Сохранение биологического разнообразия и антропогенное изменение водных биосистем в Красноярском крае. Пути и способы решения (аналитический обзор).

В последние годы одной из важнейших глобальных проблем, стоящих перед человечеством, стало сохранение биологического разнообразия Земли. Несомненно, что наиболее уязвимым компонентом биоразнообразия, самым чутким интегрированным индикатором его неблагоприятных изменений являются редкие виды животных и растений (Алимов, 2006; Тишков, 2006; Биоразнообразие экоси-стем, 2007; Изменение климата…, 2007; Salomon Marc, 2004; Stem at al, 2005). Восстановление каждого редкого вида означает восстановление его функций в экосистеме и, следовательно, должно расцениваться как важный шаг к сохране-нию, а подчас и к реставрации биоразнообразия в целом.

В настоящее время на территории Центральной Сибири происходит интенсив-ное развитие рыночных отношений, а её ресурсный потенциал привлекает особое внимание межнациональных корпораций, весьма актуальной представляется разра-ботка комплекса природоохранных мероприятий и перечня практических действий в этом направлении (Шубина, Шубин, 2002; Заделёнов, 2007а, 2007б).
Строительство ГЭС, создание крупных водохранилищ на Енисее оказали существенное воздействие на животный мир региона. Зарегулирование стока реки сыграло огромную роль в изменении обычных условий обитания рыб. Уменьшилась водность, сократились водный тепловой и биогенный стоки, снизились летние температуры (Ершова, 1980; Безруков, Никольский, 1995; Петров, Петров, 2006; Янюшкин, 2006). Это привело к изменению структуры ихтиоценозов, негативно сказалось на условиях обитания и воспроизводства многих видов рыб, существенно изменило их ареалы (Куклин, 1999; Тугарина, Пронин, 2006; Павлов и др., 1999; Шадрин, 2006; Космаков и др., 2011; Вышегородцев, Заделёнов, 2013).
Всё многообразие факторов, влияющих на выживаемость популяций рыб, можно объединить в две группы: антропогенные и эколого-биологические. В
13
первую группу входят промысел, браконьерство, любительский лов, зарегулиро-вание водного стока, загрязнение водоёмов и другие. Во вторую группу факторов входят особенности популяций видов рыб, влияющих на жизнестойкость - возраст полового созревания, кратность и успешность нереста, периодичность нереста, влияние хищных рыб, колебания водности, плотность популяции. Все эти факто-ры риска в наибольшей степени действуют на

длинноцикловых, поздносозреваю-щих рыб, имеющих значительные промежутки между последовательными нере-стами (Матковский, 2006а; 2006б). Как следствие многофакторного влияния на популяции осетровых рыб в бассейне р. Енисея заметно сократилась их числен-ность и воспроизводство. Решающее воздействие оказали многолетний нерацио-нальный промысел и гидростроительство. Жесткая регламентация промысла, включая период последнего запрета вылова осетра, оказалась малоэффективной (Заделенов, 2004).
Из-за высокой потребительской стоимости осетровых и лососевидных рыб, их доступности для промысла во время нерестового хода с каждым годом возрастают масштабы браконьерского лова. Общие масштабы изъятия из популяций особей всех возрастов и в особенности зрелых производителей стали превышать популяционные воспроизводительные возможности некоторых из указанных видов (к примеру – осетровых и ленка бассейна р. Оби) (Красная книга Российской…, 2000). Снижение численности нерестовой части привело к дефициту производителей на естественных нерестилищах (Багров, Воронин, 2003; Новоселов, Лукин, 2013).
В 1990-е годы в результате социальных преобразований в стране вместо государственных предприятий по добыче и переработке рыбы созданы многочисленные рыбодобывающие структуры различных форм собственности, представляющие в настоящее время рыбную отрасль. Большое количество пользователей рыбных ресурсов ведет к дроблению выделяемых квот. Сведения о величине уловов, представляемые рыбозаготовителями, зачастую необъективны, что приводит к неполному учету добытой рыбы.
