Южный НИИ морского рыбного хозяйства и океанографии (г.Керчь)

Посмотреть информационную страницу сборника 

                В конце 80-х – начале 90-х годов Керченское предпроливье Черного моря подверглось сильному антропогенному воздействию, приведшему к заилению дна на значительной части акватории. Основными причинами заиления являлись дампинг грунта (на акватории предпроливья существуют несколько закрытых и действующих свалок грунта), донный траловый промысел (в период с 1986 по 1990 гг. по данным городского архива здесь ежегодно производилось около 10 тыс. донных тралений). Негативное влияние этих факторов на донные сообщества уже неоднократно обсуждалось в литературе [Базелян В.Л. и др. 2001; Болтачев А.Р. 2006; Зайцев Ю.П. и др., 1992; Замбриборщ Ф.С., 1984; Зарабиева Т.С., Агаева В.Р., 2000; Золотарев П.Н., 1994; Мокеева М.П., 1983, 1987; Самышев Э.З. и др. 1981; Солдатова Т.Ю., 1984; Warwick R.M., Pearson T.H., 1987]. Донный траловый промысел запрещен, а дампинг осуществляется до настоящего времени и его воздействие продолжает сказываться на донном сообществе. В заилении участка, прилегающего непосредственно к проливу, определенную роль играет сток из Керченского пролива [Боровская Р.В., 2006, Kon-Kee Liu и др. 2008].

                Материал и методика:

В работе были использованы материалы ЮгНИРО, собранные в 5 экспедициях, проводившихся в мае – июле 1986-90 гг. Бентосные пробы отбирались дночерпателями "Океан", площадью охвата 0,25м², на глубинах от 10 до 100м. В течение всего периода исследований выполнено 340 станций на площади 5,3тыс. км². Сбор материала осуществлялся по общепринятым методикам [Жадин В.И., 1960]. На каждой станции оценивалось количество видов, их численность и биомасса. Таксономическая обработка проб осуществлялась по трех томному определителю фауны Черного и Азовского морей [1968, 1969, 1972].

Биоценозы выделялись по виду, имеющему наибольшую биомассу, при этом учитывалась также его численность [Воробьев В.П., 1949].

Видовая структура сообществ изучалась с помощью индекса полидоминантности Симпсона [по Песенко Ю.А., 1982].

Результаты и обсуждения:

Толщина переосажденных илов на различных участках и глубинах варьировала от 1 до 20 см. Наибольшая толщина слоя переосажденного ила наблюдалась на глубинах 50 – 100 м. Участки с глубинами менее 30 м заиливались фрагментарно, на отдельных участках. Резкое катастрофическое оседание илов, наблюдаемое в районе исследований, вызывает засыпание донной фауны и ее практически полную гибель [Золотарев П.Н., 1994]. Радикальная смена типа преобладающих в районе ракушечных грунтов на чистые илы обусловливает резкую смену состава нативного донного сообщества на пелофильную фауну. Участки, подвергшиеся наиболее сильному заилению, располагались в центральной части акватории, в юго-восточной ее части и на отдельных участках северо-восточной части. Площадь, занимаемая илами, выросла в 11 раз с 0,156 тыс. км² до 1,696 тыс. км². В илы трансформировались в основном участки, расположенные на глубинах глубже 30 м – заиленная ракуша и фазеолиновый ил.

На акватории Керченского предпроливья выделено 6 донных биоценозов: Ascidiella aspersa, Chamelea gallina, Modiolus adriaticus, Mytilus galloprovincialis, Modiolus phaseolinus, Terebellides stroёmi. Эти биоценозы характерны для Черного моря [Арнольди Л.В., 1941; Зенкевич Л.А., 1963; Киселева М.И. 1981; Николаенко Т.В., Повчун А.С., 1983]. Первоначальное положение биоценозов было следующим. Биоценоз A. aspersa располагался на выходе из пролива на заиленной ракуше. Биоценоз C. gallina предпочитал преимущественно песчаные грунты до глубины 25 м. Биоценоз M. adriaticus лежал в основном на ракушевых грунтах до глубины 36 м. Биоценоз M. galloprovincialis находился в диапазоне 26 – 48 м. преимущественно на заиленной ракуше. Глубже, на фазеолиновом иле лежал биоценоз M. phaseolinus. Биоценоз T. stroёmi находился на илах, на глубинах более 40м.

После заиления площадь, занимаемая всеми биоценозами, за исключением биоценоза T. stroёmi, сократилась в 1,8 раза с 4,399 тыс. км² до 2,491 тыс. км². Площадь биоценоза последнего наоборот возросла в 6 раз, увеличиваясь в среднем на 43% в год, с 0,265тыс. км² до 1,537тыс. км². Этот биоценоз развивался на заиленных грунтах, поэтому его можно рассматривать совместно с разрушенными биоценозами.

Во всех биоценозах сильно сократилась численность зообентоса (табл.). Минимальные потери численности наблюдались в биоценозе A. aspersa. Здесь она уменьшилась всего на 6,4%. Максимальные потери наблюдались в биоценозе M. phaseolinus, где она осталось не более 5% от первоначальной численности зообентоса. В среднем численность зообентоса в биоценозах после заиления снижается на 59%.

