УДК 598.2:591.521

В. А. Кошелев
Мелитопольский государственный педагогический университет им. Богдана Хмельницкого, Мелитополь, Украина

V. A. Koshelev
Bogdan Khmel’nytskyj Melitopol State Pedagogical University, Melitopol, Ukraine

Орнитофауна юга Украины включает свыше 320 видов птиц, из которых к гнездящимся относится 183 вида и 15 видов, гнездившихся в прошлом (Назаренко, Амонский, 1986; Фесенко, Бокотей, 2002). Характеристика состава и характера пребывания отдельных видов свидетельствует не только о видовом богатстве, но и об огромном разнообразии в систематическом отношении (60 семейств 13 отрядов), зоогеографическом происхождении и состоянии численности. Относительно стабильное состояние сохраняют среди гнездящихся 123 вида, остальные являются редкими и исчезающими.

В последние десятилетия произошли существенные изменения в фауне дельт крупных рек юга Украины. Коренное преобразование природных ландшафтов, усиление фактора беспокойства и интенсивная охота привели к исчезновению некоторых крупных птиц и поставили на грань исчезновения ряд других видов (Червона книга Украины, 2009). С другой стороны, произошедшие изменения климата и ландшафтов привели к появлению новых видов и резкому росту численности некоторых местных видов.

В целом для орнитофауны региона за последние 150 лет прослеживается тенденция сокращения качественного разнообразия вследствие исчезновения отдельных видов и систематических групп, не выдерживающих происходящих антропогенных изменений; резко проявляется экспансия отдельных синантропных видов, популяции которых занимают доминирующее положение в экосистемах. Изменилось соотношение и значимость отдельных орнитокомплексов, составляющих гнездовую орнитофауну. Под орнитокомплексами мы понимаем исторически сложившуюся совокупность птиц различных таксонов в определен­ных местах проживания и биотопах, которые тесно взаимосвязаны между собой прямыми и обратными связями, представляют собой единую систему, объединенную функционально в пространстве и времени. Пространственно-временная изменчивость орнитокомплексов связа­на с обеднением или обогащением видового разнообразия, взаимопроникновением отдельных элементов (видов, таксонов) в соседние биотопы.

Наиболее богаты и разнообразны гнездовые орнитокомплексы водно-болотных питиц, связанные с дельтами и поймами рек и лиманов. Они включают свыше 80 видов, среди которых 35–45 обычных и 35–45 редких и исчезающих видов. Доминирующим видами стали большой баклан (Phalacrocorax carbo Linnaeus, 1758), чайка-хохотунья (Larus cachinnans Pallas, 1811), речная крачка (Sterna hirundo Linnaeus, 1758), локально – пестроклювая крачка (Thalasseus sandwicensis Latham, 1787), черноголовая чайка (Larus melanocephalus Temminck, 1820), а также околоводные воробьиные. Прослеживается резкое отличие между орнитоком­плексами морских островов, побережья водоемов, тростниковых зарослей, пойменных лугов. Однако тесные связи между ними осуществляются пластичными видами (большой баклан, серая цапля (Ardea cinerea Linnaeus, 1758), большая и малая белая цапли (Egretta alba Linnaeuas, 1758; E. garzetta Linnaeus, 1766), кваква (Nycticorax nycticorax Linnaeus, 1758)), которые успешно гнездятся на деревьях, в тростниковых зарослях или открыто на земле на островах.

На втором месте по видовому богатству и разнообразию лесные орнитокомплексы, которые в различных местообитаниях существенно различаются (35–75 видов). Наиболее бога­ты орнитокомплексы пойменных лесов и естественных суходольных лесов. Им уступают искус­ственные леса и лесополосы различного типа. С околоводными орнитокомплексами лесные связывают такие виды, как пеганка (Tadorna tadorna Linnaeus, 1758), охотно гнездящаяся в норах лисицы (Vulpes vulpes Linnaeus, 1758) и барсука (Mеlеs meles Linnaeus, 1758).

Своеобразным среди околоводных является орнитокомплекс солончаковых подов, включающий 12–20 гнездящихся видов. Среди них как редкие и исчезающие стенотопные виды (луговая тиркушка (Glareola pratincola Linnaeus, 1766), морской зуек (Charadrius alexandrinus Linnaeus, 1758), малая крачка (Sterna albifrons Pallas, 1764), кулик-сорока (Haematopus ostralegus Linnaeus, 1758), так и эвритопные (чибис (Vanellus vanellus Linnaeues, 1758), травник (Tringa totanus Linnaeus, 1758), полевой жаворонок (Alauda arvensis Linnaeus, 1758), желтая трясогузка (Motacilla flava Linnaeus, 1758) и др.), входящие также в состав луговых и тростниковых орнитокомплексов.

Среди антропогенных ландшафтов в регионе преобладают сельскохозяйственные. Они отличаются значительным разнообразием местообитаний, разнообразием кормов, что привле­кает птиц разных комплексов. Гнездовой орнитокомплекс включает 10–40 видов в различных местообитаниях. Наиболее бедный видовой состав птиц на обрабатываемых полях, занятих однолетними культурами. Видовое разнообразие высокое в старых садах. На полях доминируют степной (Melanocorypha calandra Linnaeus, 1766) и полевой жаворонки, желтая трясогузка, обычны фазан (Phasianus colchicus Linnaeus, 1758), серая куропатка (Perdix perdix Linnaeus, 1758), перепел (Coturnix coturnix Linnaeus, 1758). В прилегающих к полям лесополосах многочисленны грач (Corvus frugilegus Linnaeus, 1758), сорока (Pica pica Linnaeus, 1758), кобчик (Falco vespertinus Linnaeus, 1766), пустельга (Falco tinnunculus Linnaeus, 1758), чернолобый сорокопут (Lanius minor Gmelin, 1788). Из лесных местообитаний в агроландшафт проникли балабан (Falco cherrug Gray, 1834), ворон (Corvus corax Linnaeus, 1758), галка (C. monedula Linnaeus, 1758), перешедшие к гнездованию на опорах ЛЭП.

Своеобразным является склерофильный орнитокомплекс, связанный первоначально с естественными береговыми обрывами рек, лиманов и моря; но в последние десятилетия птицы-норники активно освоили карьеры. Он включает 10–20 видов. Среди них доминирует береговая ласточка (Riparia riparia Linnaeus, 1758), золотистая щурка (Merops apiaster Linnaeus, 1758), обычны скворец (Sturnus vulgaris Linnaeus, 1758), сизоворонка (Coracias garrulous Linnaeus, 1758), домовый сыч (Athene noctua Linnaeus, 1769).

Богатыми являются селитебные и урбанизированные орнитокомплексы населенных пунктов, особенно при наличии в них водоемов и обширних зеленых насаджений. Орнито­комплекс крупных городов включает до 80-120 видов, разных экологически и таксономи­чески. Среди них доминирующими стали: грач, сорока, серая ворона (Corvus cornix Linnaeus, 1758), скворец, домовый и полевой воробьи (Passer domesticus Linnaeus, 1758; P. montanus Linnaeus, 1758), городская (Delichon urbica Linnaeus, 1758) и деревенская (Hirundo rustica Linnaeus, 1758) ласточки, черный стриж (Apus apus Linnaeus, 1758), сизый голубь (Columba livia Linnaeus, 1758), кольчатая горлица (Streptopelia decajcto Frivaldszky, 1838). Активно вселились также сирийский дятел (Dendrocopos syriacus Hemprich et Ehrenberg, 1833), горихвостка-чернушка (Phoenicurus ochruros Gmelin, 1774), из аборигенных – домовой сыч, удод (Upupa epops Linnaeus,1758), хохлатый жаворонок (Galerida cristata Linnaeus, 1758). По богатству связей с соседними орнитокомплексамми городские стоят на втором месте после околоводных.

Своеобразен орнитокомплекс гор – петрофильный, характерный для Крыма, включаю­щий ряд стенотопных видов (интродуцированный кеклик (Alectoris chukar Gray, 1830), пестрый каменный дрозд (Monticola saxatilis Linnaeus, 1776), каменная овсяника (Emberiza cia Linnaeus, 1766), черный гриф (Aegypius monachus Linnaeus, 1766), сапсан (Falco peregrinus Linnaeus, 1758), розовый скворец (Sturnus roseus Linnaeus, 1758)).

Таким образом, в состав орнитофауны юга Украины входят 17–20 гнездовых орнито­комплексов, которые тесно связаны как внутри себя общностью требований к гнездовым местообитаниям и консортивными связями различного уровня, так и с соседними комплексами за счет эвритопных видов. По сходству местообитаний они объединяются нами в семь групп: околоводные, лесные, сельскохозяйственных угодий, степные, склерофильные, населенных пунктов и эфемерные.

Несмотря на гнездовую разобщенность, особенно у стенотопных видов птиц, для них характерны широкие связи трофического характера и общность водопоев, что поддерживает целостность орнитофауны. Состояние и структура орнитокомплексов определяется комплекс­ным воздействием антропичных и природных факторов, особенно при резком ухудшении или полном разрушении местообитаний, например, при пожарах. После посадки древесных пород на степных участках степной орнитокомплекс заменяется лесным; разработка полезных ископаемых в карьерах приводит к возникновению склерофильного орнитокомплекса. В отдельных случаях деятельность человека ведет к повышению мозаичности местообитаний и со временем к обогащению орнитокомплексов.

Территориальная изменчивость фауны в целом, и орнитокомплексов в частности, определяется неоднородностью среды в прошлом и в настоящее время, взаимоотношениями отдельных видов. Для них характерны значительные изменения численности и распределения видов во времени и пространстве в виде многолетних, годичных и сезонных изменений, связанных не только с воздействием экологических факторов, но и с размножением, кочевками и миграциями. Пространственно-типологическая структура орнитокомплексов на одной и той же территории зависит от стадии сукцессии данного биотопа, от специфики экологических требований каждого вида.

Факторы внутренней организации орнитокомплексов (например, конкуренция, консортивные связи и др.) играют второстепенную роль в сравнении с прямым влиянием внешней среды. Изменения обилия многочисленных видов или замещение одних редких ви­дов птиц другими практически не изменяют степени сходства различных орнитокомплексов, ядро которых формируется, прежде всего, под воздействием топических факторов.

Таким образом, богатство орнитофауны зависит от разнообразия в ее составе орнитокомплексов. Перспективным направлением в охране птиц должно стать выявление границ отдельных комплексов и охрану этих единых сложных многофункциональных систем, являющихся составной частью биогеоценозов.