Разобщенность рыбодобывающих структур оказывает негативное влияние на состояние рыбного промысла. Больше всего востребованы квоты на лов полу-
14
проходных сиговых, квоты на «малоценные» виды и на лов рыбы в отдаленных водоемах пользуются меньшим спросом или вообще не распределяются (Сечин, Багров, 2012). Значительно усилился пресс незаконного промысла на ценные ви-ды рыб (осетровые, лососевые, сиговые), облов которых, как правило, ведется на путях нерестовых миграций (Крохалевский, 2010; Лукин и др., 2011; Решетников и др., 2011; Богданов, 2012, 2013).
В условиях усиления антропогенного воздействия одним из путей восста-новления и увеличения запасов осетровых рыб в пределах ареала и тихоокеанских лососей на Дальнем Востоке стало искусственное воспроизводство (Сафроненков и др., 2005; Журавлева, Иванова, 2007; Каев, Игнатьев, 2007; Каев, 2008, 2010; Шунтов и др., 2008; Самарский, 2010; Михайлова, Федяев, 2011; Fujiwara Makoto et al, 2006; Nack Chrisistopher C. et al, 2011). Кроме того, весьма перспективным направлением аквакультуры является сиговодство (Богданова, 2010; Веснина, 2010; Костюничев, 2010).
Эффективность искусственного воспроизводства ценных и особо ценных видов рыбдоказана многолетней практикой рыбоводства в Азовском и Каспий-ском бассейнах, где в течение длительного периода преобладают в уловах рыбы заводского происхождения: доля заводской белуги в Каспийском море составляет 98%, осетра - 56%, севрюги - 36%; в Азовском море заводская севрюга составляет в уловах 97%, осетр - 91% (Карпюк и др., 2004; Досаева, 2012). Показатели пром-возврата заводской молоди по разным видам и регионам колеблются от 0,4 до 2,0%, что в сотни раз выше естественной (Методика исчисления…, 2011). Так, каспийская популяция белорыбицы поддерживается в настоящее время только за счет искусственного воспроизводства (Белоусов, Баранникова 2004; Дюбин, 2007; Лазарев, 2007). По данным И.С. Мухачева (1998, 2003) уловы сиговых рыб за счет рыбоводства (от искусственного воспроизводства) превышают таковые от естественного в разы.
В настоящее время в условиях катастрофического падения запасов осетровых рыб одним из важных аспектов проведения рыбоводных работ с этими объектами является необходимость формирования управляемого осетрового хозяйства во внут-
15
ренних пресноводных водоёмах страны и для нужд товарного осетроводства (Смо-льянов, 1987; Васильева, 1998; Васильева и др., 2012; Пономарев, Болонина, 2010; Рост осетровых…, 2010 и др.).
У исследователей и практических работников рыбного хозяйства России принято, что для сохранения и восстановления природных популяций осетровых необходимо повышать эффективность воспроизводства как естественного, так и искусственного. Определена решающая роль искусственного воспроизводства осетровых на современном этапе для сохранения генофонда этих ценных видов рыб и восстановления их запасов для осуществления промышленного лова (Васи-льева и др., 2012; Магомаев, Чипинов, 2012 и др.).
С учетом вышесказанного, необходимость формирования ремонтно-маточных стад не вызывает сомнения (Крохалевский и др., 1996; Подушка, 1999а; Магомаев, Чипинов, 2012;). Поскольку осетровые, как правило, длинноцикловые поздносозревающие виды, крайне важным является вопрос об ускорении сроков выращивания рыб до половой зрелости (Подушка, 1999а, б; Регулирование нереста…, 2010).
В рыбоводных хозяйствах в настоящее время наметились два приема, которые, как предполагается, способствуют более раннему созреванию осетровых. Первый предусматривает выращивание молоди в течение нескольких первых лет жизни в условиях постоянно высокой температуры воды и обильного кормления (без зимовки), а затем перевод в условия сезонно изменяющегося температурного режима (Подушка, 1999а). Второй – параметрическое чередование циклов «зима-лето» в течение одного года выращивания (Заделенов, Костромин, 1996; Заделенов, 2002а; Регулирование нереста…, 2010).
Этот процесс имеет также важное природоохранное значение, поскольку имеются технологии многократного получения икры от самок операционным пу-тем, тем самым сохраняются естественные популяции (Емелин и др., 2007; Нефе-дов и др., 2007).
