Антропогенные изменения ландшафтов юго-востока Беларуси в конце XX в. и их экологическая оценка

АНТРОПОГЕННЫЕ ИЗМЕНЕНИЯ ЛАНДШАФТОВ ЮГО-ВОСТОКА БЕЛАРУСИ В КОНЦЕ XX ВЕКА И ИХ ЭКОЛОГИЧЕСКАЯ ОЦЕНКА

Практически все ландшафты на территории Беларуси в течение истории своего развития испытали в той или иной степени воздействие со стороны человека. Даже наименее нарушенные современной хозяйственной деятельностью человека леса Беларуси представляют собой сложный природно-антропогенный комплекс. Антропогенное воздействие на ландшафты Беларуси началось 3−5 тысяч лет назад, а наибольших масштабов достигло в 20 веке. Современные лесные ландшафты формировались в результате сложного сочетания рубок разных типов и интенсивности, лесоразведения, низовых и верховых пожаров, земледельческого использования, изменений гидрогеологического режима при осушительной мелиорации и т. д. Изменение структуры и интенсивности землепользования обуславливают закономерные смены антропогенных модификаций геосистем, которые носят как дигрессивный, так и восстановительный характер. Важной задачей является оценка изменений степени антропогенной трансформации ландшафтов во времени.

Для изучения антропогенных изменений ландшафтов юго-востока Беларуси нами был выбран модельный район — город Гомель и прилегающие к нему территории (общая площадь 484 км2). На основе анализа картографического материала и космофотоснимков выполнено изучение изменений, произошедших в течение 30 лет. Для оценки антропогенных изменений в ландшафтах модельного района использовались известные индексы: Кг — геоэкологический коэффициент [1], Кап — коэффициент антропогенной преобразованности [2], Кс — коэффициент экологической стабильности [3], М — индекс хемеробности [4].

Коэффициент антропогенной преобразованности (Кап) вычислялся по формуле Кап=? (ri*pi*q)/100.

где ri — ранг антропогенной преобразованности ландшафта i-ым видов природопользования; pi — площадь территории с данным рангом преобразованности (% от всей территории); q — индекс глубины преобразованности ландшафта [2].

Исходя из значений Кап выделяют 5 степеней изменности ландшафтов: очень слабоизмененные (Кап=2,00−3,80); слабоизмененные (3,81−5,30); среднеизмененные (5,31−6,50); сильноизмененные (6,51−7,50); очень сильноизмененные (более 7,51).

Геоэкологический коэффициент рассчитывался по формуле:

антропогенный ландшафт трансформация сукцессионный Кг=Ср/Сд где Ср — % площади ненарушенных (коренных) геосистем на той или иной территории, в ландшафтном районе, ландшафте; Сд — % предельно допустимой площади ненарушенных (коренных) геосистем [1]. На основе имеющихся экспертных оценок [5,6] предельно допустимая площадь естественных геосистем (Сд) в зоне широколиственных лесов составляет 30%. По значениям Кг оценивается состояние ландшафта в следующих градациях: удовлетворительное — более 1,5; напряженное — 1,1−1,5; критическое — 0,9−1,1; кризисное — 0,5−0,9; катастрофическое — менее 0,50 [1].

Коэффициент экологической стабильности рассчитывался по формуле.

Кс=?si*ki*g.

где si — удельная площадь вида землепользования; ki — экологическая значимость этого вида землепользования (частный коэффициент стабильности); g — коэффициент геолого-геоморфологической устойчивости рельефа [3]. Стабильность ландшафта оценивают по следующей шкале: Кс менее 0,33 — очень низкая; Кс=0,34−50 — низкая; Кс=0,51−0,66 — средняя; Кс=0,67−1 — высокая. В случае отрицательного значения Кс данный ландшафт рассматривается как источник нестабильности более крупных территорий.

Степень хемеробности — это интегральная мера воздействия всех антропогенных факторов на экосистемы. Индекс хемеробности оценивает степень антропогенной трансформации ландшафта, отражает антропогенное воздействие, как на растительность, так и на ландшафт в целом и может рассчитываться по формуле: М=100*?(Sh/m)*h, где Sh — удельная площадь ареала со степенью хемеробности h; m — число степеней хемеробности; h — степень хемеробности [4].