Zoocenosis — 2013
Біорізноманіття та роль тварин в екосистемах: Матеріали VІІ Міжнародної наукової конфе ренції. – Дніпропетровськ: Адверта, 2013. – С. 229-231.

УДК 599:591.5

А. И. Кошелев, Т. В. Копылова, В. А. Кошелев, Л. В. Пересадько, А. М. Писанец
Мелитопольский государственный педагогический университет им. Богдана Хмельницького, Мелитополь, Украина

A. I. Koshelev, T. V. Kopylova, V. A. Koshelev, L. V. Peresadjko, A. M. Pisanez
Bogdan Khmel’nytskyj Melitopol State Pedagogical University, Melitopol, Ukraine

Искусственные лесонасаждения в Северном Приазовье начали формироваться еще в конце ХIХ века, но широкомасштабное их устройство приходится на 1950–1960-ые годы. В настоящее время они представлены как крупними лесными массивами (площадью до 400–1200 га), так и мелкими лесами площадью 5–15 га, а также густой сетью из лесополос различного типа и назначенния (полезащитными, придорожными, водоохранными), парков и скверов в населенных пунктах, промышленных садов. Видовое разнообразие древесно-кустарниковых пород достигает 150–160 видов, из которых свыше 90 % составляют интродуцированные виды. В то же время залесенность территории составляет лишь 1,5 %, остальное приходится на агроландшафты и неудобья по склонам водоемов. Первоначально заселение искусственных лесов, ставшими лесными островами в бескрайней прежде степи, типичными видами-дендрофилами шло крайне медленно, поскольку они были вынуждены преодолевать обширные непригодные для обитания пространства. Большое значение при этом имели не только экологические факторы, но и исторические и географические, особенно возраст существующих лесонасаждений, их площадь, удаленность и изолированность от источников заселения, фаунистическое богатство и характер самих источников заселения.

Формирование фауны позвоночных искусственных лесонасаждений в регионе прохо­дило в несколько этапов и проникновение разных видов шло различными путями. Исконным типом фауны в регионе был степной и луго-пойменный, с участками интрозональных солончаковых и склерофильных. Заселение молодых лесопосадок шло первоначально за счет местных кустарниковых и степных видов (лисица (Vulpes vulpes Linnaeus, 1758), русак (Lepus europeus Linnaeus, 1758), белогрудый еж (Erinaceus concolor Martin, 1838 ), ласка (Mustela nivalis Linnaeus, 1766), просянка (Emderiza calandra Linnaeus, 1758), серая славка (Sylvia communis Linnaeus, 1758), жулан (Lanius collurio Linnaeus, 1758), прыткая ящерица (Lactrta agilis Linnaeus, 1758), зеленая жаба (Bufo viridis Linnaeus, 1758) и др.). По мере взросления лесопосадок в них стали вселяться более требовательные местные лесные виды (барсук (Meles meles Linnaeus, 1758), большая синица (Parus major Linnaeus, 1758), лазоревка (P. caeruleus Linnaeus, 1758), лесной конек (Anthus trivialis Linnaeus, 1758), сорока (Pica pica Linnaeus, 1758), серая ворона (Cоrvus cornix Linnaeus, 1758), грач (C. frugilegus Linnaeus, 1758) и др.). Эти процессы ускорились после строительства Каховской ГЭС, сопровождаемого вырубкой пойменных лесов Днепра и заполнением водой ложа водохранилища (Петров, 1954; Орлов, 1955). Рост численности в искусственных лесах врановых птиц и обилие построенных ими гнезд позволили освоить леса и лесополосы пустельге (Falco tinnunculus Linnaeus, 1758), кобчику (Falco vespertuinus Linnaeus, 1766), чеглoку (F. subbuteo Linnatus, 1758), ушастой сове (Asio otus Linnaeus, 1758); проявилось действие биоценотических и консортивных связей.

В старовозрастные леса стали вселяться виды дендрофилы (иволга (Oriola oriolus Linnaeus, 1758), соловей (Luscinia luscinia Linnaeus, 1758), большой пестрый дятел (Dendrocopos major Linnaeus, 1758), серая мухоловка (Muscicapa striata Linnaeus, 1758), зяблик (Fringilla coelebs Linnaeus, 1758), зеленушка (Chloris chloris Linnaeus, 1758) и др.). Из населенных пунктов шло заселение молодых лесов щеглом (Carduelis carduelis Linnaeus, 1758), коноплянкой (Acanthis cannabina Linnaeus, 1758), чернолобым сорокопутом (Lanius minor Gmelin, 1788), домовым и полевым воробьями (Passer domesticus Linnaeus, 1758; P. montanus Linnaeus, 1758). Очередным этапом стало вселение в искусственнные леса некоторых ранее пролетных видов птиц (славка-черноголовка (Sylvia atricapilla Linnaeus, 1758), тетеревятник (Accipiter gentilis Linnaeus, 1758), козодой (Caprimulgus europeus Linnaeus, 1758), канюк (Buteo buteo Linnaeus, 1758), лесной жаворонок (Lululla arborea Linnaeus, 1758), дубонос (Coccthraustes coccothrautes Linnaeus, 1758), черный дрозд (Turdus merula Linnaeus, 1758), певчий дрозд (T. philomelos Brehm, 1831), зарянка (Erithacus rubecula Linnatus, 1758), садовая горихвостка (Phoenicurus phoenicurus Linnaeus, 1758)). Более позднее вселение типичных видов-дуплогнездников было связано с появленим в старых искусственных лесах (Старобердянском, Алтагирском, Родионовском) дуплистых деревьев и дупел дятлов, а также развешиванием искусственных гнездовий.

На фоне изменения ландшафтов и климата в последние десятилетия на юге Украины идет активное расселение некоторых видов, которые после первоначального освоения селитебных и урбанизированных местообитаний стали выселяться в искусственные леса (каменная куница (Martes foina Erxleben, 1777), кольчатая горлица (Streptopelia decaocto Frivaldszky, 1838), сирийский дятел (Dendrocopos syriacus Hemprich et Ehrenberg, 1833), горихвoстка-чернушка (Phoenicurus ochruros Gmelin, 1774). Определенную роль в обогащении искусственных лесов сыграли работы по интродукции охотничьих видов в регионе. Искусственные леса заселили олень (Cеrvus elaphus Linnaeus, 1758), лань (C. dama Linnaeus, 1758), пятнистый олень (C. nippon Temminck, 1838), енотовидная собака (Nyctereutes procyonoides Gray, 1834), белка (Sciurus vulgaris Linnaeus, 1758), фазан (Phasianus colchicus Linnaeus, 1758). В последние десятилетия в крупные леса вселились седой дятел (Picus canus Gmelin, 1788), малый пестрый дятел (Dendrocopos minor Linnaeus, 1758), в лесополосы – курганник (Buteo rufinus Cretzschmar, 1827), ворон (Corvus corax Linnaeus, 1758). Медленные темпы заселения позвоночными животными искусственных лесов в степной зоне видимо первоначально были связаны как с изолированностью и немногочисленностью первых лесов, так и с их молодостью. В последние годы отмечается ускорение заселения старых лесов животными, чему способствует создание сети искусственных лесонасаждений и оросительных каналов.

Из пролетных видов в лесах было эпизоодически отмечено гнездование рябинника (Turdus pilaris Linnaeus, 1758), зарегистрированы первые попытки вселения южного соловья (Luscinia megarhynchos Brehm, 1831), красноголового сорокопута (Lanius senator Linnaeus, 1758). Благодаря созданию густой сети лесополос в регионе искусственно созданы коридоры для мигрирующих лесных видов птиц, а также для возможного расселения и вселения нових видов как с севера (рябинник, черноголовый чекан, варакушка, желтоголовая трясогузка, сойка, московка), так и с юга (красноголовый сорокопут, южный соловей, длиннохвостая синица), с запада (сирийский дятел, кольчатая горлица, горихвостка-чернушка, европейский вьюрок (Serinus serinus Linnaeus, 1766) и с востока (черноголовая овсянка, белошапочная овсянка). При этом в условиях Северного Приазовья преобладает северное направление расселения, в меньшей мере – западное. Для южного направления до последнего времени тенденция к расселению была выражена слабо, а у некоторых видов отсутствует, несмотря на близость горных лесов Крыма и лесные коридоры лесополос к ним. Возможно, это связано с высокой консервативностью крымских популяций птиц.

Формирование орнитофауны искусственных лесов Приазовья продолжается по мере их старения и хозяйственного использования. В последние годы в лесах исчезли черный коршун, древесные колонии цапель. Возможно, на скорость исчезновения в лесах некоторых видов влияют их низкая численность в изолированных островных популяциях, а также неблаго­приятные факторы. В ближайшие годы следует ожидать возможного появления на гнездовании поползня (Sitta europeus Linnaeus, 1758), рябинника, длиннохвостой синицы, белобровика (Turdus iliacus Linnaeus, 1766), южного соловья, мухоловки-пеструшки (Ficedula hypoleuca Pallas, 1764)., славки-завирушки (Sylvia curruca Linnaeus, 1758), а также лесной куницы (Martes martes Linnaeus, 1758). Большинство дендрофильных видов птиц в искусственных лесах являются пластичними лесостепными (черный коршун (Milvus migrans Boddaert, 1783), чеглок, кобчик, вяхирь, обыкновенная горлица, серая куропатка, ушастая сова, чернолобый сорокопут, серая ворона, грач, сорока, садовая овсянка) или мало требовательными неморальними видами (иволга, сплюшка (Otus scops Linnaeus, 1758), большая cиница), которые первоначально заселяли различные естественные древесно-кустарниковые заросли, а затем быстро и широко расселившиеся в созданные искусственные лесонасаждения (Белик, 2009). Этому способствовали не только их широкое распространение, но и высокая численность и какие-то внутрипопуляционные особенности.

Важную роль сыграло на первых этапах богатство фауны в соседних пойменных лесах Днепра, быстрое уничтожение этих лесов на месте будущего Каховского водохранилища. В то же время, ряд птиц (17–20 видов) из соседних естественных лесов так и не вселился за прошедшие десятилетия в искусственные леса (седой дятел, чечевица (Carpodacus erythrinus Pallas, 1770), мухоловка-пеструшка, малая мухоловка (Ficedula harva Bechstein, 1794), деряба (Turdus viscivorus Linnaeus, 1758), поползень, пищуха (Certhia familiaris Linnaeus, 1758), черноголовая гаичка (Parus palustris Linnaeus, 1758) и др.) в силу их экологических особенностей. Возможно, это обусловлено меньшим числом экологических ниш в них по сравнению с естественными лесами; особенно резко сказывается нехватка источников пресной воды в условиях крайне засушливых весенне-летних сезонов последнего десятилетия. Поэтому резервы источников заселения искусственных лесов далеко не исчерпаны как из соседних естественных лесов, так и из отдаленных районов, чему способствуют продолжающиеся изменения ландшафтов и климата.