Во всем мире в настоящее время предпринимаются попытки увеличения чис-ленности редких и исчезающих видов рыб, обсуждаются методы и принципы их
16
охраны (Кудерский, Петрова, 2005; Ефремов, 2007; Петлина, Юракова, 2006; Fagan at al, 2005; Boguerouk, 2005; Jiang Zhi-Gang, 2005; Long at al, 2006; Hart, 2006; Poulan-Beaudelin, 2006; Wang Qian et al, 2006; McClanahan, Verheij, 2006; Steffens, 2007, Ad-ams at al, 2007; Maitland at al, 2007; Gustafson at al, 2007; Naughton-Treves at al, 2005).
Развитие Центральной Сибири в новых социально-экономических условиях выдвигает требования более точных и более конкретных количественных оценок биологических ресурсов. Эти же требования связаны с решением как теоретиче-ских, так и прикладных задач по сохранению биологического разнообразия Сиби-ри. Подготовка материалов ОВОС, экологической экспертизы хозяйственного ис-пользования территорий, определение условий аренды участков акватории для ведения рыбного хозяйства нуждаются в справочной информации о современном состоянии животного мира. Разработка мер по сохранению видового разнообра-зия, выявление и учет не только ценных, но и всех других редких и исчезающих видов не терпит промедления. Проблема сохранения особо ценных видов живот-ных не только как объектов промышленного и любительского лова, охоты, но и как носителей генетической информации является особенно актуальной.
Одним из путей такого восстановления и сохранения служит создание спе-циальных резерватов (микрозаповедников, заповедных ядер природных парков, заказников и др.), которые могли бы служить основой естественного, а в некото-рых случаях и искусственного воспроизводства этих видов и создания генетиче-ского банка с целью сохранения генотомов для их восстановления в будущем. Как показывает опыт многих стран, именно создание разветвленной и достаточно об-ширной по площади сети особо охраняемых природных территорий (ООПТ) поз-волит решить проблему сохранения существующего биоразнообразия и обеспече-ния условий обитания для редких и исчезающих видов животных и растений. От-крытие новых заповедников всегда сталкивается с организационными и финансо-выми трудностями, очевидно, следует шире внедрять другие категории охраняе-мых территорий и совершенствовать формы природоохранных мероприятий в це-лом.
17
При выделении особо охраняемых территорий следует основываться не только на ландшафтном, но и на функционально-экологическом подходе, который базируется на выявлении ключевых участков, имеющих особо важное значение в жизненном цикле животных, обитающих на обширных территориях. Для решения задач сохранения биоразнообразия безусловно важным представляется также ана-лиз распространения природных геосистем и антропогенного воздействия. По-следнее рассматривается как особый экологический фактор, оказывающий влия-ние на биоту и абиотические составляющие экосистем.
Природные особенности экосистем Приенисейской Сибири, сложившиеся и развивающиеся в жестких климатических условиях, и различные формы челове-ческой деятельности требуют осуществления особых природоохранных меропри-ятий, при проведении которых необходимо учитывать региональные, а часто ло-кальные особенности функционирования биотической составляющей этих экоси-стем.
В настоящее время базой по разработке схемы охраны редких гидробион-тов являются ряд указов, постановлений и законов на уровне Президента, Прави-тельства РФ и администрации Красноярского края, в правовом поле которых рас-сматриваются мероприятия по сохранению видового разнообразия животных, в том числе: занесение их в Красные книги, создание сети особо охраняемых при-родных территорий (ФЗ от 14.03.1995 № 33-ФЗ; Закон Красноярского края от 28.09.95 г. № 7-175; Закон Красноярского края от 28.06.96 г. № 10-301 и др.).
