАГ в 1,03 та 2,54 рази при ГДК 1 та 5 відповідно, а при ГДК 10 вона не змінюється. Відновлення протеолітичної активності ґрунту під екскреціями лося в середньому становить 114,6%. Під екскреціями косулі вона порівняно з забрудненим контролем збільшується в 1,31, 3,61 та 3,65 разів при ГДК 1, 5 та 10, а під екскреціями зайця – в 3,86 та 5,13 раза при ГДК 5 та 10 відповідно. А відновлення протеолітичної активності в середньому під екскреціями зайця та косулі становить 240,6% та 208,1% відповідно.
Через 12 місяців експозиції полютанта протеолітична активність ґрунту відновлюється під екскреціями лося на 618,5%, 383,5% та 802,4%, зайця на 702,8%, 663,3% та 619,1%, косулі на 138,6%, 222,2% та 799,0% при ГДК 1, 5 та 10 відповідно. Під екскреціями лося найбільша ПАГ при ГДК 1 на горизонті 10-20 см, а при ГДК 5 та 10 на горизонті 0-10 см. Під екскреціями зайця й косулі вона найбільша при всіх рівнях забруднення на середньому горизонті за винятком ділянки під екскреціями косулі, де вона найбільша на нижньому горизонті.
У випадку забруднення Ni через 1 місяць протеолітична активність зменшується в 2.93, 3.21 та 5.03 раза, щодо чистого контролю при ГДК 1, 5 та 10 відповідно.
За цих умов присутність екскрецій лося в середньому збільшує ПАГ в 1,55 рази. Але при забруднені Ni екскреції лося не так ефективно сприяють відновленню протеолітичної активності, як при забруднені Cd, однак тенденція до того, що найбільша активність на верхньому ґрунтовому горизонті в даному випадку зберігається. Через три місяці дії Ni протеолітична активність порівняно з чистим контролем зменшується в 1,24, 1,64 та 2,73 рази при ГДК 1, 5 та 10 відповідно. У даному випадку збільшення активності спостерігається лише під екскреціями зайця в 1,23 рази, а екскреції лося та косулі не достатньо впливоють, щоб спостерігалося збільшення протеолітичної активності. Через 12 місяців експозиції полютанта ми бачимо, що під екскреціями лося ПАГ відносно чистого контролю відновлюється на 257,9% при ГДК1, на 114,9% при ГДК 10, однак при ГДК 5 ефекту відновлення не спостерігається. Під екскреціями косулі вона відновлюється на 135.9%, 281,3% та 798,6% при ГДК 1, 5 та 10 відповідно. Під екскреціями зайця також спостерігається значне відновлення протеолітичної активності і складає 246,3%, 770,3% та 108,1% при ГДК 1, 5 та 10 відповідно. В умовах забруднення Ni з ГДК 1 для всіх екскрецій характерно те, що найбільша ПАГ на горизонті 20-30 см. При ГДК 5 найбільша активність під екскреціями лося на горизонті 10-20 см, зайця – 20-30 см, косулі –
0-10 см. А при ГДК 10 вона найбільша під екскреціями лося та косулі на горизонті 20-30 см, а зайця – на горизонті 10-20 см.
Відносно ґрунтового дихання можна відзначити, що екскреторна діяльність фітофагів є потужним середовищеутворювальним фактором, який має позитивний вплив на вміст ґрунтового метаболізму навіть за умов забруднення едафотопа сполуками важких металів. Так, при забруднені Cd інтенсивність виділення ґрунтом СО2 (при всіх рівнях забруднення) є значно вищою під екскреціями лося (в 1,56 рази) відносно контролю (чистий ґрунт під екскреціями). А під екскреціями косулі та зайця величина ґрунтового дихання зберігається на рівні контролю. Через три місяці екскреторна діяльність фітофагів зменшує свій позитивний вплив на рівень виділення ґрунтом СО2. Так, величина ґрунтового дихання сягає або контрольних значень, або спостерігається незначне її зменшення. На 12 місяць дії полютанта спостерігається відновлення метаболічних функцій ґрунту – наприклад, при ГДК 5 відзначається перевищення контрольних значень в 1,2 рази під екскреціями лося, тоді як екскреторна діяльність косулі та зайця на 12 місяць уже не має стабілізуючого впливу.
Щодо Cd, Ni є більш стійким металом до впливу екскрецій фітофагів. Так, при забрудненні Ni через 1 місяць ґрунтове дихання під екскреціями лося зменшується до 70%, зайця – 80%, а під екскреціями косулі воно збільшується в 1,88 рази (при ГДК 5). На 3 місяць дії полютанта інтенсивність ґрунтового дихання під екскреціями лося підвищується в 1,3 рази (ГДК 1), а під екскреціями косулі та зайця вона зменшується до 80%. Через 12 місяців позитивний вплив екскреторної діяльності лося та зайця не може суттєво впливати на такий сильний забруднювач, як Ni. А екскреції косулі мають позитивний вплив саме на цей час (підвищення рівня ґрунтового дихання складає 1,1 рази).
Таким чином, ми бачимо, що екскреції ссавців-фітофагів порізному впливають на відновлення протеолітичної активності ґрунтів залежно від полютанту. Так, при забруднені Ni найбільш суттєвий вплив на її відновлення чинять екскреції зайця, а при забруднені Cd – косулі. Стосовно ґрунтового дихання, найбільший позитивний вплив мають екскреції лося при забрудненні Cd. Екскреторна діяльність косулі має тривалий позитивний вплив на такий полютант, як Ni, навіть при ГДК 10 спостерігається підвищення рівня ґрунтового дихання в 1,67 рази. Загальним для всіх екскрецій є те, що вони зв’язують метали в комплекси з великою молекулярною масою, які не можуть поступати до рослин. Збільшення кількості органічної речовини лише на 5-6% сприяє очищенню ґрунту від техногенного забруднення. Наявні в екскреціях водорозчинні органічні речовини, а також ті, що знову створюються при їх розкладанні, збільшують міграційні можливості металів шляхом утворення низькомолекулярних комплексів, сприяючи їх вилуджуванню із верхніх горизонтів у нижні. У міру більш глибокої трансформації органічних добрив утворюються з металами важкорозчинні органоічно-мінеральні комплекси і починає виявлятися іммобілізуюча дія органічної речовини. Показана роль екскреторної діяльності ссавців має велике значення в утворенні механізму гомеостазу едафотопу, що загально позначається на екологічній стійкості всієї системи.

