Участие мелких млекопитающих в биогенных циклах химических элементов

В настоящее время роль животных в биогенных циклах химических элементов изучена недостаточно. Это в полной мере относится к такому важному звену наземных экосистем, как популяции млекопитающих, влияние которых на биогенный круговорот химических элементов сложно и многогранно. Можно говорить о следующих аспектах геохимической экологии позвоночных:

  • • миграция химических элементов в результате трофической деятельности животных (биогенная миграция), осуществляемая за счет преодоления биологических и экологических барьеров (своеобразие пищевых рационов животных различных трофических уровней этих видов, усвоение элементов в ЖКТ, их накопление и выведение из организма и т.д.);
  • литогенная миграция, выраженная через интенсификацию биогенного обмена химических элементов в результате жизнедеятельности животных (увлажнение почвы, роющая деятельность, гнездостроитель- ство и т.д.), способствующая стимуляции или угнетению фитоценозов и тем самым влияющая на включение химических элементов в биогенные циклы. Отметим сразу, что роль литогенной миграции в общем биогенном обмене не поддается адекватной количественной оценке.

Мелкие млекопитающие в силу их интенсивного метаболизма потребляют большое количество пищи. Потоки химических элементов через популяции этих животных являются основной формой их участия в круговороте веществ. Она реализуется через накопление химических элементов в биомассе зверьков («животный опад»), а также благодаря транзиту элементов в составе корма через их ЖКТ. Химическое загрязнение среды не только увеличивает содержание токсических элементов в природных объектах, но и, в силу антропогенной трансформации природных биогеоценозов и изменения качества местообитаний, влияет на интенсивность и состав биогенных циклов. В результате изменяется исходное фоновое распределение химических элементов, отражающее деформацию биогенных потоков, контролируемых животными.

В качестве примера рассмотрим участие населения рыжей полевки в формировании транзитных потоков химических элементов в условиях подзоны южной тайги.

В окрестностях мощного источника выбросов тяжелых металлов на Среднем Урале были выделены различные по степени химического загрязнения зоны: импактная, буферная (3—5 км) и фоновая для регионального уровня (свыше 20 км). Для оценки транзитных потоков некоторых элементов (Zn, Си, Pb, Cd) через популяции рыжих полевок были определены их концентрации в содержимом ЖКТ и объем (в пересчете на сухой вес) суточного потребления корма.

Кроме отмеченного увеличения концентраций металлов в рационах, химическая деградация природной среды ведет к снижению численности животных. В естественных условиях подзоны южной тайги обилие некоторых видов мелких млекопитающих может изменяться в десятки раз, соответственно влияя на интенсивность контролируемого ими биогенного обмена химических элементов.

За годы наблюдений средние оценки обилия полевок показали, что в зависимости от фазы динамики численности этот показатель может изменяться на фоновой территории более чем в 5 раз, а на загрязненных участках лишь в 2,2 раза. Ограниченное колебание численности зверьков на химически деградированном участке неизбежно отражается на вариабельности общего потока элементов через популяции мелких млекопитающих. Если на фоновой территории, например, поток цинка через ЖКТ полевок может изменяться с 7,54 мг/га за сутки в период пика численности до 1,44 мг/га при депрессии, то на импакт- ных участках поток этого элемента в соответствующие годы изменяется лишь с 5,55 до 2,49 мг/га.

В градиенте загрязнения интегральный поток химических элементов через ЖКТ животных, с одной стороны, определяется возрастающей концентрацией поллютантов в объектах внешней среды, с другой — динамикой численности зверьков. Например, увеличение концентрации меди в рационе зверьков на импактном участке почти в 15 раз по сравнению с фоновым при депрессии сопровождается лишь 8-кратным увеличением потока этого элемента на тех же участках. Аналогичное ограничение их транзита через ЖКТ животных по сравнению с возрастающей концентрацией металлов в рационе имеет место и для других элементов.

