Независимо от того, хотим ли мы защитить природу, как она есть, возродить ее, исправить несоответствия или просто сохранить возможность выбора – будем ли мы способны спланировать столь сложные действия и есть ли у нас методы для их осуществления?
Дэвид Уэстерн (David Western, 1989)
В идеале, менеджеры по охране природы концентрируют свое время и силы на защите и сохранении биоразнообразия и предотвращают появление кризисных ситуаций с помошью правильного предварительного планирования. К сожалению, в реальности многие решения принимаются достаточно спонтанно, просто потому, что часто возникает слишком много разнообразных мелких кризисов и непредвиденных обстоятельств, требующих разрешения. За один-единственный день менеджеру приходится находить лучший способ борьбы с тропиночной эрозией, отвечать на запрос школьных групп по поводу пешеходных прогулок через ранимую природную территорию, разрешать конфликт между учеными по поводу расположения модельных площадок, регистрировать разрешения на работу с видами, занесенными в федеральный список угрожаемых, и еще успеть поучаствовать в общественных слушаниях, касающихся возможных последствий освоения прилежащей территории.
В каждодневной суете только очень немногие менеджеры больших природоохранных территорий или проектов имеют роскошь поразмышлять над “глобальными проблемами” охраны природы – типа тех, которые мы рассматриваем на протяжении всей этой книги; вместо этого в их повседневности господствует “тирания множества мелких решений”. Тем не менее, эти же самые менеджеры во многих случаях, должны создавать программы управления, чтобы сохранить важные ресурсы, защитить чувствительные виды и выявить территории, где необходимы исследования.
Как может менеджер по охране природы работать в такой сбивающей с толку и требующей решений обстановке? Мы не в силах предложить рецепт или общее решение этой проблемы, потому что напряженность работы значительно меняется, и зависит от того, работает ли менеджер на государственную или частную организацию, от типа природопользования и других правовых особенностей территории, от того, ответственен ли менеджер за многочисленные ресурсы на большой территории или за сохранение определенных конкретных видов. Мы, однако, можем предложить некоторую общую консультацию по планированию управленческой деятельности, опираясь на собственный опыт управления в гумидных и семиаридных регионах как тропиков, так и умеренного пояса, а также на наши многочисленные беседы с менеджерами. Общая характеристика процесса планирования, применимая ко всем масштабам природоохранного управления, представлена во врезке 12А.
Состоящая из десяти пунктов базовая программа, представленная во врезке 12А, должна быть здоровой, полноценной доктриной природоохранного управления. “Правильность” управления, в действительности, определяется тем, как определены цели и куда направлены устремления; одно и то же управленческое действие будет оцениваться положительно в одной системе ценностей и отрицательно – в другой. Например, сплошнолесосечные рубки в старовозрастных лесах рассматриваются как правильное управление ресурсами, если целью является краткосрочное производство древесины. Менеджер, который обеспечил производство досок в большем объеме, в этой системе ценностей будет всячески оценен и вознагражден. Но в системе ценностей, основанной на сохранении состава, структуры и функций экосистемы, это же самое действие будет рассматриваться как нежелательное и даже вопиющее. Таким образом, “правильное управление”, подобно красоте, каждый оценивает по-своему, и это зависит от конкретной философской основы и системы ценностей. В очерке 12А пример таких несопоставимых систем ценностей в управлении обсуждается, применительно к сохранению обитающих в пустыне видов рыб.
Успешное управление сохранением природы должно быть применимо на различных уровнях экологической организации – от популяции до ландшафта, в зависимости от места и обстоятельств. Помня об этом при разработке надежного плана управления, мы должны теперь рассмотреть особенности управления на разных уровнях экологической организации, а также различные, иногда и конфликтующие, цели управления.