Zoocenosis — 2001
 Структура і функціональна роль тваринного населення в природних та трансформованих екосистемах: Тези I міжнародної конференції, 17-20 вересня 2001. – Дніпропетровськ: ДНУ, 2001. – С. 146-149.

Т.А. Замесова
Днепропетровский национальный университет, Днепропетровск, Украина

Накопление тяжелых металлов ведет к снижению плодородия почв, обеднению флоры, понижению биологической активности почв и урожайности сельскохозяйственных культур. Металлы в повышенной концентрации ингибируют активность основных ферментов, определяющих главные звенья биологических процессов в почве. Существенное влияние на физические и химические свойства почв, а следовательно и условия обитания микрофлоры и почвенных организмов, оказывает роющая деятельность млекопитающих, что и ведет к изменению естественной биологической активности. Поэтому, в условиях техногенного прессинга на окружающую среду, актуальным является вопрос о возможных путях естественного восстановления свойств среды. Проводились полевые эксперименты по определению влияния роющей деятельности мышевидных грызунов на восстановление биологической активности почв в условиях их заражения такими тяжелыми металлами, как Cd и Pb. В среднем она восстанавливается на 100%, но в зависимости от силы воздействия поллютанта этот показатель может быть либо выше, либо чуть ниже. Так, в местах, подверженных антропогенному воздействию, биологическая активность почв на горизонте 0-30 см по сравнению с чистым контролем уменьшается в 1.20 и 1.33 раза при загрязнении Cd и Pb соответственно. Но уже через месяц на пороях мышевидных грызунов эта активность достигает контрольных величин, а иногда их превышает. Например, на участке с Cd в 1.70 раза, а на участке с Pb в 1.42 раза. На третий месяц ингибирующее воздействие поллютантов проявляется в большей мере. Так, относительно контроля биологическая активность почвы при воздействии Cd уменьшается в 1.28 раза, а при воздействии Pb – в 1.57 раза. Также в большей степени наблюдается востановление биологической активности почвы. На пороях в почве, загрязненной Cd, она увеличивается в 2.57 раза, а – Pb – в 2.92 раза. Таким образом, в результате роющей деятельности животных улучшаются процессы очищения почв от загрязнителей не только на поверхностных горизонтах, но и на более глубоких. А это способствует значительному улучшению условий обитания микроорганизмов и произрастания растительных сообществ, которые участвуют в процессах ремедиации почв. Известно, что микроорганизмы способны адсорбировать на своей поверхности тяжелые металы, извлекая их тем самым из биологического круговорота. А растения участвуют в процессах фиторемедиации почв за счет: а) выделения корнями металл-хелатирующих молекул; б) сокращения корнями количества ионов металлов посредством специфических мембранных плазматических редуктаз; в) растворения корнями тяжелых металлов путем подкисления среды (выделением протонов).