Природной подсистемой антропогенных модификаций геосистем модельного района выступают ландшафты, представленные 4 видами: аллювиальные террасированные ландшафты, с поверхностным залеганием аллювиальных песков, плосковолнистые, с сосновыми кустарничково-зеленомошными и лишайниково-кустарничковыми лесами на дерново-слабоподзолистых почвах, дубравами грабово-снытево-кисличными на дерново-подзолисто-глееватых почвах; аллювиальные террасированные ландшафты, с прерывистым покровом водно-ледниковых супесей, плосковолнистые, с широколиственно-сосновыми орляково-зеленомошно-кисличными лесами на дерново-подзолисто-глееватых почвах, широколиственно-черноольховыми крапивными лесами на дерново-перегнойно-глеевых почвах; моренно-зандровые ландшафты, с покровом лессовидных суглинков, волнисто-увалистые с дубравами снытево-кисличными на дерново-палево-подзолистых слабооподзоленных почвах; пойменные плоскогривистые ландшафты с лугами, болотами, дубовыми и черноольховыми лесами. Ландшафтная структура модельной территории имеет вид: аллювиальные террасированные с поверхностным залеганием аллювиальных песков — 12,6%; аллювиальные террасированные с прерывистым покровом водно-ледниковых супесей — 20,6%; моренно-зандровые — 49,4%; пойменные — 17,4%.

Из табл. 1 видно, что за 30 лет степень антропогенной трансформации, как видов ландшафтов, так и всего модельного района возросла. В тоже время наблюдается дифференциация глубины антропогенных изменений в зависимости от вида ландшафта. Так, по коэффициенту Кап наиболее существенные изменения произошли в аллювиальном террасированном с поверхностным залеганием песков и моренно-зандровом ландшафтах. Антропогенная трансформация пойменного ландшафта возросла в меньшей степени. По коэффициенту Кс наблюдается снижение экологической стабильности всех видов ландшафтов и модельного района в целом. К началу XXI века моренно-зандровый ландшафт в целом стал источником экологической нестабильности всей территории (Кс<0). В наименьшей степени изменилась экологическая стабильность пойменного ландшафта. Максимальные изменения индекса хемеробности наблюдаются для моренно-зандрового ландшафта (М увеличился в 1,3 раза); в других видах ландшафтов изменения этого показателя незначительные. По Кг состояние территории модельного района в целом оценивается как кризисное, а моренно-зандрового и пойменного ландшафтов — как катастрофическое. Таким образом, по всем рассматриваемым показателям моренно-зандровый ландшафт характеризуется наибольшей степенью трансформации, которая непрерывно возрастает.

Одном из важных последствий антропогенной трансформации ландшафтов является изменение протекающих в них сукцессионных процессов. Способность природных систем достигать климакса в ходе сукцессий рассматривается как единственный надежный признак (индикатор) естественного экологического равновесия территории [5,6].

Нами был проведен корреляционный анализ показателей сукцессий растительности и показателей нарушенности ландшафтов, в которых данные сукцессии протекают. Материалом являлись геоботанические описания различных стадий сукцессий (от пионерных до климаксовых) в природных, природно-антропогенных и техногенных геосистемах (широколиственные, широколиственно-сосновые, сосновые, мелколиственные леса, вырубки, строительные площадки, пустыри, залежи).