Менеджеры, занимающиеся ресурсами древесины, рыбы или дичи, заинтересованы в поддержании популяций, которые могут неограниченно долго служить для рубок, рыболовства или охоты; то есть они заинтересованы в поддержании стабильного урожая. Идет ли речь о рыбе, вылавливаемой людьми, о зебрах, добываемых львами, или о траве, поедаемой кроликами, во всех случаях стабильный урожай означает просто, что скорость изъятия потребляемых особей не выше, чем темп их замещения в популяции вследствие естественного воспроизводства. На практике это простое выражение становится сложным и труднодостижимым. Последнее относится даже к самым совершенным схемам изъятия урожая.
Трудности возникают потому, что мы редко заинтересованы в потреблении лишь небольшого количества особей. В человеческом понятии “урожай” означает добычу в промышленном масштабе, касается ли то промысловых рыб, охотничьих животных или древесины. Нам обычно хочется знать, насколько близко мы можем приблизиться к максимальному стабильному урожаю (МСУ) без угрозы для существования популяции. Если популяция ведет себя в соответствии с классическим логистическим уравнением роста для плотностно-зависимых темпов рождаемости и смертности dN/dt = rN[1 – (N/K)], то ее увеличение будет следовать S-образной кривой, симметричной относительно точки перегиба (Рис. 12.1). МСУ соответствует той точке кривой, в которой наблюдается максимальная скорость пополнения популяции. В малых популяциях индивидуальная скорость размножения велика, но численности малы; в популяциях с высокой плотностью скученность снижает индивидуальные и среднюю (для популяции) скорости размножения. Эта кривая роста симметрична, а максимальный темп пополнения наблюдается в точке перегиба; следовательно, точка МСУ – это К/2.
Итак, единственное, что необходимо сделать – это поддерживать такой темп изъятия урожая, чтобы популяция оставалась в точке K/2, не выше и не ниже – и МСУ будет достигнут. Но если это так просто, почему же у нас нет четкого представления об МСУ для любого интересующего вида? Ответ охватывает всю сложность популяционной и экосистемной динамики. Во-первых, популяции не управляются детерминистическим логистическим уравнением. Как было замечено (Hall, 1988), только немногие искусственно созданные лабораторные популяции, кажется, следуют логистической кривой роста. Во-вторых, практически невозможно корректно определить значение К, а поскольку среда постоянно изменяется, то К – не постоянная величина. В-третьих, так как существуют важные источники стохастичности среды, которые оказывают влияние на темпы рождаемости и смертности, то врожденная скорость увеличения (r) не является простой функцией плотности популяции (N) и физиологии размножения. В-четвертых, уровень смертности (изъятия) обычно увеличивается с ростом размеров и возраста особей, а относительная выживаемость выше среди более молодых особей. Это противоположно распределению возраст-специфической смертности, наблюдаемому в естественных популяциях, и может привести к эволюционным изменениям параметров жизненного цикла. Наконец, рост популяции зачастую сильно зависит от того, сколько особей извне прибывает в популяцию и сколько покидает ее, то есть от иммиграции и эмиграции. Чистая миграция в любой данной популяции находится, в свою очередь, под влиянием пространственного паттерна, качества местообитаний и популяционных плотностей во вмещающем ландшафте.
Временной лаг, существующий в популяционных процессах, создает особые трудности менеджерам природных ресурсов. Все популяционные процессы, описываемые таблицами выживания, требуют времени, чтобы их воздействие на изменение популяции полностью проявилось. Охота и рыболовство – будь то промысловые, любительские или для жизнеобепечения – являются как раз такими особыми формами смертности, которые могут быть специфичны для определенного возраста или размерного класса, и даже для определенного пола. Так как смертность влияет на возрастную структуру, соотношение полов и социальные системы, то может потребоваться несколько лет для полного проявления популяционных эффектов охоты или рыболовства, производившихся в какой-то данный год; это особенно верно для долгоживущих животных, таких как киты или морские черепахи. Таким образом, повышение интенсивности изъятия может привести к краткосрочному увеличению урожая, но устойчивому его снижению на более длительном отрезке времени. Управленческие решения, основанные на краткосрочном эффекте, могут оказаться контрпродуктивными в более долговременной перспективе.