Zoocenosis — 2001
 Структура і функціональна роль тваринного населення в природних та трансформованих екосистемах: Тези I міжнародної конференції, 17-20 вересня 2001. – Дніпропетровськ: ДНУ, 2001. – С. 145-146.

Е.В. Завьялов, В.Г. Табачишин
Саратовский государственный университет, Саратовский филиал Института проблем экологии и эволюции им.А.Н.Северцова РАН, Саратов, Россия

Вопрос о таксономическом статусе нижневолжских популяций сороки до настоящего времени уже несколько раз обсуждался исследователями. В частности, известно, что птицы, обитающие в пределах Приерусланской степи, отнесены И.Б.Волчанецким и Н.П.Яльцевым (1934) к форме bactriana [1]. К этой же расе П.С.Козлов (1950) относил и сорок из долины р.Большой Иргиз, указывая, что на их долю здесь приходится до 70-75% (от численности всей популяции, включая и птиц номинативного подвида). Этот же ареал указывался для западно-азиатской сороки и позднее (Рустамов, 1954). Между тем окончательное общее мнение в отношении этого вопроса так и не было достигнуто, что в немалой степени определяется наличием у вида хорошо развитой индивидуальной и возрастной изменчивости, которая некоторыми из авторов не принималась во внимание.
С целью решения этой проблемы нами проведены исследования морфологических признаков сороки, включающие, главным образом, анализ особенностей окраски и рисунка оперения первостепенных маховых перьев взрослых самцов. Реализация поставленной цели осуществлялась в несколько этапов. Во-первых, были проведены работы на основе исследования коллекционных фондов Зоологического музея Саратовского госуниверситета в 2000 г. (n=36), которые позволили выдвинуть предположение о наличии в пределах Саратовской области широкой зоны интерградации номинативной и западно-азиатской форм. В соответствии с высказанным мнением, в западной части Правобережья, очевидно, размножаются птицы номинативного подвида, тогда как в центральном, восточном и южном Заволжье сороки несут промежуточные признаки обеих форм.
Дальнейшее изучение таксономического статуса сорок с севера Нижнего Поволжья включало их сравнение с обширными выборками по этому виду из других регионов страны, хранящимися в фондах Зоологического института РАН (г.Санкт-Петербург), которое было осуществлено в апреле 2001 г. [2] В результате проведенных работ было установлено, что область распространения азиатской расы, в соответствии с каталогом коллекционных сборов ЗИН, простирается на Средней и Нижней Волге глубоко на запад и охватывает не только территорию Саратовской, но и Воронежской областей. В частности, сборы Северцева 1872-1877 гг. из поймы р.Битюг Воронежской области (n=15) отнесены к форме bactriana. Между тем в относительно однородных по морфологическим признакам сериях как номинативной, так и азиатской форм встречаются особи, значительно отличающиеся по окраске от основного массива сборов. Так, например, среди сорок из Воронежской области лишь одна (№ 123885. F. 05.05.1892 г. Бобровский р-н, с.Алексеевское, ЗИН) отнесена коллектором к форме pica на основе отсутствия на крестце белой окраски и слабого развития таковой на первостепенных маховых перьях. Концы первостепенных маховых (включая концы внутренних опахал) этой птицы черные, внутренние второстепенные маховые с синим блеском.
Аналогичная ситуация отмечена и в отношении «ростовских» популяций, когда сороки из одной выборки (Ростовская область – сборы Нечаева 1947 г.) отнесены к двум разным подвидам. Подобные примеры можно привести и в отношении «астраханских» (окрестности оз.Баскунчак – сборы Хлебникова 1884 г.; Черноярский р-н – сборы Аргиропуло 1927 г.) популяций. Еще более впечатляют находки отдельных птиц с признаками западно-азиатской расы в Московской (Ногинский и Дмитровский районы) и Рязанской областях (фонды ЗИН из коллекций Лоренца и Мензбира 1891-1897 гг.).
Общий вывод, который можно сделать на основе проведенных работ, заключается в том, что изменчивость экстерьерных признаков сороки характеризуется определенной специфичностью, когда географические популяции этих птиц, приуроченные к широким зонам интерградации подвидовых форм, различаются соотношением птиц той или иной расы, что, в конечном итоге, является определяющим при анализе их таксономического статуса. Наглядно это замечание можно проиллюстрировать на примере Саратовской области и сопредельных регионов, когда процент встреч птиц, несущих типичные признаки номинативной формы, постепенно увеличивается при продвижении в пределах изучаемой территории с востока на запад. Между тем даже в крайних западных районах саратовского Правобережья доля птиц, которые по совокупности морфологических признаков соответствуют диагнозу расы pica, едва превышает 50%, что указывает на целесообразность отнесения большей части севера Нижнего Поволжья к ареалу азиатского подвида. Обращает на себя внимание и тот факт, что клина, вдоль которой происходит изменение соотношения разноокрашенных сорок в Нижнем Поволжье, имеет не строго широтную направленность, а простирается с северо-запада на юго-восток. В этой ситуации количество птиц с явно выраженными признаками расы bactriana в «воронежских» географических популяциях значительно превышает (на 12-34%) число таковых в «ростовских». Аналогичная картина получена применительно к сорокам с севера Нижнего Поволжья (сборы из саратовского Заволжья) по отношению к птицам, обитание которых приурочено к участкам на той же долготе, но несколько южнее в пределах Астраханской области (окрестности оз.Баскунчак), где соотношение сорок обеих форм приблизительно равное.
Таким образом, на основе анализа обширных выборок сорок из различных географических популяций вида, приуроченных в своем обитании к северу Нижнего Поволжья и сопредельным регионам, было установлено, что территория Саратовской области почти полностью находится в пределах ареала расы bactriana и лишь некоторые районы западнее р.Медведицы представляют собой обширную зону интерградации обеих форм, где соотношение разноокрашенных птиц приблизительно совпадает. Более западные районы, лежащие на правом берегу р.Хопра в пределах Саратовской, Воронежской и Тамбовской областей, должны быть отнесены к территории обитания номинативного подвида. В южных регионах (Волгоградская и Астраханская области) зона первичной интерградации постепенно смещается к востоку и уже в пределах нижней зоны Волгоградского вдхр. она охватывает волжскую долину. Именно в отношении волгоградского и астраханского Заволжья справедливо указание Л.С.Степаняна (1990) на присутствие здесь (в Волжско-Уральском междуречье) границы между номинативной и западно-азиатской расами.