Очевидно, что техногенные изменения водных объектов по-разному отрази-лись на отдельных видах рыб в таком обширном регионе как Красноярский край. Учитывая принципы, изложенные в Международной Конвенции о биологическом разнообразии, которая была ратифицирована Российской Федерацией в 1995 г.: «Виды и сообщества: находящиеся в опасности; представляющие собой дикие род-ственные виды одомашненных или культивируемых видов; имеющие медицин-скую, сельскохозяйственную или иную экономическую ценность; или имеющие со-циальное, научное или культурное значение; или играющие важную роль для ис-следований в области сохранения и устойчивого использования биологического раз-
18
нообразия, например, в качестве видов-индикаторов». Т.е. в первую очередь необхо-димо обращать внимание на виды: с быстрым сокращением численности (ареала); с повышенной уязвимостью к антропогенному воздействию; с потенциальной значи-мостью в природе и хозяйственной деятельности; степенью изученности. К редким видам стоит отнести такие, численность которых низка и имеет тенденцию к сокра-щению (фондовые источники ФГБНУ «НИИЭРВ», ФГБУ «Енисейрыбвод», про-мысловая статистика на территории Красноярского края, Республик Тыва и Хакасия, собственные исследования). Кроме того, на территории региона обитают виды рыб, численность которых снижается на пограничных участках (Веснина и др., 1999; Го-лубцов, Малков, 2007; Тугарина, Козлова, 2007; Состояние запасов..., 2006; Ocock at al, 2006а; Ocock at al, 2006б).
Изучение подвижных гидробионтов, в частности рыб, сопряжено с трудностями, связанными с их обитанием в иной от исследователя среде – водной. Кроме того, изучение «краснокнижных» видов рыб затруднено и их редкостью (Lyons at al, 2005; Finney, 2006).
Перегораживание речного русла плотинами и дамбами с целью создания водохранилищ приводит к тому, что в образовавшейся зоне замедленного водо-обмена в летний период возникает массовое развитие микроводорослей или, как принято называть такое явление, «цветение» воды. Это «цветение» негативно влияет на качество воды и жизнедеятельность многих гидробионтов, в том числе и рыб. Суть влияния состоит в том, что в воде и на её поверхности образуется та-кое количество синезеленых водорослей, что становится невозможным проникно-вение солнечного света и кислорода в районе границы «атмосфера-вода». Кроме того, в процессе жизнедеятельности и последующего отмирания микроводорос-лей в воду выделяются токсические вещества различного химического состава и физиологического воздействия на гидробионтов.
Эффект «цветения» водоемов зависит в первую очередь от температуры воды. Хорошо известно, что массовое развитие синезеленых водорослей в водоемах-охладителях происходит намного интенсивнее, чем в аналогичных водоемах не подверженных тепловому антропогенному загрязнению. Особенно
19
неблагоприятным последствием этого явления служит «цветение» водоемов, при котором резко снижаются питьевые качества воды, осложняется водоснабжение, ухудшается санитарное состояние водоемов, падает их рекреационно-ландшафтное значение. Зарастание и «цветение» водоемов – охладителей и обрастание циркуляционных трактов нарушают работу технического и питьевого водоснабжения, ухудшают качество воды, снижают экономичность электростанций и т.д., а мероприятия по борьбе с этими явлениями требуют материальных затрат. Цианобактерии (синезеленые водоросли) – основной резко доминирующий компонент цветения - издавна считаются токсичными организмами, своеобразным «трофическим тупиком» в водоемах (Винберг, 1954; Биргер, 1979) и, в частности, малопригодным объектом питания рыб-сестофагов (Маляревская и др., 1972, 1973; Топачевский и др., 1975). В ряде работ указывается на избегание синезеленых водорослей рыбами-сестофагами (Кончиц, 1972; Савина, 1965, 1966), приводятся экспериментальные данные об их токсичности для рыб (Биргер, 1979; Маляревская и др., 1969, 1972; Steyn, 1945). Имеются указания на отравления рыб во время массового развития цианобактерий (Маляревская и др., 1969; Steyn, 1945; Prescott, 1948), приводятся сведения об их трофической непригодности или токсичности для беспозвоночных (Биргер, 1979; Сущеня, 1961; Ingram, Prescott, 1954). «Цветение» возникает вследствие поступления в водоем большого количества биогенных элементов (в первую очередь, фосфора и азота). Биогены могут поступать с притоками водоема, со стоками ливневой канализации, с атмосферными осадками. Эвтрофирование приводит к нарушению балансовых потоков органического вещества и расходуемого на его окисление кислорода. Очевидно, что нахождение путей профилактики и подавления цветения стало чрезвычайно важной научной проблемой.