Богатство фауны искусственных лесов определяется влиянием как географических и исторических, так и экологических факторов. Площадь лесонасаждений, их структура, возраст, разнообразие экологических условий, характер хозяйственного использования определяют багатство фауны на данный момент времени; это дает возможность целенаправленного управления как фауной в целом, так и отдельными видами животных в отдельности.

Zoocenosis — 2013
Біорізноманіття та роль тварин в екосистемах: Матеріали VІІ Міжнародної наукової конфе ренції. – Дніпропетровськ: Адверта, 2013. – С. 226-228.

УДК 574.2/574.32

А. П. Корж
Запорожский национальный университет, Запорожье, Украина

A. P. Korzh
Zaporozhye National University, Zaporozhye, Ukraine

Достаточно часто термины «синантропизация» и «урбанизация» фауны рассматрива­ются как синонимы. На наш взгляд, полностью отождествлять их нельзя. Под первым следует понимать явление приспособления животных к среде, преобразованной человеческой деятельностью, а под вторым – освоение видами городских условий обитания.

При этом данные процессы не совпадают полностью. Так, грача (Corvus frugilegus Linnaeus, 1758) можно признать одним из представителей синантропов, прекрасно приспособленного к существованию в преобразованных человеком биотопах. В то же время, этот вид практически не гнездится в городской черте населенных пунктов Запорожской области, в связи с чем его нельзя считать полностью урбанизированным. Поэтому изучение процессов урбанизации орнитофауны является крайне актуальным.

В начале 90-х годов в г. Запорожье была зарегистрирована вспышка численности нового для него вида – кольчатой горлицы (Streptopelia decaocto Frivaldszky, 1838). Отдель­ные стайки этого вида насчитывали до 200–300 особей, наблюдалось колониальное гнездование до нескольких десятков гнезд на соседних деревьях. По своим поведенческим особенностям горлица практически не отличалась от домашних голубей, собирая пищу на асфальте и даже выпрашивая ее у человека.

Начиная с конца 1990-х годов (менее чем за 10 лет), наблюдается постепенное умень­шение ее численности и сейчас она является редким видом, представленным отдельными особями. Таким образом, нельзя говорить о формировании кольчатой горлицей типичной популяционной волны в результате расселения. В зимний период периодически еще регистрируются небольшие стайки горлицы (нами зарегистрирована небольшая стайка из 23 особей 06.02.2013 на территории одноэтажной застройки Коммунарского района г. Запорожье).

Наблюдается проникновение в центр города некоторых новых видов птиц, что касается в первую очередь горихвосток лысушки (Phoenicurus phoenicurus Linnaeus, 1758) и чернушки (Ph. ochruros S. G. Gmelin, 1774). На наш взгляд, данный процесс может быть связан с остановкой строительства в городе: мы постоянно регистрировали данные виды на территории недостроев в период гнездования. В то же время, несколько лет наблюдали гнездование горихвостки лысушки в пределах одноэтажной застройки на чердаке дома с полуразобранной крышей.

Неожиданным оказался процесс проникновения в центр города полевого воробья (Passer montanus Linnaeus, 1758). Если в средине ХХ столетия этот вид вместе с домовым воробьем (P. domesticus Linnaeus, 1758) считались примером экологической изоляции (Тимофеев-Ресовский и др., 1969), то к концу века они часто регистрировались на обширных территориях города. В то же время, полевой воробей более тяготел к естественным биотопам и территориям с одноэтажной застройкой, отсутствуя в центре города и на территории многоэтажной застройки. Домового воробья можно признать доминирующим в то время в районах жилмассивов, а полевого – в естественных биотопах, в частности на территории Конской островной гряды, где он превышал по численности в 2–3 раза домового.

Начиная с 2005 года нами зарегистрированы не только случаи проникновения полевого воробья в центр города, но и создание им смешанных стай с домовым. В осеннее-зимний период мы постоянно наблюдаем в разных районах г. Запорожье наличие смешанных стай из этих видов. Обычно в подобной стае основу составляют особи одного вида, к которым добавляются несколько особей (до 10) другого вида. Полевой воробей стал доминирующим на территории одноэтажной застройки, значительно возросла его численность и в центре города. При этом происходит некоторое уменьшение численности домового воробья. Поэтому, на наш взгляд, происходит некое экологическое объединение полевого и домового воробьев, в то время как другие авторы говорят об их сегрегации (Барановский, 2010).

Достаточно интересным является также процесс проникновения на территорию города мухоловок – пеструшки (Ficedula hypoleuca Pallas, 1764) и белошейки (F. albicollis Temminck, 1815). Длительное время эти виды считались лишь пролетными для г. Запорожье, а первое гнездование мухоловки пеструшки было зарегистрировано в 1994 году (Гудина и др., 1997). Сейчас оба вида постоянно регистрируются на гнездовании в центре города, в частности на территории студгородка ЗНУ. Для обоих видов зарегистрирована значительная внутри- и межвидовая конкуренция за места для размножения. Мухоловки конкурируют за дупла и искусственные дуплянки не только между собой, но также с вертишейкой (Jynx torquilla L., 1758), полевым воробьем, большой синицей (Parus major L., 1758) и лазаревкой (P. caeruleus L., 1758). Наибольшая агрессия наблюдается в случае внутриводовой конкуренции – вплоть до гибели одной из особей. Также пеструшка преимущественно вытесняет белошейку.

Таким образом, городская орнитофауна продолжает формироваться в результате урбани­зации новых видов. Считается, что процесс урбанизации птиц сопровождается качественной перестройкой структуры их популяций, а не изменениями отдельных особей. Это касается изменения поведенческих особенностей мест гнездования, кормодобывающего поведения и т.д. После формирования видом птиц урбанизированных вариантов популяционных систем, подобная популяция отделяется от материнской и начинает самостоятельное существование в урболандшафте (Фридман, Еремкин, 2008). Это еще раз подчеркивает необходимость мони­торинга отдельных городских популяций птиц и управления их состоянием. Оптимальным было бы наплавленное формирование орнитофауны городов с учетом практического значения соответствующих видов.

Zoocenosis — 2013
Біорізноманіття та роль тварин в екосистемах: Матеріали VІІ Міжнародної наукової конфе ренції. – Дніпропетровськ: Адверта, 2013. – С. 224-226.

УДК 599:574.3

М. А. Колодина*, А. В. Емельянов*, И. О. Лысенко**
*Тамбовский государственный университет им. Г. Р. Державина,Тамбов, Россия
**Ставропольский государственный аграрный университет,Ставрополь, Россия

M. Kolodina*, A. Emel’yanov*, I. Lysenko**
*G. R. Derzhavin Tambov State University, Tambov, Russia
**Stavropol State Agrarian University, Stavropol, Russia

Разработка системы мониторинга за сообществами различных рангов (популяциями, ценозами, экосистемами) является основой получения новых знаний и принятия управлен­ческих решений. При этом пространственно-временные закономерности функционирования биологических систем выступают в качестве базиса для формирования и закрепления других форм популяционных гетерогенностей (половозрастной, генетической, функциональной). При постановке экологического мониторинга любого типа решаются три стратегические задачи: (1) выявление ключевых объектов наблюдения; (2) определение масштаба и террито­риальной приуроченности исследования; (3) выявление группы факторов, обуславливающих численность, пространственное размещение и состояние объектов мониторинга.

Ресурсные виды млекопитающих являются важнейшими объектами экологических исследований. Это определяется отношением ряда видов к числу охраняемых (выдра (Lutra lutra Linnaeus, 1758), норка европейская (Neovison vison Schreber, 1777), рысь европейская (Lynx lynx Linnaeus, 1758), медведь бурый (Ursus arctos Linnaeus, 1758)), целевых объектов охоты (лось (Alces alces Linnaeus, 1758), косуля европейская (Capreolus capreolus Linnaeus, 1758), кабан (Sus scrofa Linnaeus, 1758), бобр обыкновенный (Castor fiber Linnaeus, 1758), ондатра (Ondatra zibethicus Linnaeus, 1766), заяц-русак (Lepus europeus Pallas, 1778), лисица обыкновенная (Vulpes vulpes Linnaeus, 1758)), ключевых видов экосистем (кабан (S. scrofa), бобр обыкновенный (C. fiber)) и переносчикам эпизоотических заболеваний (ондатра (O. zibethicus), лисица обыкновенная (V. vulpes), енотовидная собака (Nyctereutes procyonoides Gray, 1834), кабан (S. scrofa), куницы лесная (Martes martes Linnaeus, 1758) и каменная (M. foina Erxleben, 1777) и др.).

Планирование долговременных наблюдений предполагает также выбор масштаба исследований. Общепринятыми являются три основных классификации мониторинга: эколо­гический (в пределах фитоценоза, популяции, речного бассейна, природной зоны), территори­альный (импактный, региональный, национальный, глобальный) и административно-регио­нальный (в пределах республик, краев, областей, округов). Наименьшее распространение в научных работах получил последний тип. Это продиктовано неоднородностью территорий большинства регионов по климатическим, зоогеографическим, ландшафтным и другим эколо­гически значимым характеристикам. Вместе с тем, практические рекомендации, полученные в ходе изучения однородных природных условий, зачастую остаются невостребованными. Причинами этого является игнорируемый исследователями административный принцип учета, мониторинга и управления природными ресурсами, профилактики особо опасных забо­леваний человека и животных. Сформулированный тезис не отрицает значимости экологи­ческого и территориального мониторинга, целью которых является получение фундаменталь­ных сведений о структуре и функционировании биосистем. Однако, прикладные исследова­ния, направленные на оптимизацию системы контроля и использования населения ресурсных видов млекопитающих, должны учитывать административную специфику менеджмента биоресурсами. Международная, межрегиональная и межведомственная системы управления ресурсами, о необходимости развития которых говорится в значительном числе работ, как показывает практика, остаются малоэффективными в силу ментальных, правовых и социально-экономических противоречий. Такое положение заставляет, не отказываясь от стремления к созданию экоцентричных систем управления, отдавать должное реальным, ежедневно востребованным и необходимым для решения насущных экологических проблем административно ориентированным системам природопользования.