Таким образом, вызванная химическим загрязнением среды деформация биогенных потоков, контролируемых мелкими млекопитающими, обусловлена не только повышенным поступлением металлов с пищевыми рационами, но и деградацией среды, что ведет к существенному снижению численности населения, вызванному ухудшением качества местообитаний для данного вида.

Если транзитные потоки химических элементов через ЖКТ живот- ных-фитофагов рассматривать в качестве одного из факторов стабильности наземных биогеоценозов, то возрастание этих потоков при химическом загрязнении природных систем выступает как фактор, их дестабилизирующий. При таком подходе роль популяций мелких млекопитающих сводится к ограничению включения в биогенные циклы избыточных количеств химических элементов, часто выступающих в качестве токсикантов. Подобная барьерная функция таких популяций фитофагов при токсическом загрязнении среды защищает животных высших трофических уровней.

Вторым фактором участия мелких млекопитающих в биогенных циклах является накопление химических элементов в организмах животных и последующая минерализация «животного опада». Уровни металлов, содержащихся в популяциях мелких млекопитающих, так же как транзитный поток через них токсических элементов, зависят от двух факторов: загрязненности участков и годовой динамики численности животных. Сочетанное влияние этих факторов выражается в том, что количество химических элементов, содержащихся в популяциях мелких млекопитающих на фоновом участке, в отдельные годы превышали таковое на загрязненных. В наибольшей степени этим характеризуются годы максимальной численности зверьков. При депрессии это соотношение меняется на обратное. Исключение составляет кадмий, содержание которого в популяциях на импактном участке во все годы превышает таковое на фоновом (Безель и др., 2002).

На рис. 8.15 представлена годовая динамика накопления свинца общим населением мелких млекопитающих, обитающих на различном расстоянии от источника токсических выбросов. Ранее показано, что на наиболее загрязненных участках концентрации этих элементов в организмах животных максимальны (Безель, 2006; Безель и др., 2002).

Содержание свинца в популяциях рыжей полевки в различные годы наблюдений (по

Рис. 8.75. Содержание свинца в популяциях рыжей полевки в различные годы наблюдений (по: Мухачева и др., 2005):

1 — импактная; 2 — 2 км; 3 — 4 км; 4 — 20 км

Несмотря на это, в отдельные годы (1992-й, 1997-й и особенно 1995-й) содержание металлов в общем населении мелких млекопитающих на фоновом участке во много раз превышало таковой на загрязненных. При этом уровень загрязнения природной среды и концентрации этих элементов в организме животных на разных участках в наблюдаемый период имели другую тенденцию и не могли варьировать в столь широких пределах. Это значит, что основной вклад в накопление токсикантов природными популяциями мелких млекопитающих вносит не содержание металлов в организме животных, а их обилие на участках и влияние на него химической деградации среды обитания.

Последнее обстоятельство обусловливает меньший диапазон вариабельности содержания элементов, вовлекаемых в биогеохимические циклы популяциями мелких млекопитающих на загрязненных участках, по сравнению с популяциями, обитающими на фоновых территориях.

На рис. 8.16 в качестве примера приведены среднее за все годы наблюдений содержание свинца в популяциях мелких млекопитающих в зависимости от уровня загрязнения этим металлом почвы.

Содержание свинца в популяциях рыжей полевки в зависимости от загрязнения почв этим металлом (по

Рис. 8.16. Содержание свинца в популяциях рыжей полевки в зависимости от загрязнения почв этим металлом (по: Безель и др., 2002)

В ряде случаев возможна иная ситуация. Вызванное антропогенным влиянием изменение качества естественной среды и отмеченное В. А. Юдкиным с соавторами (1996) в условиях нефтегазового комплекса увеличение видового состава и обилия позвоночных, особенно птиц, может привести к увеличению трансформированной позвоночными энергии и обусловленному этим увеличение интенсивности круговорота вещества в этих системах.