Хотя явление «цветения» воды в настоящее время приобрело глобальные масштабы, оно в большинстве случаев порождено антропогенными факторами и практически не регулируется (Li Yuan at al, 2005; Tiwari, Singh H. Tombi, 2005; Er-sanli, Gönülol, 2006; Guildford at al, 2006; Li at al, 2007; Zagajewski at al, 2007; Le-
20
Blanc at al, 2008). В то же время с принципиальной точки зрения интенсивность «цветения» может и должна регулироваться человеком (Foyn at al, 2002). Однако в этом направлении нельзя ожидать быстрых и применимых для водных объектов различных типов использования и географических зон, дешевых и рентабельных во всех случаях способов решения проблемы. Решение данного вопроса сложно, длительно, требует значительных материальных затрат и научно обоснованных методов регуляции.
«Цветение», связанное с эвтрофикацией водоемов и практически свой-ственное всем равнинным водохранилищам России, представляет собой явление гиперпродукции, не используемой первичными консументами. Именно уменьше-ние утилизации первичной продукции свидетельствует о сдвиге равновесия в сто-рону накопления органических веществ, создании условий для вторичного за-грязнения и дальнейшего эвтрофирования (Фарберов и др., 2004). В настоящее время явление «цветения» воды уже характерно и для сибирских водоемов (Крав-чук, 2004; Анищенко, 2006; Иванова, 2006).
Принципиальную основу разработки методов предупреждения антропогенно-го эвтрофирования и его последствий составляет установление оптимального балан-са между автохтонным воспроизводством органического вещества и его разложени-ем (Россолимо, 1971, 1972, 1975; Сиренко, Гавриленко, 1978). Наибольшую реаль-ность и практический интерес представляет увеличение степени использования об-разующейся в водоемах первичной продукции. Это может быть достигнуто за счет увеличения водообмена, уменьшения степени оборачиваемости биогенных элемен-тов, увеличения масштабов использования первичной продукции. В связи с этим весь арсенал методов, используемых для устранения отрицательных последствий эв-трофирования и «цветения», можно условно разделить на две группы: первая - про-филактические мероприятия, вторая – регулирующие (Сиренко, Гавриленко, 1978).
К профилактическим методам относятся меры по защите водного объекта от загрязнения. Реализация этого - в полном прекращении сброса промышленных и бытовых сточных вод в водоем, создание «буферной» защиты (биологических прудов, параллельных руслу основного водоема, наливных водоемов в пойменном
21
участке, полей орошения) (Сиренко, Гавриленко, 1978). Практическая реализация подобных мероприятий – процесс сложный, длительный и капиталоемкий.
Регулирующие, в отличие от профилактических мероприятий, отличаются значительной специфичностью. Использование их зависит от типа водоема, ха-рактера основного водопользования, степени эвтрофирования, интенсивности «цветения» и другое. Эти мероприятия условно делят на ряд методов, таких как изменение гидрологических и физических параметров водоема (проточности, турбулентности), химические и физико-химические способы борьбы (Сиренко, Гавриленко, 1978; Фарберов и др., 2004; Rajagopal at al, 2006).
Все перечисленные выше способы и методы борьбы с «цветением» позво-ляют в принципе регулировать этот процесс и снижать его интенсивность ниже тех пределов, когда начинают проявляться отрицательные последствия. Однако в целом применение этих методов проблемы не решает либо в связи с необходимо-стью высоких экономических затрат, либо в связи с их опасностью для водных экосистем и человека, а также временностью действия (Сиренко, Гавриленко, 1978).
Биологические способы защиты являются самыми перспективными спосо-бами борьбы с биологическими загрязнениями из-за их экологичности и эффек-тивности. Использование биологических способов регулирования численности водорослей в комплексе с применением других недорогих физико-химических, механических и др. методов повышают эффективность проведения мелиоратив-ных мероприятий (Левич, 2000; Колмаков, 2006;). Существуют следующие спосо-бы борьбы с «цветением» водоемов:
Вирусы и внутриклеточные паразиты водорослей. Под влиянием вирусной инфекции в клетках водорослей снижается интенсивность фотосинтетического выделения кислорода, усиливается фотодыхание, падает содержание АТФ и нарушается его синтез. Это в конечном итоге приводит к отмиранию и лизису клеток (Громов, 1972; Мыслович, 1975; Simis at al, 2005).