При проведении исследований необходимо отслеживать состояние экологических детерминант функционирования биосистем с участием охотничьих видов. К числу факторов и явлений, в большей степени определяющих численность и пространственное расположение ресурсных видов млекопитающих, следует отнести климатические условия, эпизоотии, динамику обилия кормовых ресурсов, пресс хищников и хозяйственную деятельность человека.

Результаты исследования, полученные в ходе административно-регионального монито­ринга, могут быть использованы при проведении межотраслевого охотустройства, разработке пространственно-функциональных схем оптимизации методико-методической базы и техноло­гий добычи животных, составлении среднесрочных прогнозов динамики охотничьих ресурсов.

Территория Тамбовской области, полностью расположенная в типичной лесостепи (Абрамова, Емельянов, 2013), представляет собой широко распространенный тип сообществ, результаты изучения которого подлежат экстраполяции на степные и широколиственные местообитания. Экотонный характер зоны позволяет выявить механизмы развития устойчивых типов местообитаний, отличающихся повышенным видовым богатством. Территория области является местом массовой добычи животных c XV в. (Цалкин, 1963). Кроме того, здесь имели место многочисленные случаи адвентизации фауны, целенаправленного истребления одних и биотехническая поддержка других видов животных (Херувимов, 1972; Нумеров, 1994; Громаков, 1998; Емельянов, Емельянова, 2005). Дополнительную актуальность исследованиям ресурсных видов млекопитающих придает развитие охотничьих хозяйств, заинтересованных в получении технологий оценки состояния биоресурсов и их эксплуатации.

Данное сообщение не претендует на полноту раскрытия темы организации регионально-административного мониторинга, однако указывает на наличие существенных проблем в области управления биоресурсами российских регионов. Отмечается необходимость более существенного внимания научной общественности, наряду с программами изучения биохорологических категорий видов и надвидовых биосистем, к разработкам методико-методологической базы по контролю за состоянием ресурсных видов в переделах административных регионов, наукоемких технологий охраны и эксплуатации животных населений рассматриваемой группы.

Zoocenosis — 2013
Біорізноманіття та роль тварин в екосистемах: Матеріали VІІ Міжнародної наукової конфе ренції. – Дніпропетровськ: Адверта, 2013. – С. 223-224.

УДК 599.322.2:591.5

Я. М. Когутяк*, В. Ф. Череватов**, С. А. Дубницька**
*Національний природній парк «Хотинський», Хотин, Україна
**Чернівецький національний університет ім. Юрія Федьковича, Чернівці, Україна

Y. М. Kogutiak*, V. F. Cherevatov**, S. А. Dubnyc’ka**
*National Nature Park «Khotynsky», Khotin, Ukraine
**Chernivtsi National University, Chernivtsi, Ukraine

Мікроммамалії є частиною унікального генофонду регіону, відіграють важливу роль у трофічних ланцюгах, значною мірою визначають формування та розвиток природних екосистем, реальну та потенційну їх продуктивність. Вони розглядаються як цінна біологічна модель у зв’язку з епідеміологічним і господарським значенням; відчутна їх роль і на заповідних територіях (Киселюк, 1998). Поширення Spermophilus citellus Linnaeus, 1766 на території північної Буковини повною мірою не досліджено, структура угруповань цього виду не аналізувалась. Дотепер лише у загальних рисах встановлені закономірності географічного поширення виду у західному регіоні України.

Ховрах європейський – один із найменш досліджених видів гризунів фауни України. Європейський вид, ареал якого колись простягався від Альп через центральну та південну Європу на схід до України та Молдови. В Україні на середину 1970-х рр. знахідки виду були відомі в Закарпатській, Чернівецькій, Хмельницькій та Вінницькій областях (Загороднюк, Філіпчук, 1999). Як вид, що знаходився у критичному стані, був занесений до ІІ видання ЧКУ (1995), як вид, що зменшує чисельність на всьому ареалі, занесений до Червоної книги МСОП і як вид, що підлягає особливій охороні, до Бернської конвенції. Є усі підстави вважати, що в Україні цей вид втрачено безповоротно. Природоохоронний статус виду – зниклий. Фактора­ми скорочення популяцій, на думку різних авторів, стали значна фрагментація ареалу, втрата природних біотопів, зменшення пасовищного навантаження на лучні екосистеми та антропогенний вплив людини (наприклад, знищення гризунів із метою збереження посівів).

Єдиними публікаціями про ховраха європейського на території західного регіону України є праці Є. Решетник (1965) про знахідку цього виду в околицях м. Чоп та І. Загороднюка, присвячені реконструкції ареалу цього виду у Закарпатті (2009). Свого часу І. Турянин (1975) подав статистику щодо цього виду в Карпатському регіоні й навів обсяг заготівель тушок – 59 395 за 1946–1966 рр. Із публікацій О. Корчинського (1988) відомо, що знахідки виду реєструються уздовж границі зі Словаччиною та Угорщиною (Загороднюк, 2010). У зв’язку з вищевказаними даними щодо вивчення стану популяції S. citellus на території України, надзвичайно важливою видається знахідка колонії вказаного виду на території Північної Буковини. Інформація була отримана від працівників Національного природного парку «Хотинський» та підтверджена в результаті обстеження прибережної ділянки Дністровського водосховища, що безпосередньо межує з територією Національного природного парку та розміщена в Хотинському районі, Чернівецької області, поблизу с. Анадоли.

Досліджена ділянка розміщена на території колишнього с. Дарабани, відселеного на початку 1980-х років у зв’язку із створенням Дністровського водосховища. Описувана ділянка приурочена до полого-покатого (7–10 градусів) підніжжя схилу III тераси Дністра східної експозиції та відокремлена від схилу 1,0–1,5-метровим уступом колишньої межі розорювання. Поперек схилу залишились рештки міжгосподарських валів (меж ділянок городів) висотою до 0,2–0,4 м. За результатами обстеження матеріалу конусів виносу з нір, ґрунти можна віднести до лучно-чорноземних, притаманних саме до першої тераси р. Дністер, злегка еродованих, окультурених тривалим сільськогосподарським використанням (присадибні городи). Нині відбувається процес ренатуралізації процесів ґрунтоутворення на фоні незначної пасовищної дигресії відновлюваного рослинного покриву.

Ділянка, на якій розміщується колонія, має видовжену прямокутну форму, довжиною приблизно 1 км, шириною 80–120 метрів. Нижня межа колонії безпосередньо примикає до урізу води Дністровського водосховища. Нори можуть бути розташовані лише в декількох метрах від берегової лінії, розміщуються групами. Поряд з основним входом, на відстані 3–5 м знаходяться запасні. Нерідко запасні входи замасковані густою рослинністю.

Форма отворів кругла, діаметр – 8–12 см. У випадку розміщення отвору на схилі, нижня частина його розширена з чітко вираженими ознаками переробки землі. Здебільшого нори розташовані на відкритих ділянках і приурочені до межі колишніх сільськогосподар­ських угідь, що, очевидно, пов’язано з легкістю обробки ґрунту. При обстеженні виявлені жилі нори, закинуті та незавершені.

Виявлені особини S. citellus мали розмір 18–24 см. Довжина хвоста складала 6–8 см. Забарвлення спини – бурувато-сіре, боків – бурувато-рудого кольору. У дорослих особин на спинній частині тіла розміщені світлі плями з чіткою облямівкою. У молодих особин плями відсутні. Очі великі, чітко виражені, зі світлою облямівкою. Сім’ї ховраха даної колонії нараховують до 6 молодих особин.

Досліджені поселення розташовані на полях багаторічних трав (переважно люцерна), які на даний час використовують під випас худоби. Із трав’янистих рослин значна частка припадає на злакові та бобові, зустрічаються представники родини Аsteraceae та Urtiсaceae . Зустрічалися представники родини Розові (Rosa canina L.) у вигляді поодиноких кущів. Щільні зарості утворює акація. Ближче до села зустрічаються насадження плодових дерев: груші, яблуні, сливи. Береги річки подекуди вкриті чагарниками та прибережною рослинністю.

Попередня оцінка чисельності колонії за методом підрахунку кількості нірок на одиницю площі та візуальними спостереженнями, вказує на кількість особин вказаного виду в межах 200–300 шт.

S. citellus на території Північної Буковини, досліджувана колонія належить саме цьому виду. Ховрах європейський знаходиться на межі зникнення як у західному регіоні, так і на території України в цілому, тому подальший стан популяції цих тварин залежить лише від комплексу природоохоронних заходів, спрямованих на його збереження. Враховуючи екологічний стан території поширення колонії та її пасовищну завантаженість, можна припустити, що даний район досить перспективний для відновлення популяції S. citellus у західному регіоні шляхом проведення природоохоронних заходів. Із метою збереження популяції ховраха європейського на території Північної Буковини доцільні включення вказаної території до складу Національного природного парку «Хотинський» та розробка заходів щодо його охорони та збереження.

Zoocenosis — 2013
Біорізноманіття та роль тварин в екосистемах: Матеріали VІІ Міжнародної наукової конфе ренції. – Дніпропетровськ: Адверта, 2013. – С. 221-222.

УДК 598.2:591.5

В. В. Казанник
Київський національний університет ім. Тараса Шевченка, Київ, Україна

V. V. Kazannyk
Taras Shevchenko National University of Kyiv, Kyiv, Ukraine

Бутова гора – геологічна пам’ятка природи місцевого значення, для якої характерні відслонення відкладів пісковиків неогену та антропогену. Розміщена між сел. Шишаки та с. Яреськи Шишацького району Полтавської області. Досліджувана територія лежить у межах Придніпровської низовини, лівобережної Дніпровської зони лісостепу, на лівому березі р. Псел. Переважають різноманітні сільськогосподарські угіддя, перемежовані балками з лучною та деревно-чагарниковою рослинністю. У заплаві р. Псел поширені листяні ліси та заплавні луки. На базі пам’ятки природи щорічно проводиться польова екологічна практика у формі наметового містечка для слухачів очно-заочної біологічної школи, організатором якої є Полтавський обласний еколого-натуралістичний центр учнівської молоді. Тут систематично проводять дослідження науковці Полтавського національного педагогічного університету імені В. Г. Короленка та інших вузів, розвивається екологічний туризм.