В лесах, где хозяйство ведется с целью производства древесины, с помощью разнообразных лесоводственных методов могут регулироваться густота древостоя, темпы роста и воспроизводство, чтобы обеспечить высокие урожаи (Рис. 12.2). На землях национальных лесных заказников США* \Сноска: * Национальные лесные заказники, земли национальных лесных заказников (National Forest lands) – система государственных лесных заказников в США, созданная для управления лесными ресурсами и их землями. Включает 156 национальных лесных заказников (national forest), 19 массивов травяных сообществ (national grassland), 15 программ использования земель (land utilization project) общей площадью более 77 млн. га. Большая часть земель, входящих в эту систему, находится в западной части США. В 1891 г. Конгресс предоставил президенту полномочия по созданию лесных заказников. Первым среди них был лесной заказник Йеллоустонского парка (Yellowstone Park Timber Reserve), ныне национальный лесной заказник Шошоне (Shoshone National Forest). В 1891 - 1905 гг. федеральные лесные угодья находились в ведении Земельного управления Министерства внутренних дел США (General Land Office, Department of the Interior, U.S.), а в 1905 г. была создана Лесная служба США (Forest Service), в ведении которой система остается и сейчас. – прим. редакции перевода\ деревья вырубаются так, чтобы удовлетворять предписаниям МСУ для каждого вида. Таким образом, можно подумать, что для лесов умеренной зоны, в которых ведется лесное хозяйство, необходимые для определения МСУ популяционные параметры известны со значительной точностью. Дополнительно, длительное время генерации деревьев означает, что их популяции менее восприимчивы к краткосрочной стохастичности среды. Однако, вопрос отвечает ли товарное лесное хозяйство в национальных лесах требованиям поддержания максимального стабильного урожая, является спорным. Во-первых, лишь малое число участков прошли через более, чем один или два оборота рубки, так что эмпирическая основа для определения был или не был достигнут МСУ очень неполна. Во-вторых, принцип управления ресурсами, согласно которому природные системы могут эксплуатироваться на устойчивой основе, теряет большую часть смысла, если природная система трансформируется в производственную. Методы лесоводства, которые включают интенсивную подготовку леса к будущей главной рубке, устранение потенциально конкурирующих видов, искусственное лесовозобновление единственным видом и широкое использование гербицидов и удобрений фундаментально меняют естественную лесную экосистему. При таких условиях, лес, которым управляют с целью получения максимального стабильного урожая, представляет более близкую аналогию с экосистемой пшеничного поля, чем с естественным лесом.
В промысловом рыбном хозяйстве оценка популяций гораздо менее точна, обычны значительная иммиграция и пополнение из областей, удаленных от районов промысла. Управление рыбным хозяйством, таким образом, сильно зависит от использования методов оценки популяционной плотности по частичным выборкам, в сочетании со сложным компьютерным моделированием. При таком подходе ошибки вполне ожидаемы, поэтому основная задача – сделать управление насколько возможно более адаптивным, чтобы можно было предпринимать корректирующие меры. Например, на рисунке 12.3 показано, как можно использовать различный размер ячеи рыболовных сетей для селективного вылова различных размерных классов при ловле анчоуса. Поскольку каждый размерный класс вносит свой специфический вклад в рост популяции, благодаря размер-специфическим плодовитости и смертности, можно обеспечить стабильный урожай путем использования сетей с ячеей соответствующего размера. Размер ячеи, который не задерживает возрастные классы ниже (моложе) 3, обеспечивает устойчивое рыболовство (кривая В). При использовании неизбирательных размеров ячеи, когда вылавливаются все возрастные классы, достигается самый высокий первоначальный урожай при самом малом рыболовном усилии (кривая С) – следовательно, для короткого промежутка времени эта стратегия экономически наиболее эффективна, но она не будет устойчива в долгосрочной перспективе. Дополнительное увеличение числа промысловых судов не окажет заметного влияния на кривую В, но может быстро разрушить неизбирательное рыболовство (кривая С). В ряде работ (Getz and Haight, 1989; Clark, 1990) можно найти более продвинутое рассмотрение того, как такие модели применяются к промысловым популяциям.