Для каждого описания был установлен сукцессионный статус — время от начала сукцессии (либо непосредственно повторными наблюдениями на постоянных пробных площадках, либо с помощью деревьев-хроноиндикаторов). В качестве показателей сукцессии рассматривались: видовое богатство (число видов на 100 м2); численность естественного возобновления древесных видов (шт./га); доля терофитов в спектре жизненных форм (% от всех видов), которая характеризует удаленность от климаксовой стадии, где участие терофитов минимально; доля фанерофитов в спектре жизненных форм (% от всех видов); характеризующая близость к климаксовой стадии, на которой фанерофиты преобладают; время появления деревьев (год с начала сукцессии), которое характеризует скорость формирования раннесукцессионного леса; представленность лесных видов (% от общего числа видов) — характеризует близость к климаксовой стадии, на которой достигается максимальный вклад лесных видов в состав флоры; синантропизация — доля синантропных видов (% от общего числа видов) — характеризует нарушенность растительности; адвентизация — доля адвентивных видов от общего числа видов флоры (% от числа всех видов) — характеризует степень открытости экосистемы для вторжения чужеродных видов. Для каждого участка, на котором изучалась сукцессия, были рассчитаны показатели нарушенности окружающего ландшафта — Кг, Кс, М (определялись в квадрате размером 1 км², центр которого — пробная площадка или группа близкорасположенных пробных площадок).

Для оценки связи рассчитывались коэффициенты ранговой корреляции Спирмена и Кенделла (с помощью пакета программ STATISTICA 5.0).

Показатели нарушенности ландшафта имеют тесную корреляционную связь между собой, поскольку, так или иначе, отражают структуру землепользования территории. Так, коэффициент корреляции Кенделла между Кг и М составил -0,95; между Кг и Кс — +0,82.

Значения коэффициентов корреляции между показателями сукцессии и нарушенностью ландшафтов приведены в табл. 2.

Видно, что рост нарушенности (увеличение индекса М и уменьшение Кс и Кг) вызывает задержку сукцессии на нелесных стадиях (увеличивается время появления деревьев), снижение видового богатства, численности естественного возобновления древесных видов. На всех стадиях сукцессии в составе растительности возрастает доля терофитов, синантропных и адвентивных видов. Инвазии адвентивных видов с одной стороны являются индикатором нарушения нормального хода сукцессионных процессов, а с другой стороны, могут являться причиной этого нарушения.

Таким образом, выполненный анализ позволяет говорить не только об значительных антропогенных изменениях ландшафтов модельного района в последней четверти XX века, но и о серьезном преобразовании сукцессионных процессов, выражающемся в задержке сукцессий и увеличении инвазий синантропных и адвентивных видов на различных стадиях, в том числе лесных, являющихся признаками нарушения экологического равновесия.

Таблица 1 Антропогенные изменения ландшафтов юго-востока Беларуси

* - семидесятые годы ХХ века (1970;1975 гг.); ** начало ХХI века (2000;2005 гг.).

Таблица 2 Корреляционная связь показателей сукцессии растительности с показателями нарушенности ландшафта (указаны только достоверные значения коэффициентов корреляции, р<0,05)

* - коэффициент корреляции Спирмена; ** - коэффициент корреляции Кенделла.

• 1. Аитов, И. С. Геоэкологический анализ для регионального планирования и системной экспертизы территории (на примере Нижневартовского региона): автореф. дис. на соиск. уч. степ. канд. геогр. наук / И. С. Аитов; Ин-т водных и экологических проблем СО РАН. — Барнаул, 2006. — 18 с.
• 2. Шищенко, П. Г. Прикладная физическая география / П. Г. Шищенко. — Киев: Выща школа, 1988. — 192 с.
• 3. Волков, С. Н. Землеустройство в условиях земельной реформы (экономика, экология, право) / С. Н. Волков. — М.: Былина, 1998. — 210 с.
• 4. Steinhard, U. Hemeroby index for landscape monitoring and evaluation / U. Steinhard, F. Herzog, A. Lausch, E. Muller, S. Lehmann // Environmental Induces System Analysis Approach. — Oxford: EOLSS Publ., 1999. — P. 237−254.
• 5. Реймерс, Н. Ф. Особо охраняемые природные территории / Н. Ф. Реймерс, Ф. Р. Штильмарк. — М.: Мысль, 1978. — 295 с.
• 6. Реймерс, Н. Ф. Охрана природы и окружающей человека среды. Словарь-справочник / Н. Ф. Реймерс. — М.: Просвещение, 1992. — 320 с.
• 7. Ландшафты Белоруссии. / Г. И. Марцинкевич [и др.]; под ред. Г. И. Марцинкевич и Н. К. Клицуновой. — Мн.: Университетское, 1989. — 239 с.