Дослідження проведено протягом 07.07–11.07.2013 р. в околицях Бутової гори. Використовували маршрутний метод обліку птахів (Равкин, Челинцев, 1990) із застосуванням методики Л. М. Шульпіна (1939) та спрощеної методики кількісного обліку птахів (Новиков, 1947). На території відстійників ВАТ «Яреськівський цукровий завод», що розміщені за 3 км на схід від с. Яреськи, застосовували також метод обліку з однієї точки (Вергелес, 1994). Для спостереження за птахами використовували бінокль 10 × 50 і фотоапарат з 35× оптичним зумом. Птахів у польових умовах визначали за книгою «Птахи фауни України» (Фесенко, Бокотей, 2002).

Відмічено 79 видів птахів, що належать до 14 рядів: Лелекоподібні (Ciconiiformes) – 1 вид, Гусеподібні (Аnsеrifоrmеs) – 3, Соколоподібні (Falconiformes) – 4, Куроподібні (Galli­formes) – 1, Журавлеподібні (Gruiformes) – 2, Сивкоподібні (Charadriiformes) – 11, Голубоподібні (Columbiformes) – 2, Зозулеподібні (Cuculiformes) – 1, Совоподібні (Strigiformes) – 1, Серпокрильцеподібні (Apodiformes) – 1, Сиворакшеподібні (Coraciiformes) – 2, Одудоподібні (Upupiformes) – 1, Дятлоподібні (Piciformes) – 4, Горобцеподібні (Passeriformes) – 45 видів. За біотопічною прив’язаністю птахів можна розподілити на такі групи: птахи відкритих просторів (штучних і природних) – 22, птахи водно-болотяного комплексу – 28, птахи лісових місцемешкань – 29, до синантропних належать 5 видів птахів.

Окрему увагу приділено дослідженням орнітофауни відстійників ВАТ «Яреськівський цукровий завод». Пташине населення цих штучних мілководних водойм виявилося досить багатим у видовому та кількісному відношенні, незважаючи на постійний фактор турбування. Найчисельнішу групу склали кулики: відмічено 11 видів загальною кількістю понад 200 особин (табл.). Найвищу чисельність мали чайка (Vanellus vanellus (Linnaeus, 1758)), коловодник болотяний (Tringa glareola Linnaeus, 1758), брижач (Philomachus pugnax (Linnaeus, 1758)), пісочник малий (Charadrius dubius Scopoli, 1786) і коловодник лісовий (Tringa ochropus Linnaeus, 1758). Поодиноких птахів коловодника лісового відмічали також у заплаві р. Псел між с. Яреськи та сел. Шишаки. Цікавою є знахідка побережників червоногру­дого (Calidris ferruginea (Pontoppidan, 1763)) (відмічений 09.07 і 11.07, імовірно, один і той же птах) та болотяного (Limicola falcinellus (Pontoppidan, 1763)) (одного птаха спостерігали 08.07). 07.07 відмічена одна особина коловодника ставкового (Tringa stagnatilis (Bechstein, 1803)).

Таблиця. Видовий склад і чисельність представників ряду Сивкоподібні (Charadriiformes)
протягом періоду спостережень на відстійниках ВАТ «Яреськівський цукровий завод»

Під час спостережень відмічено 8 рідкісних і нечисельних видів:

– свищ (Anas penelope Linnaeus, 1758): самець відмічений у зграйці з кількох крижнів (Anas platyrhynchos Linnaeus, 1758) та кількох чирянок великих (A. querquedula Linnaeus, 1758) 11.07 на відстійниках цукрового заводу;

– шуліка чорний (Milvus migrans (Boddaert, 1783)): одного птаха спостерігали 09.07 над р. Псел неподалік від сел. Шишаки;

– журавель сірий (Grus grus (Linnaeus, 1758)): крики двох журавлів було чути на світанку 08.07 над Бутовою горою. Цих же птахів спостерігали на відстійниках 08.07 і 10.07. Імовірно, це були бродячі особини, які використовували відстійники як місце годівлі та відпочинку;

– деркач (Crex crex (Linnaeus, 1758)): 07.07 і 08.07 на відстійниках чули голос одного птаха;

– щеврик лучний (Anthus pratensis (Linnaeus, 1758)): 09.07 на полі поряд з с. Яреськи спостерігали одного птаха;

– плиска жовтоголова (Motacilla citreola Pall., 1776): на відстійниках 07.07 відмічений самець;

– сорокопуд чорнолобий (Lanius minor Gmelin, 1788): виводок із 4 літних пташенят і двох дорослих птахів тримався на схилах балки біля с. Яреськи 08.07;

– вівсянка садова (Emberiza hortulana Linnaeus, 1758); 08.07 у балці неподалік с. Яреськи спостерігали двох птахів.

Найбільшу видову представленість мали птахи лісових місцемешкань і птахи водно-болотяного комплексу (29 і 28 видів відповідно), дещо менше відмічено птахів відкритих просторів (22 види). Найбільше гніздове поселення виявлене у ластівки берегової (Riparia riparia (Linnaeus, 1758)): у крутому березі р. Псел розміщена колонія з близько 300–400 гнізд.

Регіонально рідкісними видами птахів є шуліка чорний, брижач, щеврик лучний, вівсянка садова (Перелік видів тварин, які… є рідкісними… на території Полтавської області, 2005). До Червоної книги України (2009) занесені шуліка чорний, журавель сірий і коловодник ставковий. Два види птахів занесені до Європейського Червоного списку: шуліка чорний та чайка. Деркач занесений до Червоного списку Міжнародного союзу охорони природи (Годлевська та ін., 2010).

Склад орнітофауни є типовим для даної території і, водночас, дещо своєрідним і особливим унаслідок поєднання різноманітних природних і штучних біотопів, а населення птахів заслуговує на подальші дослідження.

Zoocenosis — 2013
Біорізноманіття та роль тварин в екосистемах: Матеріали VІІ Міжнародної наукової конфе ренції. – Дніпропетровськ: Адверта, 2013. – С. 219-221.

УДК 631.4:599.323.6

В. М. Иванишин, Т. М. Коломбарь
Днепропетровский национальный университет им. Олеся Гончара, Днепропетровск, Украина

V. M. Ivanishin, T. M. Kolombar
Oles’ Honchar Dnipropetrovsk National University, Dnipropetrovsk, Ukraine

Цель наших исследований – оценить пространственную структуру пороев слепыша Spalax microphthalmus Guld., (1770). В задачи исследования входило установить морфометри­ческие характеристики пороев слепышей как меры интенсивности педотурбационной активности, выявить закономерности пространственного размещения пороев, оценить роль педотурбационной активности слепышей в формировании пестроты почвенного покрова.

Главная идея исследования состоит в том, что роющая активность слепышей привносит существенную пестроту в структуру почвенного покрова, для выявления которой необходимо применение геоинформационных подходов. Для сбора пространственно-координированных данных заложен экспериментальный полигон на участке степной целины на склоне байрака Яцев Яр северной экспозиции (48°19’31.60″ С.Ш., 35°11’39.15″ В.Д.) (Днепропетровская область).

Полигон представляет собой совокупность из 100 соприкасающихся ячеек размером 1 × 1 м. Они составляют 10 трансект по 10 ячеек в каждой. Полигон имеет форму квадрата со стороной 10 м, стороны квадрата ориентированы по направлениям «восток – запад» и «север – юг». По углам ячеек измерены почвенные свойства и отобраны пробы для агрохимического анализа. Измерения проведены в 121 точке.

В пределах изучаемого полигона было установлено расположение пороев слепышей. В системе координат, которая начинается в левом нижнем углу полигона (ось абсцисс совпадает с направлением «запад – восток», ось ординат – «юг – север»), определено рас­положение центроидов проев слепышей, их высота и ширина основания (с точностью 1 см).

Порои слепышей охарактеризованы диаметром основания и высотой, на основании которых вычислен их объем. Как показал дисперсионный анализ, диаметр оснований свежих и прошлогодних пороев статистически достоверно не отличается (F = 0,88, р = 0,36). Высота и объем свежих пороев статистически достоверно выше, чем у прошлогодних пороев (F = 205,54, р < 0,001 и F = 22,11, р < 0,001, соответственно).

Пространственное размещение точечных объектов описано с помощью функции Рипли L. Функция Рипли сравнивает распределение точечных объектов со случайным распределением точек в пределах окружности радиуса r. С помощью функции Рипли можно установить изменение характера распределения точечных объектов в зависимости от масштаба (r). Если функция L(r) находится в пределах доверительного интервала, который определяет нулевой уровень, то в таком случае распределение точечных объектов является случайным, если превышает доверительный интервал – контагиозным, меньше доверительного интервала – равномерное (униформное). Максимальный лаг при вычислении функции Рипли опреде­ляется размерами системы. Лаг разбивается на отрезки с некоторым инкрементом. В нашем случае инкремент составил 0,1 м.

Функция Рипли является эффективным средством анализа точечных данных. Метод Монте-Карло может быть применен для вычисления доверительного (95 %) интервала. Таким образом, функция Рипли позволяет установить типы пространственного размещения точечных объектов и предложить гипотезы, их объясняющие.

Анализ изменения функции Рипли от масштаба свидетельствует о том, что от 0,7 м и более распределение пороев на изучаемом участке следует рассматривать как случайное. В диапазоне от 0 до 0,7 распределение пороев является равномерным. Равномерное распределение предполагает наличие сил отталкивания между объектами. Очевидно, что на малых дистанциях (до 0,7 м – величина, близкая к диаметру основания пороя) наблюдается тенденция к рассредо­точению пороев. С одной стороны, результат является тривиальным, с другой, сама концепция функции Рипли для описания пространственного распределения пороев почвенных млекопита­ющих является весьма продуктивной. Эта концепция предполагает, что распределение объектов одновременно является однородным, случайным и контагиозным, а задача сводится к выявлению масштабов, в пределах которых эти типы распределения наблюдаются. Очевидно, что протяженность изучаемого полигона не позволяет установить масштаб проявления контагиозного типа распределения. Если случайное распределение принять как показатель оптимальности условий, можно сделать вывод об однородно благоприятных условиях существования слепышей в пределах изучаемого участка.

Zoocenosis — 2013
Біорізноманіття та роль тварин в екосистемах: Матеріали VІІ Міжнародної наукової конфе ренції. – Дніпропетровськ: Адверта, 2013. – С. 218-219.