Высшие водные растения. Высшие водные растения играют важную поло-жительную роль в формировании качества воды (Романенко и др., 2005; Сиренко,
22
Гавриленко, 1978; Li Xiu-Ling at al, 2005; Percins, Underwood, 2002; Song Hai-liang, Lu Xi-wu, 2004; Peretyayko, Symoens, 2007). Известно, что участки водоемов, за-росших макрофитами, не «цветут».
В последнее время широко распространилась дополнительная мера регули-рования потока биогенов в экосистеме водоема – биоманипулирование (Гладышев, 2001; Гладышев и др., 2003, 2004, 2006; Коновалов, 2003; Прокопкин, 2003; 2004; Прокопкин и др., 2003; Xie, Liu, 2001; Hodgson, 2005; Hietala at al, 2004). Техниче-ски биоманипуляция заключается в повышении биомассы хищных и в снижении биомассы планктоядных рыб. Иногда биоманипуляция приводила к восстановле-нию качества воды, а в ряде случаев этот эффект отсутствовал (Левич, 2000; Кол-маков, 2006; Прокопкин, 2004). В последнее время в открытой печати высказыва-ется мнение о биологической манипуляции в обход гипотезы трофического кас-када (Гладышев и др., 2004; Прокопкин и др., 2003).
Большой интерес вызывает возможность использования для депрессии «цветения» рыб-сестофагов. Путем трансформации первичной продукции в их-тиомассу с последующим изъятием последней из водоема может достигаться не только уменьшение количества фитопланктона, но и повышение рыбопродуктив-ности экосистем. О влиянии на развитие фитопланктона рыбами имеется ряд пуб-ликаций (Савина, 1968; Пушкарь, Стыгар, 1974; Данченко, 1974; Чигринская, 1975; Константинов, Вечканов, 1980; Негоновская, 1980; Руководство по биотех-нике разведения, 2000; Абакумов, 2003; Богданов, Парамонов, 2003; Богданов, 2003; Тургенева и др., 2003;. Smith, 1989; Radke, Kahl, 2002; Lazzaro at al, 2003; Kim Baik-Ho at al, 2003; Sun Liwei at al, 2004; Liu Qi-gen at al, 2004; Van de Bund at al, 2004; Tang Huijuan at al, 2005), свидетельствующих об улучшении качества во-ды после вселения рыб-сестофагов.
Белый толстолобик Hypophthalmichthys molitrix (Valenciennes, 1844) являет-ся представителем дальневосточных азиатских рек. Как объект рыбоводства вы-ращивается во многих прудах и водоемах-охладителях ГРЭС, ТЭЦ и АЭС (Него-новская, 1980; Атлас пресноводных рыб…, 2002).
23
По образу жизни белый толстолобик является пелагической рыбой, питаю-щейся в течение всей жизни, кроме самых ранних этапов, фитопланктоном. В райо-нах акклиматизации значительное место в его питании занимают синезеленые водо-росли (Вечканов, 1976; Чигринская, 1975; Smith, 1989; Radke, Kahl, 2002). Способ-ность рыб к выеданию синезеленых оценивается по-разному. Некоторые исследова-тели на основании лабораторных опытов считают (Маляревская и др., 1973; Топа-чевский и др., 1975), что если даже белый толстолобик и захватывает синезеленых водорослей, то последние слабо разрушаются в кишечнике, а разрушенные клетки плохо усваиваются. В кишечнике происходит переваривание лишь полисахаридов слизистых чехлов, в результате чего колонии синезеленых распадаются на отдель-ные клетки, которые не только не разрушаются, но остаются жизнеспособными. В результате опытов по инкубации чистой культуры синезеленой водоросли Anabaena flos-aquae с кишечным соком белого толстолобика установлено, что только 9,5% ее белков было гидролизовано до аминокислот (Bitterlich, 1995).