К сожалению, диагностика состояния систем биогеоценотического уровня на сегодняшний день представляется наименее разработанным разделом экологической токсикологии. Это связано, прежде всего, с недостаточной теоретической разработанностью проблем функционирования систем такого ранга. Сложность заключается и в нашей неизбежной антропоцентристской позиции, согласно которой понятие «хорошего» биогеоценоза не всегда соответствует биосферным интересам человека.

Оценочные средства

Вопросы для подготовки студентов к семинарскому занятию

1. Какова роль растений в формировании биогеохимических циклов в биогеоценозах?

  • 2. Охарактеризуйте роль структуры растительных сообществ и обилия видов в вовлечении химических элементов в надземную фитомассу.
  • 3. Какие биологические барьеры ограничивают вынос химических элементов в надземную биомассу растений?
  • 4. Каково участие мелких млекопитающих в биогенных циклах химических элементов?
  • 5. Какие факторы определяют участие живых организмов в биогенных циклах химических элементов?
  • 6. Охарактеризуйте роль популяций мелких млекопитающих в ограничении включения в биогенные циклы избыточных количеств химических элементов.
  • 7. Как связаны биогеохимические циклы химических элементов с обилием мелких млекопитающих, которое может зависеть от химической деградации среды?

Типовые задания для текущего контроля успеваемости

СК-1:

  • 1. Объясните, почему ключевая роль в формировании ответа биогеоценоза на химический стресс принадлежит растительности.
  • 2. В условиях химического загрязнения произошла смена видового состава растений при сохранении видового богатства и общей фитомассы видов. Предположите, изменятся ли в этих биогеоценозах биогеохимические циклы химических элементов. Ответ обоснуйте.
  • 3. Проанализируйте барьерные механизмы организменного и надорга- низменного уровней, ограничивающие избыточное вовлечение химических элементов в биогенные циклы химических элементов в природных экосистемах, подверженных химическому загрязнению.

СК-5:

  • 4. Определите возможные методы, с помощью которых можно доказать, что изменение структуры растительного сообщества ограничивает включение химических элементов в надземную фитомассу.
  • 5. При изучении Си, Со, Mn, Fe (мкг/г) в надземной фитомассе мятлика лугового (Роа pratensis L.) в градиенте загрязнения этими поллютантами были получены следующие результаты: фоновая территория — Си = 2,02, Со = 16,46, Мп = 71,07, Fe = 138,51; буферная зона — Си = 4,58, Со = 19,96, Мп = 47,18, Fe = 302,92; импактная зона — Си = 17,38, Со = 44,28, Мп = 80,99, Fe = 1149,07. Надземная фитомасса (г/м2) данного вида изменялась следующим образом: фоновая территория — 111,62, буферная — 68,73, импактная — 35,29 г/м2. Оцените участие данного вида в выносе обозначенных химических элементов, выраженном в мкг/м2.
  • 6. Используя данные задания 2, вычислите и изобразите графически зависимость кратности (относительно фонового участка) выноса Си, Со, Mn, Fe надземной биомассой мятлика лугового (Роа pratensis L.) от кратности (относительно фона) увеличения концентрации этих элементов в надземной фитомассе данного вида. Сделайте вывод о механизмах ценотического уровня, ограничивающих вовлечения тяжелых металлов в биогенный обмен химических элементов.

СК-8:

  • 7. Предположите, как изменятся биогеохимические циклы химических элементов на загрязненных территориях, если будет ослаблено действие ценотического барьера растений и популяционного барьера животных.
  • 8. Предположите, как изменятся биогеохимические циклы химических элементов на загрязненных территориях, контролируемые мелкими млекопитающими, если в на импактном участке концентрации меди в рационе зверьков возрастут в 15 раз по сравнению с фоновым, а их численность останется равной фоновой.
 
Посмотреть оригинал
< Пред   СОДЕРЖАНИЕ   ОРИГИНАЛ     След >