1. Достоверность вывода о таксономическим статусе нижневолжских популяций сороки подкреплялась коллекционными сборами А.В.Вавилова из Громовского сада и Коржевина оврага в окрестностях областного центра (30.01.1927 г. и 10.05.1927 г.), М.Н.Владимирского с с.Лузгачевки Саратовского района (09.10.1929 г.), Н.П.Яльцева из окрестностей с.Н.Квасниковка и с.Мариенберг в пределах Дьяковской лесной дачи Краснокутского кантона АССР НП (28.12.1929 г. и 19.01.1930 г.), И.Б.Волчанецкого с территории г.Саратова (14.10.1926 г.).

2. В качестве эталонных использованы выборки, хранящиеся в фондах Зоологического института РАН (г.Санкт-Петербург), номинативной формы с Тульской обл. (Ефремовский р-н – сборы Сушкина 1890-1891 гг., n=9), с Украины (окрестности г.Харькова, Харьковская и Сумская обл. – сборы Сомова 1889-1893 гг., n=7; Черкасская обл. – сборы Портенко 1920-1952 гг., n=7), а расы bactriana с Южного Урала (окрестности г.Миасса – сборы Снигиревского 1926-1928 гг., n=10), Оренбургской обл. (Бузулукский бор – сборы Положенцева 1929 г., n=1; Бугурусланский р-н – сборы Мензбира, Исполатова, Карамзина 1894-1912 гг., n=7; окрестности г.Оренбурга – сборы Зарудного 1882 г., n=1; окрестности ст.Кувандык – сборы Кирикова 1938 г., n=1), Башкирии (Бирский р-н – сборы Мензбира 1898 г., n=1), р.Печоры (окрестности с.Абрамовка – сборы Антипина, Петрушина, Воробьевой 1932-1936 гг., n=6) и др.

Zoocenosis — 2001
 Структура і функціональна роль тваринного населення в природних та трансформованих екосистемах: Тези I міжнародної конференції, 17-20 вересня 2001. – Дніпропетровськ: ДНУ, 2001. – С. 142-145.