Даже в наших “лучших” примерах устойчивого использования, однако, обычна ситуация, когда леса вырубаются сверх меры, а рыбные промыслы, как правило, истощаются и затем забрасываются. Почему это происходит? Кларк (Clark, 1990) убедительно доказывает, что намеренная сверхэксплуатация биологических ресурсов, имеющих низкую скорость восстановления (то есть, низкий темп биологического роста), является широко распространенной. Он замечает, что “если леса, морские млекопитающие или пастбищные угодья неспособны восполняться сами собой с достаточно высокой скоростью, то экономически рациональные владельцы стремятся сверхэксплуатировать эти ресурсы”.
Из этого краткого рассказа об управлении популяциями с целью получения стабильного урожая можно извлечь три важных урока: (1) наша способность поддерживать популяцию посредством управления на определенном уровне ограничивается внутренними трудностями в оценке основных популяционных параметров и временным лагом, характерным для биологических систем; (2) когда популяцией управляют как возобновимым природным ресурсом для получения экономической прибыли, возникает противоречие между стремлениями обеспечить стабильный урожай и получить максимальную экономическую отдачу; и (3) стратегия, основанная на увеличении плотности популяции добываемых видов, должна учитывать последствия для других видов или свойств экосистемы.
В главе 11 мы обращали внимание на ограничения, свойственные управлению единичным видом, и подчеркивали, что управление должно фокусироваться на том, как наилучшим образом сохранять экосистему, которая поддерживает состав и структуру биоразнообразия и функциональные процессы. Это не означает, что планы по спасению видов, находящихся под угрозой вымирания, или другие усилия по управлению единичными видами являются неважными. Скорее речь о том, что если мы хотим развивать активный подход к охране природы, следует разрабатывать более холистические задачи экосистемного менеджмента. Но и управление единичными видами остается важным подходом в рамках этих холистических задач.
Управление единичными видами может привести к максимизации продукции некоторых видов, оставляя без внимания сообщество/экосистему, где они обитают. Достижение одним видом высокой популяционной плотности способно привести к серьезному разрушению биотопов и снижению биоразнообразия. Например, можно увеличить популяцию оленей и поддерживать ее плотность на высоком уровне, создавая специальные посадки кормовых растений, но возросшая плотность оленей будет оказывать негативное влияние на естественную растительность. В штате Джорджия в последние несколько десятков лет популяции белохвостых оленей росли экспоненциально (Рис. 12.4); в большей части их ареала растительность испытывала прямое воздействие высокой плотности оленей, а некоторые виды растений подверглись вторичным эффектам, поскольку олени вызвали изменения биотопа (Табл. 12.1).
Особенно пагубным может оказаться воздействие на биотопы и биоразнообразие не-аборигенных видов охотничьих животных. До второй половины ХХ века в Соединенных Штатах действовало несколько нормативных актов, регулирующих (не запрещающих) переселение местных охотничьих животных в новые географические регионы и даже интродукцию экзотических охотничьих животных. Это отражало общее отношение к природе просто как к фону и источнику радостей отдыха. Последствия того давнего бесконтрольного времени и по сей день досаждают природоохранным биологам. Западная радужная форель, завезенная в рыбоводные питомники востока США, принесла с собой болезнь (фурункулез), которая оказалась опустошительной для местного вида лососевых – американского ленка (Piper et al., 1982). Европейский кабан, интродуцированный в Соединенных Штатах частными охотничьими клубами, подрывая корни причиняет значительные разрушения крупным массивам лесов на Гавайях (Stone and Scott, 1985) и фактически прекратил возобновление дуба в некоторых местностях прибрежных районов Калифорнии. Когда качество кормов снизится, азиатский фазан может вытеснить в Америке аборигенного лугового тетерева, а пятнистый олень может заменить местных оленей.