УДК 574.21+ 599.323.45

О. А. Земляний
Дніпропетровській національний університет ім. Олеся Гончара, Дніпропетровськ, Україна

O. А. Zemlianyi
Oles’ Honchar Dnipropetrovsk National University, Dnіpropetrovs’k, Ukraine

Проблема техногенного забруднення природного навколишнього середовища важкими металами, як основними компонентами, які активно потрапляють у природні та трансфор­мовані біогеоценози із промисловими викидами, залишається актуальною та важливою темою для екологічних досліджень. На території України традиційно одним із найзабрудненіших регіонів є Дніпропетровська область і безпосередньо м. Дніпропетровськ. Хоча з 2007 року кількість промислових викидів у атмосферу нашого міста скоротилося майже на 20 %, ще і зараз вона дуже висока та значна. Існує більше 25 основних промислових підприємств, які ведуть активне забруднення навколишнього середовища, але найбільшим серед них за кількістю викидів є Придніпровська теплова електростанція (ПдТЕС) – понад 70 % усього об’єму атмосферних викидів.

При проведені досліджень як біооб’єкти – індикатори забруднення навколишнього середовища використано дрібних ссавців лісових мишей Sylvaemus sylvaticus (Linnaeus, 1758). Матеріал відібрано у двох біогеоценозах, які знаходяться під дією викидів ПдТЕС, різних за своєю структурою – викидів шлакових залишків, та викидів у атмосферу (біогеоценоз знаходиться у напрямку переважного поширення шлейфу). Обробку матеріалу проводили у камеральних умовах, визначення кількості важких металів здійснювали на атомно-абсорбційному спектрофотометрі AAS-30 фірми Карл Цейс Йена, Німеччина.

Дослідження вмісту важких металів в організмі тварин із біогеоценозів, які знаходяться під різним типом негативного впливу ПдТЕС показали, що вміст різних важких металів значно відрізняться. У тварин із біогеоценозів під впливом атмосферного забруднення встановлено переважання вмісту Мn над аналогічними показниками тварин із біоценозів, забруднених шлаковими викидами: у стінках шлунка, нирках, печінці, кістках, шкірі, легенях та серці у 1,88, 3,62, 1,29, 1,65, 1,79, 2,18 і 2,55 раза, відповідно, тоді як у стінках кишечника, м’язах, гонадах, селезінці та вмісті шлунку спостерігається переважання показників вмісту металу у тварин із біогеоценозів, забруднених атмосферними викидами підприємства.

Вміст Cu, навпаки, вище в усіх досліджених органах і тканинах у тварин із біогео­ценозів, трансформованих шлаковими викидами порівняно з аналогічними показниками тва­рин із біогеоценозу під впливом атмосферного забруднення. У стінках кишечника, шлунку, нирках, печінці, кістках, м’язах, шкірі, легенях, гонадах, селезінці та вмісті шлунку показники вище відповідно у 3,31, 2,32, 1,70, 4,30, 3,72, 3,24, 4,19, 2,80, 9,34 і 11,53 раза. Винятком є вміст у серці. Аналогічна тенденція спостерігається також щодо вмісту Zn. Встановлене переважання кількості мікроелементу у тварин із біогеоценозів з атмосферним забрудненням над показниками тварин з екосистем, забруднених шлаковими викидами у стінках кишечника та шлунку, нирках, печінці, кістках, м’язах, шкірі, легенях, серці, гонадах, селезінці та вмісті шлунку у 1,33, 2,36, 1,45, 1,19, 2,72, 2,92, 2,09, 9,18, 5,59, 1,99, 12,67 і 64,97 раза відповідно.

Уміст токсичних елементів Pb і Cd, а також умовно токсичного Ni вищий у тварин із біогеоценозів під впливом викидів у атмосферу. Уміст Ni превалює у стінках кишечника та шлунку, нирках, печінці, кістках, м’язах, шкірі, легенях, серці, гонадах і селезінці відповідно у 2,77, 3,36, 3,73, 4,21, 3,32, 2,36, 7,47, 2,29, 1,64, 2,83 і 3,28 раза над аналогічним показниками тварин із «шлакових» біогеоценозів. Зворотна тенденція тільки за кількістю мікроелементу у вмісті шлунку. Переважання токсикантів Pb і Сd також зафіксоване у тварин із біотопів шлакового забруднення. Вміст Pb вище у тварин у стінках кишечника та шлунку, нирках, печінці, кістках, м’язах, шкірі, легенях і серці відповідно у 1,36, 3,58, 1,88, 2,29, 3,18, 2,53, 2,34, 1,28 та 1,32 раза. Аналогічна тенденція і для Cd, вміст елементу більший у тварин зі «шлакових» біотопів у стінках кишечника та шлунку, нирках, печінці, кістках, м’язах, шкірі, легенях, серці та селезінці відповідно у 3,89, 33,76, 5,86, 3,67, 2,27, 5,21, 7,06, 2,49, 4,16 та 1,11 раза.

Що стосується біогенного елементу Fе, його вміст у більшості органів і тканин переважає у тварин із біогеоценозів, забруднених атмосферними викидами. У стінках кишечника та шлунку, нирках, кістках, шкірі та легенях вміст більший у 1,72, 1,47, 2,13, 1,27, 2,12 і 1,12 відповідно. У печінці, м’язах, серці, гонадах і селезінці вміст металу більший у тварин із шлакозабруднених біогеоценозів.

У цілому чітко прослідковується переважання Сu та Zn в усіх органах і тканинах у тварин із біогеоценозів зі «шлаковим» забрудненням. У тварин із біогеоценозу з атмосферним забрудненням переважає вміст токсичних елементів Ni, Pb та Cd. У вмісті шлунку більше концентрації всіх досліджених металів у тварин із біогеоценозів, забруднених шлаковими викидами порівняно з біогеоценозами з атмосферним забрудненням. Це достатньо переконливо свідчить про те, що провідним шляхом потрапляння інгредієнтів забруднення в біогеоценозах шлаковідвалів є їжа, до якої токсиканти потрапляють із забрудненого шлаками ПдТЕС ґрунту. Чітко прослідковується ланцюжок «ґрунт – рослинність – організм зерноїдних і зеленоїдних тварин». У біогеоценозах, забруднених атмосферними викидами, де вміст важких металів у їжі, яка надходить до організму тварин менший порівняно із шлаковідвалами, що свідчить про пріоритетність іншого шляху надходження – із диханням через легені. Це підтверджує значні концентрації багатьох металів (Fe, Mn, Cu, Ni, Pb, Cd) саме у легенях порівняно з умістом в інших органах і тканинах. Також значні концентрації мікроелементів відмічені на шкірі тварин, де відбувається їх осад забруднень з атмосферних викидів.

Специфіка виду викидів впливає на накопичення важких металів в органах і тканинах тварин. У тварин із біогеоценозів з атмосферним забрудненням відбувається більше накопичення важких металів (за винятком Сu і Zn) у різних органах і тканинах. Це свідчить про значне техногенне навантаження на біоценози саме при такому виді викидів, може бути наслідком вивільнення значних кількостей мікроелементів саме при згоранні вугілля, ніж ті, які залишаються у непереробленому твердому шлаку та надходять до навколишнього середовища у вигляді шлакової пульпи. При порівнянні двох видів викидів з одного підпри­ємства найнебезпечнішим для природного навколишнього середовища, його компонентів і людини є саме викиди в атмосферу. Саме нейтралізації та знешкодженню такого виду забруднень треба приділяти найбільшу увагу.

Zoocenosis — 2013
Біорізноманіття та роль тварин в екосистемах: Матеріали VІІ Міжнародної наукової конфе ренції. – Дніпропетровськ: Адверта, 2013. – С. 216-217.

УДК 598.2:574.3

Ю. Ю. Дубініна-Пахуща
Мелітопольський державний педагогічний університет ім. Б. Хмельницького, Мелітополь, Україна

U. U. Dubinina-Pahuchaya
B. Khmelnitsky Melitopol State Pedagogical University, Melitopol, Ukraine

В Азово-Чорноморському регіоні існує велика кількість гніздових поселень Larus cachinnans Pallas, 1811, які входять до складу однієї географічної популяції. Великі гніздові поселення відомі у Криму, на Сиваші, у Північно-Західному та Північно-Східному Приазов’ї. У межах Північно-Західного Приазов’я жовтоногий мартин також є видом, що гніздився постійно (Сиохин и др., 1988). Погодні та кліматичні умови регіону є сприятливими для успішного розмноження виду. Це проявляється у ранніх строках прильоту на місця гніздових колоній і розтягнутості строку гніздування з березня по липень. Різкий ріст чисельності жовтоногого мартина в регіоні відмічено наприкінці 1980-х років.

Значну роль у розташуванні та динаміці чисельності виду у поселеннях відіграють біотичні та абіотичні чинники, серед яких визначними стають стан гніздового біотопу, кормової бази, кліматичні умови регіону та сезону розмноження, характер антропогенного перетворення оточуючого середовища. Внаслідок антропогенної трансформації екосистем, появі на Дніпрі низки водосховищ, створення численних риборозплідних ставків жовтоногий мартин розселився за межі вихідної приморської зони та сформував нові гніздові поселення в континентальній частині країни (Грищенко, 2006; Атамась, 2007).

При характеристиці гніздової чисельності виду в межах Північно-Західного Приазов’я нами виділено декілька періодів, яким властиві ріст чисельності, освоєння нових територій і стабілізація чисельності та поступове її зниження. Період з 1970-х до кінця 1980-х рр. характеризується в регіоні зростанням чисельності. На Молочному лимані у даний період гніздова чисельність зросла з 51 до 2000 пар, на Обитічній затоці досягла 416 пар, а на Кривій та Білосарайській косах вид не гніздився. У наступному десятиріччі, з кінця 1980-х до кінця 1990-х рр., вид продовжив освоювати нові місця гніздування, його чисельність продовжувала зростати, стабілізувалась на високому рівні. Територіальна експансія та стрімкий ріст чисельності виду пов’язані із його високою екологічною пластичністю. У даний період на Молочному лимані гніздова чисельність досягає 4130 пар, на Обитічній затоці – 3262 пари, вид гніздиться на Бердянській косі – 400 пар, Кривій косі – 815 пар. На початок 2000-х рр. припадає зміна гідрологічного режиму окремих водойм і значних змін гніздової чисельності жовтоногого мартина в межах Північно-Західного Приазов’я. У період припинення розчистки штучної промоїни, котра сполучала лиман з Азовським морем та кастрофічного пересихання Молочного лиману відбулось скорочення кількості гніздових ділянок, придатних для успішного розмноження виду. На Молочному лимані гніздова чисельність жовтоногого мартина у 2002 р. становила 2600 пар, у подальші роки вона значно знижується.