М.А. Жуманов
Каракалпакский государственный университет им. Бердаха, Нукус, Узбекистан

В последние сорок лет на территории Южного Приаралья из-за усиленного воздействия антропогенного фактора происходят глубокие экологические изменения природной среды. Все эти отрицательные воздействия привели к нарушение динамического равновесия экосистемы региона, деградация природных комплексов, сохранения биоразнообразий растительного и животного мира, в том числе орнитокомплекса. Эти изменения ведут к вытеснению многих видов животных, в том числе птиц, из исконных мест обитания и воздействуют на характер населения птиц, численности, экологию поведения, а также на выбор гнездовых стации. В ностящее время орнитофауна Южного Приаралья но данным ученых орнитологов и собственных материалов представляют более 346 видов и под видов, объединяемых 19 отрядов и 52 семейств. (Мамбетжумаев, 1996, Аметов, 1981). Из общего числа видов и подвидов птиц, встречающихся на территории Южного Прираралья, гнездующиеся составляют более 43,8%, пролетные 35,8%, зимующие 11,5%, залетные 1-2%. В последнее время численность многих видов птиц, например могильник, черный гриф, фламинго, дрофа-красотка, совка, филин, ушастая сово и др. уменьшились, и теперь их можно считать редкостью.
В «Красную книгу» республики Узбекистан (1983) включены 18 видов птиц, в дальнейшем этот список можно увеличить до 30-40 видов. В связи с деградацией основных мест обитаний, численность многих видов птиц стала резко сокращаться, особенно гидрофильных и дендрофильных птиц, тугайных и водных экосистем. Большинство тугайных лесов низовьев Амударьи вырублено или дегродировано в следствии сокращения стока реки. В результате наблюдалось падение уровня Аральского моря и оно почти полностью потеряло свое прежнее значение. Богатейшие в орнетологическом отношении приморские водоемы и плавни Амударьи служили основным местом гнездования лебедя шипуна, розового и кудрявого пеликана, большого и малого баклана и других редких птиц. В связи с этим ранее считавщимися многочисленными тугайными птицами, такие как буланная совка, туркестанский тювик, равнинний белокрылый дятель, в настоящее время стала редкими. В Южном Приаралье из-за резкого сокращения пригодных мест для гнездования, особенно тугайных и водных экосистем, исчезли многие виды птиц с местах обитания. Таким образом, следует отметить, что для охраны и сохранения биоразнообразия животного населения, в том числе орнитофауны региона, не мыслима без сохранения комплекса места обитания. Особенно необходимо расширить площадь заказника и заповедника, где птицы концентирируются в большом количестве во время гнездовья и на зимовках. Поэтому задача орнитологов республики – выяснение механизмов прибывания в регионе, а также проведение таксономической инвентеризации принадлежности многих видов птиц. В связи с усыханием акватории Аральского моря стоит изучить динамику изменения численности, видового состава гнездящихся видов, а также пути освоения птицами новых участков в осушенном дне моря.

Zoocenosis — 2001
 Структура і функціональна роль тваринного населення в природних та трансформованих екосистемах: Тези I міжнародної конференції, 17-20 вересня 2001. – Дніпропетровськ: ДНУ, 2001. – С. 141-142.