Из исследований отдельных видов пришло множество важных концептуальных положений и, особенно, полевых методов. В качестве примеров можно упомянуть: мечение с последующим повторным отловом и другие методы оценки размера популяции; радиотелеметрию для изучения паттерна перемещений и использования местообитаний; различные методы выявления рациона по содержимому желудка и анализу экскрементов; методы определения возраста особей, что открывает возможность анализа таблиц выживания; методы оценки значимости паразитов и патогенов; количественная оценка “здоровья” и репродуктивного статуса на основе анализа жировых отложений, уровня гормонов и анализа экскрементов; методы определения связи между качеством местообитания и его емкостью. Мы также извлекли из охотоведения крайне важный урок, касательно роли аборигенных хищников – так что теперь многие современные природоохранные программы включают реинтродукцию хищников (эта тема поднимается Робертом Уорреном в очерке 12Б).
Поскольку невозможно включить все виды в планы управления, то управление с целью сохранения биоразнообразия иногда фокусируется на регулировании индикаторных видов, которые выступают, как суррогаты, замещающие целые сообщества. Эта стратегия предполагает обеспечение подходящими местообитаниями видов, известных своей чувствительностью к фрагментации биотопов, загрязнению или другим стрессам, снижающим биоразнобразие, и мониторинг популяций этих видов. Например, в связи с растущей очевидностью широкомасштабного сокращения популяций амфибий, возникло предположение (Vitt et al., 1990), что амфибии могут быть полезными индикаторами ухудшения окружающей среды, потому что они, видимо, более чувствительны к стрессовым условиям, чем другие позвоночные. Однако по другим причинам амфибии могут оказаться неподходящими индикаторными видами. Анализ долговременных рядов данных о популяциях амфибий в Южной Каролине (Pechmann et al., 1991) показал, что плотность их популяций может колебаться от года к году даже без какого-либо воздействия человека (Рис. 12.5, см. также очерк 5Б). Это подразумевает, что динамика популяции по меньшей мере некоторых амфибий, содержит слишком много “шума” для того, чтобы быть хорошим индикатором изменений местообитания; то есть амфибии могут реагировать на те события в окружающей среде, которые несущественны для сообщества в целом. С другой стороны, они могут служить хорошим индикатором стандартной временной динамики, по крайней мере, для некоторого набора других видов.
Другая проблема с потенциально индикаторными видами заключается в длительности жизни. Долгоживущие виды могут десятилетиями сохраняться в изменившемся местообитании, но не производить потомства. Так случилось с чукучаном (Xyrauchen texanus) в нескольких водохранилищах в бассейне реки Колорадо, штат Аризона. После постройки плотин взрослые рыбы обитали в этих водохранилищах еще 40 лет или более, но нет никаких свидетельств пополнения популяций (Minckley 1983), что делает наличие взрослых особей плохим индикатором изменений среды. Выбор подходящих индикаторных видов, которые могли бы выступать как суррогат целого сообщества, труден, и эта стратегия, возможно, никогда не будет до конца успешной. И необходима чрезвычайная осторожность – в применении этой идеи легко ошибиться. Что и не удивительно, учитывая сложность и разнообразие таксонов и жизенных циклов, представленных в любом местообитании.
Управление в масштабе сообществ наиболее детально разработано для лесов, пустынь и степных пастбищ; то есть особый интерес привлекали системы, из которых получают древесину или которые используют для выпаса скота и диких копытных. История лесного хозяйства представляет наиболее всеобъемлющий пример управления природными сообществами. Раньше охотоустройство зачастую было частью лесоустроительных планов, и управление многоцелевыми лесами в некоторых регионах Америки было синонимом производства деревьев, оленей и индеек. Но сейчас федеральные леса США управляются с учетом не только охотничьего биоразнообразия.