Із 2005 по 2008 р. унаслідок пересихання, зникають великі гніздові колонії виду з островів Молочного лиману. Із 2005 р. на узбережжі лиману почали з’являтися не великі ефемерні колонії на Тащенакському поді (по 60–80 пар), та 2011–2012 рр. відмічено гніздування виду (300–400 пар) на намивному острівці, що утворився у верхів’ях лиману в останні роки поблизу с. Мордвинівка. Через розмив коси у 2009 р. вид перестав гніздуватися на Бердянській косі. На островах Обитічної затоки, також внаслідок розмиву коси і заростанням частини островів та через брак гніздових ділянок наприкінці 1990-х рр. спостерігається переміщення гніздових колоній ближче до материкової частини. Із початку 2000-х рр. на островах Обитічної затоки гніздувалось 3100 пар, до 2012 рр. чисельність зросла до 3900 пар. Мартини даного поселення активно використовують звалищні види кормів, особливо у гніздовий період. Сільськогосподарські угіддя, звалища, прибрані поля набувають особливого значення для птахів при погіршенні стану та збіднінні поживності кормової бази та при зменшенні доступності кормів на морському узбережжі. Вид швидко пристосовується до нетипових видів кормів у антропогенних ландшафтах. Антропогенна трансформація ландшафтів з одного боку призводить до об’єднання ізольованих популяцій, з іншого – до роздроблення на природні, сільськогосподарські та урбанізовані.

Гніздова чисельність виду у регіоні в останнє десятиріччя підтримувалась на рівні 4300–4500 пар, тоді як після підйому молоді на крило, запаси після гніздової чисельності жовтоногого мартина у Північно-Західному Приазов’ї повинні становити 17 200 особин. Однак, частина молодих і дорослих мартинів (до 60 %) розлітається у різних напрямках, переважно у північно-західному, і лише 10–40 % (до 6500–7000 особин мартинів) затриму­ється в межах гніздової області.

За даними наших спостережень гніздової, післягніздової та зимової чисельності виду в регіоні, проведених співробітниками Азово-Чорноморської орнітологічної станції (АЧОС) (Бюлетень РОМ, 2001–2009), встановлено пропорційне зменшення чисельності жовтоногого мартина на ключових водоймах Північно-Західного Приазов’я протягом року. У 2009 р. гніздова чисельність виду в приморській зоні досягала 3200 пар, післягніздова становила 1269 особин, а зимова – 324 особини. Зменшення післягніздової та зимової чисельності виду властиве і для всього Азово-Чорноморського регіону. У 2004 р. післягніздова чисельність становила 44 338 особин жовтоногого мартина, а зимова – 4683; у 2006 р. післягніздова – 16 598, зимова – 9612 особин. Наведені данні вказують на те, що значна частина жовтоногих мартинів, особливо в зимовий сезон, скупчується не на узбережних ділянках водойм, а тяжіє до осередків легко досяжних кормів, антропогенних ландшафтів, міських та сільських звалищ.

У межах Північно-Західного Приазов’я на звалищах приморських селищ скупчується 50–500 особин жовтоногого мартина, а на міських звалищах – від 500 до 10–25 тисяч особин. Можливо саме міські звалища сприяють виникненню широких кочівель і посиленню осілості місцевих азово-чорноморських популяцій виду (Кошелев и др., 2010). Як показало спостереження, звалище мартини використовують у всі сезони року, оскільки поживні рештки на його територію надходить постійно, а взимку осередки горіння та тління сміття сприяють обігріву птахів у морозні дні. Визначальними для розподілу птахів у прибережній зоні у зимовий період у межах Північно-Західного Приазов’я є погодні чинники: розподіл льодового поля, наявність снігового покриву, які впливають на характер добування, кількість і досяжність кормів.

Сільськогосподарські угіддя та оброблені поля активно використовуються жовтоно­гими мартинами навесні та восени. У Північно-Західному Приазов’ї з настанням сезонів польових робіт із використанням важкої тракторної техніки, відмічені часті випадки слідування жовтоногих мартинів за тракторами на щойно запаханих або задискованих полях, де мартини вибирають легко досяжні поживні рештки, комах, пацюків. Восени прибрані сільськогосподарські поля з ряснотою поживних решток набувають значення, як джерело додаткового корму для мартинів. Жовтоногі мартини невеликими зграями (по 5–50 особин) помічені на прибраних полях соняшника, кукурудзи та пшениці. У зимовий період і період вигодовування пташенят мартини активно полюють на полях на мишоподібних гризунів. У сезони, пов’язані з погіршенням стану кормової бази відомі випадки принесення пташенятам водяних вужів (Natrix tessellata Laurenti, 1768), поряд із гніздами відмічені не тільки залишки бичків, а і присутність кісточок черешні, залишків відварених креветок, упаковок від харчових продуктів, котрі мартини, вочевидь підбирають на звалищах, у садах і на полях, розташованихі поблизу гніздових поселень.

На території України сформувались два типи екологічних популяцій; приморська екологічна група популяцій, особини якої розмножуються, кочують і зимують уздовж Азово-Чорноморського узбережжя, та континентальна, життєвий цикл якої пов’язаний із руслом Дніпра. За результатами кільцювання, проведеного співробітниками АЧОС та з нашою участю, встановлено, що відбувається переміщення та обмін особинами між сусідніми поселеннями в межах місцевої популяції жовтоногого мартина у Північно-Західному Приазов’ї. Птахи різного віку концентруються довкола приморських селищ і узбережжя Молочного лиману (4 %), залітають до поселення на Кирилівських островах (8 %) та до Федотової коси (2 %). Птахи, народжені на островах Молочного лиману, відмічені у поселеннях коси Обитічної (2 %) і коси Бердянської (2 %), що підтверджує невеликий обмін особинами між популяціями в межах регіону. На Кримському узбережжі жовтоногі мартини, народжені у Північно-Західному Приазов’ї, відмічені у сезон осінніх міграцій (2 %). Цього сезону 12 % птахів концентруються у південно-західних, а 4 % відмічено у південно-східних областях. За даними кільцювання, отримано повернення із с. Станично-Луганське Луганської обл., що підтверджує можливість обміну особинами з колонією виду, яка за даними Н. С. Атамась (2007) існує там протягом певного часу. У цілому, в межах Причорноморського регіону жовтоногі мартини з островів Молочного лиману, окрім Криму, відмічені у Приморсько-Ахтарському краї Росії (2 %), поблизу берегів Туреччини (2 %) та Греції (2 %).

У різні сезони року мартини даного поселення тяжіють до русла Дніпра та підій­маються угору за течією (14 %), концентруючись довкола русла або промислових об’єктів. Це явище, з одного боку, посилює осілість місцевої популяції, оскільки більшість птахів не долають відстаней поза межами гніздової області, з іншого – триває експансія виду углиб континентальної частини України. У межах західної Європи найбільшу значимість для північноазовських мартинів, особливо статевонезрілих, мають території Польщі (отримано 10 %) та Німеччини (6 % повернень), де птахи концентруються на звалищах і внутрішніх водоймах. У меншій кількості мартини даного поселення відмічені в одиничних випадках, на території Данії, Литви та Греції (Дубініна-Пахуща, 2012, 2013).

Значна частина мартинів з поселення на Обитічній косі (44,2 %) затримується в межах Північно-Західного Приазов’я. Дане поселення характеризується найбільшою кількістю повернень регіону, пов’язаних із місцем гніздування. Поблизу рідного поселення 28,8 % мартинів відмічено у різні сезони року. Відбувається обмін особинами як між сусідніми островами в межах поселення Обитічної коси, так і між поселенням Обитічної затоки та островами Молочного лиману. Більший обмін особинами виду відбувається між поселенням Обитічної затоки та о. Підкова (5,76 %), о. Довгий (1,92 %), узбережними селищами поблизу Молочного лиману (1,92 %). Невелика кількість (7,69 %) розповсюджується в межах Запорізької області уздовж русел малих річок і селищних сміттєвих звалищ. Частина мартинів з поселення Обитічної затоки у післягніздовий та осінньо-зимовий періоди концентруються у північно-східних (5,76 %) та південно-західних областях (13,46 %).

Наведені данні вказують на те, що значна частина північноазовських жовтоногих мартинів, особливо у зимовий сезон, скупчується не на узбережних ділянках водойм, а тяжіють до осередків легко досяжних кормів, антропогенних ландшафтів, міських та сільських звалищ. Сільськогосподарські угіддя та оброблені поля активно використовуються жовтоногими мартинами навесні та восени. Для підтримання високої чисельності жовтоногого мартина та зимуючих угруповань у цілому, важливого значення в регіоні набули агроландшафти, міські та селищні звалища.

Zoocenosis — 2013
Біорізноманіття та роль тварин в екосистемах: Матеріали VІІ Міжнародної наукової конфе ренції. – Дніпропетровськ: Адверта, 2013. – С. 213-216.

УДК 599.6/.73:591.52

А. В. Домнич
Запорожский национальный университет, Запорожье, Украина

A. V. Domnich
Zaporizhzhya State University, Zaporizhzhya, Ukraine

Цель работы – выяснение роли твердых экскрементов копытных (они же вторичные метаболиты) в почвообразовательном процессе за 2009–2011 гг. на территории Азово-Сивашского национального природного парка (АСНПП), расположенного на территории Федотовой косы. Материал косы составляет в основном кварцевый песок, местами в составе наносов имеется галька, а к оконечности становится все больше ракушки. На конце косы она преобладает над песком, а на западной стороне косы можно встретить большие полосы чистой ракушки, в которой преобладает кардиум (Зенкович, 1958). Одной из задач было выяснение, в каком количестве привносят копытные органогены в почву, что вероятно, позволяет фитоценозу быстро восстанавливаться при чрезвычайно высокой плотности копытных (Домнич, 2012). Изучалось влияние экскрементов двух основных по численности видов копытных: олень благородный (Cervus elaphus L., 1758) и лань европейская (C. dama L., 1758). Для этого, кучи экскретов каждого вида копытного выложили в степной и луговой парцеллах (по 90 штук в каждую). Пробы почв отбирали непосредственно под экскрециями каждые 6 месяцев. Отбор проводили послойно, начиная с подстилки и далее с шагом в 5 см, до глубины в 20 см. По аналогичной схеме проводили отбор контрольных проб почвы. Все заборы проб – в трехкратной повторности. Подготовку проб (n = 492), доведение до воздушно-сухого веса и измельчение осуществляли в лаборатории биоресурсов ЗНУ. Измельчение проводили путем просеивания сквозь сито с ячеей 0,5 мм. Химический анализ азота (Аринушкина, 1970), проводили в Днепропетровском национальном университете им. Олеся Гончара, в комплексной лаборатории химии почв и воды. Всего выполнено 492 анализа почв.