В.Л. Жук
Днепропетровский национальный университет, Днепропетровск, Украина

Значительное увеличение размеров поступления искусственных радионуклидов во внешнюю среду наряду с существующими запасами их в почвах создает потенциальную опасность радиоактивного загрязнения природных биогеоценозов. Попавшие на поверхность почвы радиоактивные вещества вовлекаются в процессы вертикальной миграции, что с течением времени приводит к снижению мощности дозы излучения над поверхностью почвы.
Животные — землерои выносят наружу вместе с почвенным материалом и различные химические вещества. И наоборот, вещества, находящиеся на поверхности в результате роющей деятельности оказываются перемещенными в более глубокие слои почвы.
На распределение и миграцию радионуклидов в почве, а соответственно и ее радиоактивность большое влияние имеет как специфичность роющей деятельности млекопитающего: интенсивность и тип норения, глубина и диаметр нор, величина почвенного выброса, так и место его обитания, тип почвы, ее скважность, влажность и др.
В результате роющей деятельности Spalax microphtalmus изменяется микрорельеф местности, увеличивается площадь прямого контактирования почвы с воздушной средой. В различных биогеоценозах площадь под пороями животных занимает 2,09 – 3,3 % территории, а объем почвы, вынесенной на поверхность из нижних горизонтов, равен 4,25 – 7,1 м3 за год/га. Воздействуя механически на среду обитания, Spalax microphtalmus выступает одним из незаменимых естественных экологических факторов по формированию физико-химических свойств почвы, что влечет за собой и изменение на местах пороев содержания радионуклидов в почве.
Наши исследования по влиянию роющей деятельности млекопитающих на миграцию радионуклидов в почве проводились в Присамарье в лесных экосистемах, функционирующих в зоне настоящих степей. Пробы отбирались в местах пороев Spalax microphtalmus в байрачной липо-ясеневой дубраве. Методическая основа работы состояла в определении -радиоактивности на участках с почвенным покровом, нарушенным Spalax microphtalmus.
В байрачных дубравах на нетронутых пороями контрольных участках показатели радиоактивности имеют стабильный характер и незначительно увеличиваются от верхних горизонтов к нижним. Так, на горизонте 0-10 см -радиоактивность почвы байрачной липо-ясеневой дубравы становит 49,6х 10-8 Кu/кг, на горизонте 10-20 см – 49,84х10-8 Кu/кг, на горизонте 20-30 см – 49,56х10-8 Кu/кг, а на глубине 30-40 см – 50,6х10-8 Кu/кг. Средняя радиоактивность контроля по горизонту 0-40 см составляет 49,9х10-8 Кu/кг.
В слепышинах различных возрастных групп наблюдается тенденция к накоплению радионуклидов от свежих к годовым с последующим снижением -радиоактивности в старых пороях, В годовых слепышинах увеличение -радиоактивности происходит за счет накопления радионуклидов из атмосферных осадков. Относительно почвенного горизонта 0-10 см контроля в свежих выбросах пороев отмечается увеличение радиоактивности на 0,56, в годовых выбросах – на 3,32, а в старых слепышинах происходит уменьшение на 0,92 Ku/кг.
Суммарная радиоактивность свежих пороев слепыша составляет 51,88х10-8 Кu/кг, при этом -активность почвенного выброса выше чем -активность горизонта 0-40 см под слепышиной на 2,15 Ku/кг. Относительно контрольных участков в свежих пороях на горизонтах 0-10 и 10-20 см радиоактивность уменьшается на 0,11 и 1,0 Ku/кг соответственно. Но в нижележащих слоях почвенного профили происходит значительное увеличение -радиоактивности. Так на горизонте 20-30 см и 30-40 см разность значений -радиоактивности контрольной и опытной пробы составляет 5,56 и 5,2 Ku/кг соответственно.
В годовых пороях среднее значение радиоактивности составляет 51,14 х10-8 Ku/кг. На горизонте 0-10 см значение -активности уменьшается на 0,2 Ku/кг относительно контроля и на 0,09 Ku/кг относительно того же горизонта свежих пороев. Аналогичное снижение -радиоактивности происходит и на почвенном горизонте 10-20 см под годовыми выбросами: ниже контроля на 1,04 и ниже свежих пороев на 0,4 Ku/кг. На горизонте 20-30 см в годовых пороях -активность увеличивается на 4,16 Ku/кг относительно контроля. В нижележащем горизонте 30-40 см так же идет увеличение радиоактивности относительно нетронутых пороями участков на 0,28 Ku/кг. Суммарная радиоактивность почвы под старыми слепышинами составляет 48,95х10-8. В почвенном выбросе наблюдается снижение -активности относительно горизонта 0-40 см на 0,34 Ku/кг. Происходит также уменьшение радиоактивности в отношении контроля, свежих и годовых пороев на почвенных горизонтах, кроме 30-40 см. По сравнению с контролем на горизонтах 0-10, 10-20 и 20-30 см идет снижение -активности на 2,76, 1,4 и 1,52 Ku/кг.
Таким образом, роющая деятельность Spalax microphtalmus с увеличением периода существования пороя существенным образом влияет на перераспределение -радиоактивности. При старении пороя происходит постепенное перемещение радионуклидов в свежих и годовых пороях с горизонтов 0-10 и 10-20 см по отношению к контролю в более глубокие горизонты, а в старых и с горизонта 20-30 см в нижележащие горизонты, что способствует перемещению радионуклидов из зоны активного вовлечения в биологический круговорот. Это является важным биотическим фактором в процессе самоочищения почв от радиобиологического загрязнения.

Zoocenosis — 2001
 Структура і функціональна роль тваринного населення в природних та трансформованих екосистемах: Тези I міжнародної конференції, 17-20 вересня 2001. – Дніпропетровськ: ДНУ, 2001. – С. 139-141.