Таблица.

Разница между численностью и биомассой доминантных и недоминантных видов в донных биоценозах Керченского предпроливья Черного моря до и после заиления.

Также во всех без исключения биоценозах наблюдалось снижение биомассы зообентоса. Менее всего биомасса уменьшилась в биоценозе A. aspersa, где она снизилась на 58%. Наиболее сильное уменьшение биомассы зообентоса наблюдалось в биоценозе M. galloprovincialis, где она уменьшилась на 98%. В среднем биомасса зообентоса после заиления биоценозов уменьшается на 82%.

Обращает на себя внимание тот факт, что у большинства биоценозов наблюдаются близкие в процентном отношении снижение после заиления численности и биомассы зообентоса. Так в биоценозах C. gallina, M. galloprovincialis и M. phaseolinus численность после заиления снижается в среднем на 85 – 92%, а биомасса на 93 – 97%. Несколько отличаются от этих биоценозов поведение биоценозов A. aspersa и M. adriaticus. Они также сильно потеряли в биомассе зообентоса, которая уменьшилась на 58 – 68%. Меньше пострадала численность, входящих в них видов, после заиления снизилась на 6 – 26%. Таким образом, при заилении биоценозов более всего страдает их биомасса. С некоторыми оговорками на второе место можно поставить численность биоценозов.

В уменьшении численности и биомассы биоценозов огромную роль играет снижение численности и биомассы доминантных видов. В биоценозе A. aspersa доминантный вид практически полностью исчез. Но произошедшие при этом потери в численности были частично компенсированы в результате увеличения численности некоторых недоминантных видов. Тоже самое произошло и в биомассе этого биоценоза. Но потери в численности доминантного вида были в большей степени компенсированы за счет недоминантных видов, чем потери в его биомассе.

В биоценозе C. gallina потери численности и биомассы произошли как за счет доминантных, так и за счет недоминантных видов. Но доля доминантных видов в потере численности и биомассы зообентоса была больше и соответственно равнялась 63%, а в потере биомассы 83%.

В биоценозе M. adriaticus потери численности проходили за счет сокращения численности доминантного вида, но они были частично компенсированы за счет увеличения численности недоминантных видов. Потеря биомассы происходила за счет доминанта и недоминантных видов. При этом на долю доминантного вида приходилось 79% от общей потери биомассы этого биоценоза.

В биоценозе M. galloprovincialis снижение, как численности, так и биомассы после заиления происходила за счет снижения численности доминантного и недоминантного видов. При этом недоминантные виды играли большую роль в снижении численности биоценоза. На их долю приходилось 59% всей потери численности. Но на мидию приходилось 86% всей потери биомассы этого биоценоза после его заиления.

В биоценозе M. phaseolinus потери численности, прежде всего, связаны с резким сокращением численности доминантного вида. Компенсация общей потери численности этого биоценоза за счет увеличения численности недоминантных видов была очень незначительной. После заиления биомасса недоминантных видов мало изменилась. Практически все потери биомассы этого биоценоза связаны с потерей биомассы доминантного вида.

Таким образом, потери в численности и биомассе биоценозов произошли главным образом за счет уничтожения доминантных видов. Если в ряде биоценозов потери численности доминантного вида частично компенсировались за счет увеличения численности не доминантных видов, то в биомассе такая компенсация наблюдалась только в биоценозе A. aspersa.

В результате этих преобразований, разрушенные сообщества оказались более выровненные по видовому составу, чем исходные биоценозы. Об этом говорит повышение после заиления индекса полидоминантности Симпсона (рис.).

Рис 1. Значение индекса полидоминантности Симсона донных биоценозов Керченского предпроливья Черного моря до и после заиления.

Меньше всего заиление повлияло на выровненность видов в биоценозе A. aspersa. Здесь значения индекса полидоминантности Симпсона остались практически на том же уровне, что и в исходном биоценозе. В биоценозе C. gallina его значения выросли с 2,9 до 9,7. Доминанты второго порядка Pitar rudis, Spisula subtruncata образовали собственные сообщества. В биоценозе M. adriaticus он увеличился с 5,3 до 7,1. Стали доминировать P. rudis, а на отдельных участках M. galloprovincialis и S. subtruncata. В биоценозе M. galloprovincialis он вырос с 6,0 до 12,9. Доминантами стали P. rudis, S. subtruncata, а в отдельных случаях Polititapes aurea и T. stroёmi. Биоценоз M. phaseolinus по своей структуре был очень близок к моноценозу. Значение индекса полидоминантности Симпсона равнялось 1,1. После заиление сильно повысилась роль полихеты T. stroёmi и значение индекса полидоминантности выросло до 2,3.