Самая обычная практика управления частными лесами на юго-востоке Соединенных Штатов – это превращение разновозрастного сосново-широколиственного леса в одновозрастную монокультуру быстрорастущей сосны, как правило – сосны ладанной или сосны карибской (Рис. 12.6). Этим посадкам редко позволяют расти до вырубки более, чем около тридцати лет. Обращение лесов в простые монокультуры должно оказывать сильнейший эффект на разнообразие других лесных организмов; тем не менее, исследования этих вероятных эффектов начались только в последнее время.
Если уж преобразование в монокультуру произошло, за этим следует быстрый сукцессионный процесс, который также вызывает изменения в лесном биоразнообразии. В своем 14-летнем исследовании того, как дикие животные реагируют на создание культур ладанной сосны в Алабаме, Джонсон (Johnson, 1986) выявил основные эффекты для некоторых избранных растений и охотничьих животных. Покров разнотравья и лиан пришел в упадок примерно через пять лет после посадки сосны. Популяции перепела, енота и опоссума испытали сокращение в последние годы сукцессии. Интересно, что плотность популяций оленя оставалась высокой, хотя в последние годы сукцессии кормовая база для них была бедна. Вероятно, отличающимся высокой мобильностью стадам оленей помогала мозаичность, созданная в этом регионе участками лесных культур, находящихся на разных стадиях сукцессии: более старые культуры сосны предоставляют укрытие, но бедны в кормовом отношении, а более молодые культуры бедны укрытиями, но дают высококачественные корма. Таким образом, региональная мозаика биотопов поддерживала плотность популяции оленя.
Управление лесами, однако, не должно быть аналогом производства зерновой монокультуры. И действительно, некоторые схемы управления пытаются использовать экологические принципы, чтобы обеспечеть стабильное получение лесной продукции, одновременно поддерживая естественное биоразнообразие. Например, полициклическое управление – метод изъятия зрелых деревьев в разновозрастных выделах. Давно известно, что вертикальная структура леса является важным определяющим фактором для разнообразия лесных птиц (MacArthur and MacArthur, 1961), и структура разновозрастных лесных выделов поддерживает некоторые из гетерогенных физических структур, обнаруженных в естественных лесах. Другой пример управления лесами, совместимый с поддержанием биоразнообразия – использование небольших полосных вырубок. Эта форма ведения лесного хозяйства призвана имитировать естественную “оконную динамику” умеренных и тропических лесов (Рис. 12.7). В зрелых лесах, где не ведется хозяйство, окна возникают, когда крупное дерево падает и создает просвет в лесном пологе. В окно попадает больше света и это позволяет молодым деревцам быстро расти, так что пока полог не начнет закрываться снова, окно заполняется небольшими деревьями, кустарниками и травянистыми растениями. Птицы и другие животные кормятся в этих богатых ресурсами окнах и распространяют семена по всему лесу. Очевидно, частота появления и размер окон зависят от возрастного распределения и видового состава деревьев в лесу. На одновозрастных монокультурных плантациях окна редки. Лесохозяйственный метод полосных вырубок, разработанный в долине Палькасу в Перу, основан на экологических принципах, выясненных при изучении оконной динамики естественных лесов.
В Соединенных Штатах были разработаны различные схемы ведения лесного хозяйства, благоприятствующие охотничьим видам и одновременно позволяющие получать экономический эффект от производства древесины. Обычно такие программы основаны на рубке сосны. Они требуют меньшей плотности посадки сосны, сравнительно со схемами, расчитанными на получение максимального выхода древесины, и предполагают некоторую примесь широколиственных деревьев, а также кустарников и разнотравья под пологом. В большинстве своем, эти методы придуманы для улучшения качества местообитаний немногих охотничьих видов, таких как олень и дикая индейка, а более существенные последствия для биоразнообразия имеют характер побочных.