Согласно другой точке зрения на проблему состав пищи белого толстолоби-ка определяется исключительно ее размерами. Так, В.Я. Пушкарь и В.М. Стыгар (1974) приводят данные о соотношении разных групп фитопланктона в питании рыб Аккурганского и Белоцерковского рыбокомбинатов за ряд лет. Оказывается, что в кишечнике растительноядных рыб всегда преобладают представители наиболее крупных видов водорослей независимо от того, были ли они в водоеме в массе или нет.
По мнению А.С. Константинова и В.С. Вечканова (1980) противоречивость данных об элективности питания белого толстолобика в отношении синезеленых водорослей отражает несовершенство способов выражения ее количественной оценки; последняя дается на основании сопоставления относительного вклада того или иного объекта в кормовую базу и пищу потребителя. Другими словами, изби-рательность характеризует пропорциональность изъятия из среды разных объектов. Но избирательность определяется не только предпочтительностью корма, но и его доступностью. Избирательность - не специфическое качество кормового объекта, а функция нескольких переменных, таких как возможность потребления, степень пе-
24
реваривания, энергетическая ценность. Элективность питания белого толстолобика ввиду особенности строения его пищеварительной системы и связанного с этим ха-рактера питания заключается не в выборе отдельных компонентов из массы орга-низмов, а в миграции на те участки водоема, где трофические условия наиболее благоприятны для рыб (Вечканов, 1976; Константинов, Вечканов, 1980). Отсюда авторы делают вывод, что толстолобики не могут не потреблять синезеленые водо-росли. А раз так, то последние не могут быть токсичными для рыб. В пользу того, что белый толстолобик достаточно эффективно питается синезелеными водорос-лями, говорят данные Ю.Н. Чигринской (1975) по усвояемости пищи.
Активное употребление в пищу синезеленых водорослей толстолобиками подтверждается и рядом других авторов (Савина, 1972; Вечканов, 1976; Заделенов и др., 2005а; Bitterlich, 1985). В большинстве цитируемых сводок отмечалось вы-едание рыбами водорослей M. aeruginosa, A. flos-aquae.
Сведения о степени переваривания водорослей различной систематической принадлежности зачастую противоречивы, однако сам факт избирательного пере-варивания водорослей толстолобиком отмечался неоднократно. Очевидно, при низкой степени усвоения водорослей значительная их часть в переваренном и по-лупереваренном состоянии поступает в водоем, где седиментируется и подверга-ется быстрой минерализации. Ускоренная минерализация продуктов метаболизма толстолобика в сравнении с карпом доказана экспериментально (Негоновская, 1980; Руководство…, 2000). В результате ускоренной минерализации продуктов обмена рыб-сестофагов заключенные в них биогены в минеральной форме вновь поступают в толщу воды, что способствует дальнейшей стимуляции развития фи-топланктона. Дополнительным фактором, усиливающим проявление стимулиру-ющего эффекта, является наличие в экосистеме бентофагов, которые увеличивают мощность потока биогенов из седиментов в толщу воды и ускоряют процесс мо-билизации биогенов. В поликультуре сестофагов и бентофагов толстолобики обо-гащают кормовую базу бентофагов, которые в свою очередь, ускоряя минерали-зацию органического вещества, поступающего в седименты, способствуют интен-
25
сивной вегетации фитопланктона. В итоге происходит ускорение оборота органи-ческого вещества и биогенов.
Резюмируя вышесказанное, можно предполагать возможность регулирова-ния численности синезеленых водорослей - возбудителей «цветения» - с помо-щью плотных посадок растительноядных рыб.
Таким образом, в настоящее время назрела разработка комплекса рыбохо-зяйственных и природоохранных мероприятий, а также перечня практических действий для сохранения редких и ценных видов рыб, которые должны включать следующее:
- проведение рыбоводных работ по искусственному воспроизводству для поддержки естественного воспроизводства;
- формирование продукционных стад редких и исчезающих видов рыб;
- разработка схемы охраны редких и исчезающих видов рыб, в том числе изучение их природных условий существования, описание и занесение в Красные книги, создание особо охраняемых природных территорий;
- выработка стратегии подавления «цветением» водоема с целью сохране-ния качества воды в водоеме и поддержания сложившегося ихтиоценоза при со-здании водохранилища, использование рыб-сестофагов в повышении рыбопро-дуктивности водоемов.