В.П. Думенко
Биосферный заповедник «Аскания-Нова» им. Ф.Э. Фальц-Фейна, Украина

Биосферный заповедник «Аскания-Нова» расположен в центральной части междуречья Днепр – Молочная в пределах Причерноморско-Приазовской сухостепной провинции. Его общая площадь составляет 33307,6 га, из которых 11054 га занимает зональная степь (природное ядро) и 22253,6 га – антропогенный ландшафт (зоны буферная и типичного хозяйственного использования), представленный в основном агроценозами (21995,4 га). Рельеф заповедника представляет собой типичную бессточную равнину, на которой местами расположены пологие замкнутые депрессии различной площади и глубины (поды, степные блюдца). Наиболее крупной из них является Большой Чапельский под, площадью 2400 га и глубиной до 10 м (входит в состав природного ядра). Характерной формой микрорельефа степи являются холмики зоогенного происхождения (сусликовины, байбаковины). В культурном ландшафте, а местами также, в природном ядре, имеются антропогенные формы рельефа: валы водонакопителей (только в культурном ландшафте), курганы, копаниры, воронки от снарядов, ямы. Климат региона умеренно континентальный, характеризующийся мягкой малоснежной зимой и засушливым знойным летом (Бабич, 1960). Естественные постоянные водоемы на территории биосферного заповедника и в его окрестностях отсутствуют; искусственные – в настоящее время представлены двумя водонакопителями, прудами зоопарка (зоны буферная и типичного хоз. использования), и небольшим водоемом в центре Большого Чапельского пода. В некоторые годы при определенных климатических условиях может происходить временное затопление понижений рельефа талыми и дождевыми водами. Почвенный покров заповедника образован в основном темно-каштановыми почвами (73,9 %); на днищах наиболее крупных депрессий распространены глеесолоди (1,4 %) (Ушачева, 1998). Материнскими породами являются лессовидные суглинки, толщиной 18 — 28 м (Бабич, 1960).

Материал по пространственной структуре популяции лисицы (Vulpes
vulpesL.) собран в 1997 — 2001 гг. методом прямых наблюдений за выводками и картирования их местонахождения. За указанный период изучена пространственная динамика размещения 62 выводков. В настоящей работе понятием «репродуктивный период» обозначается промежуток времени от момента, когда беременные самки начинают постоянно наблюдаться у выводковых убежищ, до распада выводков. В «Аскании-Нова» у лисицы он длился 2,3 — 3,0 месяца (со второй половины — конца марта по конец мая — начало июня), занимая до 25 % годового жизненного цикла. Характерной особенностью взаимоотношений этого вида с окружающей средой в данный период является использование в качестве выводковых убежищ нор (100 % случаев), расположение которых и обуславливает пространственную структуру той части популяции лисицы, которая принимает участие в репродуктивном цикле. В пределах биосферного заповедника от 57,1 до 85,7 % выводков размещалось на территории природного ядра. Таким образом, их средняя плотность здесь была значительно выше, чем на территории антропогенного ландшафта: соответственно, 0,9 ± 0,13 и 0,1 ± 0,01 выводка на 1000 га. На всей территории заповедника выводки лисицы по отношению друг к другу имели диффузный (случайный) тип размещения (табл. 1).

Таблица 1.

Расстояние между норами, занятыми разными выводками лисицы (Vulpes vulpes L.), км

* Рассчитана по функции нормального распределения.

В природном ядре расстояние между ближайшими норами, занятыми разными выводками, составляло в среднем 2,7 ± 0,14 км. В 94,7 % случаев (n = 19), местонахождение отдельных выводков на протяжении репродуктивного периода не оставалось постоянным (табл. 2).

Таблица 2.

Перемещение отдельных выводков лисицы (Vulpes vulpes L.)
в течении репродуктивного периода

На территории степи и антропогенного ландшафта подавляющее большинство нор, устроенных лисицей, находилось на плакорах или склонах депрессий. Случаи устройства нор на днищах подов и подовидных понижений в биосферном заповеднике единичны: в природном ядре n = 2; в культурном ландшафте n = 1. Распределение лисьих нор по отношению к различным формам микрорельефа показано в табл. 3.

Таблица 3.

Распределение нор лисицы (Vulpes vulpes L.) по отношению к формам микрорельефа

* От общего количества устроенных лисицей нор на данной территории.

В культурном ландшафте среди древесно-кустарниковой растительности отмечено 25,0 % нор лисицы; остальные норы этого вида располагались здесь открыто. По отношению к водоемам выводковые убежища находились на расстоянии от 1,0 до 9,6 км, а средняя удаленность месторасположения выводков от постоянных источников воды в целом для биосферного заповедника составила 4,7 ± 0,42 км. В природном ядре, на тех участках, где обитает степной сурок (Marmota bobac Muller), отмечена связь лисицы с его поселениями: в 62,5 % случаев (n = 48) обитавшие здесь выводки располагались в колониях этого грызуна. На территории заповедника известен также, по крайней мере один достоверно известный случай возникновения новой колонии сурка на участке с высокой плотностью лисьих нор в год, когда он лисицей не использовался.