Численность оленя на период исследований колебалась в пределах 908–1320 ос., плотность 139,7–203,1 ос./1000 га, лани – 1800–2450 ос., плотность 276,9–376,9 ос./1000 га.

Спустя полгода после выкладывания экскрементов по парцеллам (весной 2009 г.) концентрация азота под экскрементами оленя в степи составила 6,22 ± 0,02 (6,09–6,34), на лугу – 5,55 ± 0,04 (5,37–5,78) мг-экв/100 г почвы, с разницей между парцеллами в 10,7 %. Под экскрементами лани в степи его количество составляло 6,22 ± 0,02 (6,60–6,81), а на лугу – 5,86 ± 0,05 (5,71–6,30) мг-экв/100 г почвы, разница между парцеллами составила 12,0 %. Контрольные пробы показали следующее содержание азота: степь – 1,44 ± 0,07 (1,20–2,50), луг – 1,48 ± 0,05 (1,24–1,85) мг-экв/100 г почвы. Концентрация азота под влиянием экскре­ментов оленя, сравненительно с контролем, возросла за 6 месяцев в степи на 76,8 %, на лугу – на 73,3 %. Под влиянием лани в степи рост составил 38,6 %, на лугу – 48,1 %.

Осенью 2009 г., спустя 12 месяцев, концентрация азота в почве под влиянием оленя в степи составила 8,62 ± 0,13 (9,89–7,80), на лугу – 8,68 ± 0,17 (9,98–7,15) мг-экв/100 г почвы. Под экскрементами лани в степи – 8,85 ± 0,09 (9,45–8,10), на лугу – 8,74 ± 0,10 (9,67–8,10) мг-экв/100 г почвы. Сравнительно с предыдущим сезоном, количество азота под влиянием экскреций оленя возросло на 27,8 % в степи и на 36,0 % – на лугу. Экскременты лани увеличили концентрацию азота на 29,7 % в степи и на 32,9 % на лугу. Контроль показал концентрацию азота в степи 4,06 (4,0–4,11) мг-экв/100 г, что на 64,5 % больше чем весной. На лугу эта цифра составила 3,64 (3,30–3,90) мг-экв/100 г, что на 59,3 % превосходит весну. Предпологаем, что в первый год экскременты копытных весьма позитивно влияют на почву, в часности повышают концентрацию азота, который является одним из факторов интенсификации роста травянистой растительности. При их отсутствии общий запас не так значителен для данного типа почв.

В целом за 2009 г. общий запас азота увеличился к осени почти в два раза. Количество азота в почве под влиянием экскрементов увеличилось на 27,8–36,0 % под влиянием оленя и лани. Контрольные пробы почв также увеличили содержание азота по сравнению с весной на 59,3–64,5 %. Относительно весны, концентрация азота осенью выросла под экскрементами оленя в степи на 27,8 %, на лугу – на 36,0 %. Под влиянием эксрементов лани в степи количество азота возросло на 29,7 %, на лугу – на 32,9 % по сравнению с весной.

Весной 2010 г., под влиянием экскреций оленя в степи количество азота составляло 14,94 ± 0,05 (14,50–14,90), а на лугу – 14,11 ± 0,23 (12,89–14,11) мг-экв/100 г. Под экскре­ментами лани количество почвенного азота в степи равнялось 14,6 ± 0,13 (13,50–14,59), а на лугу – 15,71 ± 0,24 (13,70–15,71) мг-экв/100 г почвы. В степи запас азота в контроле составил 6,71 ± 0,02 (6,61–6,71), а на лугу – 5,72 ± 0,04 (5,46–5,72) мг-экв/100 г почвы, с разницей между парцеллами 14,7 %. Сравнивая контроль с экспериментальными площадками, видим что содержание азота под экскрециами оленя увеличилось на 55,0 % в степи и на 59,4 % на лугу, тогда как под влиянием лани – на 54,0 и 63,6 %, соответственно.

Спустя два года от начала эксперимента (осенью 2010 г.) количество азота в почве продолжало изменяться. Под влиянием экскрементов оленя в степи его количество равнялось 25,21 ± 0,29 (23,65–27,11), и уступало лугу на 25,0 %, где его концентрация составила 33,73 ± 0,54 (28,55–36,11) мг-экв/100 г почвы. Экскременты лани в степи изменили содержание азота в почве до 18,19 (16,41–19,91), что на 30,0 % уступало луговой парцелле, где концентрация равнялась 25,83 ± 1,05 (19,31–31,40) мг-экв/100 г почвы. Контрольные пробы в степи показали содержание азота 8,60 ± 0,04 (8,46–8,92), на лугу – 7,41 ± 0,08 (7,10–7,87) мг-экв/100 г почвы, разница контрольных парцелл оставила 13,8 %.

Обобщая изменения концентрации почвенного азота в весенне-осенний период 2010 г. отмечаем, что его запас на экспериментальных площадках увеличился в пределах 52,7–71,3 % сравнительно контролем. Контрольные показатели осенью также увеличились на 21,9 % в степи и 22,8 % на лугу. Осенью проявились четкие различия концентрации азота между парцеллами и видами экскрементов. Общая картина показывает явное и значительное увеличение запасов азота в почве к осени более чем в два раза по сравнению с весной, что связано, по нашему мнению, с отмиранием большого количества фитомассы и началом влажного сезона. Это приводит к интенсивному вымыванию азота из опавших растений и экскрементов в почву.

Весна 2011 г. показала следующие изменения количество азота в почве. Влияние экскрементов оленя в степи изменило его содержание до 12,57 ± 0,36 (11,80–15,31), на лугу – 12,40 ± 0,38 (11,58–15,28) мг-экв/100 г почвы. Луг уступает степи всего на 0,17 мг-экв/100 г. Под влиянием экскрементов лани в степи количество азота составило 12,47 ± 0,38 (14,86–11,74), а на лугу – 12,22 ± 1,34 (11,36–14,81) мг-экв/100 г почвы. Разница между парцеллами составила всего 2,0 %. Спустя 2,5 года после начала эксперимента разница по содержанию азота под экскрементами различных копытных практически не заметна. Контрольные пробы содержали 5,97 ± 0,06 (5,71–6,31) азота в степи при и 5,66 ± 0,03 (5,50–5,86) мг-экв/100 г почвы на лугу. Разница контролей луговой и степной парцелл составила 5,2 % или 0,31 мг. Контрольные пробы показывают, что под влиянием экскрементов оленя запас азота увеличился на 54,9 % в степи и на 54,3 % на лугу. Под влиянием лани эти показатели составили 51,8 и 53,7 %, соответственно. Различие по количеству привнесенного азота экскрементами оленя и лани, по нашему мнению, не существенны. Весной 2011 г., спустя 2,5 года после начала эксперимента, впервые зафиксировано понижение концентрации азота под экскрементами сравнительно с предыдущим сезонном. В степи под влиянием экскретов оленя снижение количества азота составило 50,1, на лугу – 63,2 %. Под влиянием экскрементов лани в степи спад концентрации азота относительно предыдущего сезона составил 31,8, на лугу – 52,7 %. Эти показатели весьма значительны и свидетельствуют, по нашему мнению, о частичном прекращении влияния твердых экскрементов на почву, в связи с полной или частичной их деструкцией.

Осенью 2011 г. концентрация азота под влиянием экскреций оленя в степи составила 8,87 ± 0,01 (8,76–8,97), а на лугу – 7,25 ± 0,04 (7,00–7,48) мг-экв/100 г почвы, с разницей 1,2 % между парцеллами. Под экскрементами лани, количество почвенного азота в степи составило 9,27 ± 0,01 (9,21–9,38), тогда как на лугу достигло 7,05 ± 0,01 (7,02–7,10) мг-экв/100 г почвы, разница между парцеллами составила 24,0 %. Контрольные пробы почвы имели следующие показатели: степь – 8,15 ± 0,03 (8,10–8,19), луг – 5,04 ± 0,03 (5,00–5,08) мг-экв/100 г почвы. Разница парцелл контрольных площадок составила 38,1 %. В этом сезоне различие между контролем и экспериментом не значительно. В степи концентрация азота превышает контрольные показатели всего на 8,1 % под экскрементами оленя и на 12,0 % под экскрементами лани. На лугу это различие составило 30,4 % под оленем и 28,5 % под ланью.

В 2011 году отмечаем, что весной на экспериментальных площадках зафиксирован запас азота, превосходящий осенний. Весенний период, по нашему мнению, превосходит осенний по следующим причинам: отсутствие чрезвычайно высокой солнечной активности и высоких температур воздуха, а впоследствии и почв, нормальные уровень увлажнения и количество осадков, влажность воздуха. Осенний период 2011 г. отличается уменьшением запаса азота по отношению к весне на экспериментальных площадках. Контрольные пробы показали возрастание запасов азота в почве осенью. Четко выраженное увеличение его произошло в степи, на лугу это не столь заметно.

Анализируя динамику азота в почве АСНПП за трехлетний период (2009–2011 гг.) отметим, что на экспериментальных площадках запас почвенного азота имел параболическую динамику. Парабола (концентрация азота) брала свое начало весной 2009 г. и нарастала до осени 2010 г., после чего шла на понижение до осени 2011 г. Общая динамика изменения запасов почвенного азота, показала постепенное его увеличение под экскрементами копытных в течении первых двух лет после выкладывания экскрементов. По прошествии двух лет и более, его запас начал резко уменьшаться (более чем на 50 % от максимально зафиксированного в первые два года) и к концу эксперимента практически (хотя и не везде) сравнялся с контрольными данными. Контрольные пробы почвы, также имели некие подвижки в концентрации в сторону возрастания, хотя эти изменения не идут в сравнение с экспериментальными площадками.

Непараметрический статистический анализ по формуле Колмогорова-Смирнова показал нормальность распределения выборки посезонно (весна – осень), z = –2,36 при p = 0,018 и по парцеллам (степь – луг), z = 2,4, при p = 0,001. Достоверность не была обнаружена при анализе данных, группируя их по видам (олень – лань), z = 1 при р = 0,25.

Zoocenosis — 2013
Біорізноманіття та роль тварин в екосистемах: Матеріали VІІ Міжнародної наукової конфе ренції. – Дніпропетровськ: Адверта, 2013. – С. 210-213.