Заключение:

В результате заиления площадь, занимаемая всеми биоценозами, за исключением биоценоза T. stroёmi, сократилась в 1,8 раза. Полностью исчез биоценоз A. aspersa. Его исчезновение объясняется также стоком из Керченского пролива. Произошла сукцессия биоценоза M. phaseolinus и частично биоценоза M. galloprovincialis в биоценоз T. stroёmi. На месте разрушенных биоценозов сформировались сообщества P. rudis и S. subtruncata. Сообщество P. aurea является временным и быстро переходит в сообщество P. rudis. В заиленных биоценозах наблюдалось сокращение видового богатства, численности и биомассы зообентоса. Главную роль в уменьшении численности и биомассы биоценозов играло уменьшение численности и биомассы доминантных видов. Только при разрушении биоценоза M. galloprovincialis потеря в численности недоминантных видов превысила сокращение численности доминанта. Видовой состав разрушенных участков по отношению к исходным биоценозам стал более выровненным. Конечным результатом трансформации биоценозов стало формирование сообществ P. rudis и S. subtruncata и увеличение площади биоценоза T. stroёmi.

Список литературы:

1. Арнольди Л.В. Материалы по количественному изучению зообентоса в Черном море. // Тр. Зоологического института., Т.7., Вып.2., М.-Л., Изд. АН СССР, 1941. С.94-113.
2. Базелян В.Л., Касилов Ю.И., Коломийченко Г.Ю. Общая характеристика влияния дампинга на гидробионты. / Сб. Екологiчнi проблеми Чорного моря., Одесса, ОЦНТЕI, 2001, С.23-28.
3. Болтачев А.Р. Состояние тралового промысла и последствия его воздействия на донные биоценозы Черноморского шельфа Крыма. / Подводные технологии и мир океана., №3, 2006, С.22-31.
4. Боровская Р. В. Результаты океанографических и рыбохозяйственных исследований Черного и Азовского морей на базе спутниковой информации. / Диссертация на соискание ученой степени канд. геогр. наук. – Керчь, 2006. 225C.
5. Воробьев В.П. Бентос Азовского моря. / Тр. АзЧерНИРО, Вып.13, Крымиздат, 1949, 193С.
6. Жадин В.И. Методы гидробиологических исследований. М.: Высшая школа, 1960, 191С.
7. Зайцев Ю.П., Фесюнов О.Е., Синегуб И.А. Влияние донного тралового промысла на экосистему черноморского шельфа. / Доклады АН Украины, N 3, 1992, С.156-158.
8. Замбриборщ Ф.С. Последствия концентрированного свала рыхлых грунтов в море на донные биоценозы. / Дноуглубительные работы и проблемы охраны рыбных запасов и окружающей среды рыбохозяйственных водоемов, Астрахань, 1984, С.49-51.
9. Зарабиева Т.С., Агаева В.Р. Влияние дноуглубительных работ и дампинга на экосистему Южного Каспия. / Сб. Морские гидробиологические исследования., М.: ВНИРО, 2000, С.145-146.
10. Зенкевич Л.А. Биология морей СССР. - М.: АН СССР, 1963. 739С.
11. Золотарев П.Н. Структура биоценозов бентали северо-западной части Черного моря и ее трансформация под воздействием антропогенных факторов. / Автореферат диссертации на соискание ученой степени кандидата биологических наук., Севастополь, 1994, 19С.
12. Киселева М.И. Бентос рыхлых грунтов Черного моря. – Киев: Наукова думка., 1981. 165С.
13. Мокеева М.П. Влияние сбросов различных отходов в морскую среду на гидробионтов. / Тр. ГОИН, Вып. 167, 1983, С.23-33.
14. Мокеева М.П. Некоторые итоги результатов влияния сбросов грунта на биоту в южных морях СССР. / Материалы III съезда советских океанологов. Тезисы докладов. Сер. Биология океана, Ч. II, Л., 1987, С.154-155.
15. Николаенко Т.В., Повчун А.С. Бентос Керченского предпроливья. // Экология моря., Вып.44, 1993. С.46-50.
16. Определитель фауны Черного и Азовского морей - Киев.: Наукова думка. – 1968. – Т.1. 437с; 1969. – Т.2. 536с; 1972. – Т.3. 340с.
17. Песенко Ю.А. Принципы и методы количественного анализа в фаунистических исследованиях. М.: Наука, 1982, 287С.
18. Самышев Э.З., Рубинштейн И.Г., Золотарев П.Н., Литвиненко Н.М. Об отрицательном воздействии донного тралового промысла на биоценозы Черного моря или к вопросу о совершенствовании способа лова шпрота. / Материалы семинара ихтиологов Азово-Черноморского бассейна., Одесса, 1981, С.42-43.
19. Солдатова Т.Ю. Влияние отвала грунта на донную фауну прибрежной зоны Крыма. / Дноуглубительные работы и проблемы охраны рыбных запасов и окружающей среды рыбохозяйственных водоемов., Астрахань, 1984, С.117-118.
20. Kon-Kee Liu at al. Fluxes of Nutrients and Selected Organic Pollutants Carried by Rivers // Watersheds, Bays, and Bounded Seas: The Science and Management of Semi-Enclosed Marine Systems. – Washington Covelo. – London: Islandpress, 2008. P.141-167.
21. Warwick R.M., Pearson T.H., Ruswahyuni Detection of pollution effects on marine macrobenthos: further evaluation of the species abundance/biomass method. Marine Biology, 95, 1987, P.193-200.