Zoocenosis — 2001
 Структура і функціональна роль тваринного населення в природних та трансформованих екосистемах: Тези I міжнародної конференції, 17-20 вересня 2001. – Дніпропетровськ: ДНУ, 2001. – С. 137-139.

Ю.В. Дубровский, Н.Е. Ковальчук
Институт рыбного хозяйства УААН, Киев, Карпатский экоклуб “Рутения”, Ужгород, Украина

Угодья сельского рыбоводства, представленные, главным образом, многочисленными прудами небольшой площади вместе с береговыми зарослями, являются местами обитания весьма значительного числа видов животных. Их плотность и разнообразие нередко превышают аналогичные показатели для естественных водно-болотных угодий. Концентрации здесь различных организмов способствуют благоприятные трофические условия и определенныя степень охраны угодий. Кроме того, в условиях биотопически обедненного агроландафта многие виды уже не могут найти себе других местообитаний. Поэтому, большинство рыбоводных прудов, помимо своего основного назначения, способны служить также природоохранным целям. Определенный интерес в этом плане могут представлять даже весьма малые водоемы, площадью 2-3 га. Вместе с обычным набором водно-болотных и влаголюбивых форм, а также обитателей прибрежных зарослей, здесь часто встречаются редкие и охраняемые организмы. Например, при обследовании трех десятков прудов, расположенных, в основном, в лесостепной зоне, были встречены следующие виды животных, подлежащие особой охране (соответственно Приложению II Бернской конвенции и Красной книге Украины): насекомые (стрекозы) — Aeschna viridis, земноводные — Bombina bombina, Pelobates fuscus, Bufo viridis, Hyla arborea, Rana arvalis, пресмыкающиеся — Emys orbicularis, Locerta agilis, птицы — Podiceps nigricollis,Botaurus stellaris, Ixobrychus ninutus, Nycticoras nycticorax, Egretta alba, E. garzetta, Ardea purpurea, Ciconia alba, C. nigra, Circus aeruginosus, Crex crex,Porzana porzana, Rallus aquaticus, Tringa glareila, T. hypoleucos, T. ochropus, Chlidonias hybrida, Ch. leucopterus, Ch. niger, Larus minutus, Alcedo atthis, Merops apiaster, Upupa epops, Piparia riparia, Motacilla alba, M. flava, M. citreola, Lanius collurio, Troglodytes troglodytes, Luscinia luscinia, L. svecica, Saxicola rubetra, S. torquata, Sylvia borin, S. communis, Panurus biarmicus, Parus major, P. coeruleus, Emberiza citrinella, E. schoeniclus, Cannabina cannabina, Carduelis carduelis, Spinus spinus, Chloris chloris, Oriolus oriolus, млекопитающие (куньи) — Mustela erminea. Особенно велико значение подобных угодий для сохранения птиц, которые здесь гнездятся, кормятся или отдыхают на пролетах. Положительное или вполне терпимое отношение к сопутствующим обитателям прудов выявили 70% опрошеных рыбоводов, безразличное — 10%, отрицательное — 20%. Негативное отношение к сопутствующей фауне рыбоводных угодий необходимо менять посредством популяризации новейших научных данных. В отдельных случаях, из-за боязни потери рыбопродкуции, производился отстрел птиц. При аргументации вредоносности птиц обычно приводятся явно завышенные или недостоверные данные. Однако рыбоводы не учитывают роль этих животных в интенсификации развития естественной кормовой базы вследствие удобрения воды, разрыхления и т.д. В местах гнездования птиц биомасса планктона может повышаться на порядок. Большинство рыбоядных птиц питается мелкими видами сорной рыбы, что способствует экономии кормов. Некоторые виды также выполняют определеннцю санитарную роль, очищая водоем от мертвой и больной рыбы. Кроме того, места скопления редких и интересных в эколого-эстетическом отношении видов могут стать привлекательными объектами для демонстрации туристам и, соответственно, источником дополнительного дохода для хозяйства. Исследования проведены при поддержке Research Support Scheme of Open Society Support Foundation.

Zoocenosis — 2001
 Структура і функціональна роль тваринного населення в природних та трансформованих екосистемах: Тези I міжнародної конференції, 17-20 вересня 2001. – Дніпропетровськ: ДНУ, 2001. – C. 136-137.