Закон об управлении лесами, принятый в 1976 году, требует, чтобы защита биоразнообразия включалась в Национальный план управления лесами США. Вероятно, управление с целью сохранения биоразнообразия будет включено в режим всех федеральных земель. В настоящее время мы не знаем, каков должен быть оптимальный план управления с целью поддержания биоразнообразия в том или ином конкретном лесу. В общем, тут двуединая задача и она заключается в том, чтобы: (1) выработать практику устойчивого управления, обеспечивающую множественные источники дохода, такие как древесина, рекреационное использование, лицензии на охоту и добычу иной продукции леса, и (2) одновременно поддерживать биологическую целостность лесной экосистемы. Это непростое дело, и совсем не очевидно, что обе задачи могут быть удовлетворительно решены, но некоторые инновационные попытки уже предпринимаются.
Один из подходов, получающий признание на юго-востоке Соединенных Штатов – это развитие метода выборочных рубок, чтобы, в конечном счете, образовались разновозрастные массивы сосново-широколиственных лесов. Таким образом имитируется естественная лесная структура и, в некоторой степени, разнообразие деревьев и подлеска (Hunter, 1990). Также важно, чтобы такие схемы основывались на масштабе, большем, чем масштаб отдельного выдела. Необходимо будет разрабатывать всеобъемлющие схемы управления, содержащие подпрограммы, применимые в масштабе отдельных выделов, а затем объединять такие подпрограммы на более высоком уровне регионального ландшафта. Пример такого подхода, который был разработан для воробья Бэкмана (Aimophila aestivalis) в сосновых лесах, обсуждался в главе 7.
В главе 11 мы обсуждали, что лежит в основе управления экосистемами и каким основным принципам оно следует. Здесь мы начнем связывать эти принципы с реальной практикой управления, как она происходит или должна происходить, и проиллюстрируем некоторые из проблем и возможностей, связанных с экосистемным менеджментом.
Вообще говоря, управляемые территории, адекватные значительным затратам времени, усилий и средств, связанным с описанным в главе 11 экосистемным подходом к управлению, обычно бывают обширными и охватывают более, чем один тип экосистем в биофизическом смысле. Например, если бы ученый, изучающий экосистемы, описывал крупный водосборный бассейн, содержащий хвойные леса, озера и реки, то это описание исходило бы из существования трех отдельных экосистем со своими отличительными признаками, но экологически связанных между собой во многих отношениях. В то время, как эколог, занимающийся только водоемами, мог бы сконцентрировать свое исследование на экосистемных свойствах рек или озер, эколог экосистем должен думать также о приносе органики из водосборного бассейна, поступлении воды с поверхностным стоком и о прочих входящих потоках.
Таким образом, нам необходимо четко разграничить экосистемы, как биофизические единицы, и понятие “экосистема”, как часть выражения “управление экосистемами”. До этого мы обсуждали экосистемы как биофизические образования. Наше внимание было сосредоточено на уровне биологической организации, следующим за популяцией и сообществом, который включает взаимодействия между биотой и физической средой. При таком использовании понятия, люди включаются в него постольку, поскольку их деятельность изменяет структуру и процессы биофизических экосистем. Но понятие экосистемы приобретает расширенный смысл, когда оно используется в управлении экосистемами – в этом понимании цельная управляемая территория может быть названа экосистемой, даже если эта территория настолько велика, что включает несколько типов биофизических экосистем*. \Сноска: * Из данного определения ясно видно, что авторы используют термин “биофизическая экосистема” как синоним распространенного в рускоязычной (и немецкой) литературе термина “биогеоценоз”, предложенного В.Н. Сукачевым (1943). Между тем, более общепринятым, в том числе и в англоязычной литературе, является понимание экосистемы как единицы неопределенного масштаба, как она и была впервые употреблена Тенсли (Tansley, 1943). В этом смысле, разумеется, даже самый обширный и гетерогенный водосборный бассейн может рассматриваться как единая экосистема с тем же правом, что и любая его часть, вплоть до отдельных валежин с их населением беспозвоночных, грибов и печеночников. Включать или не включать в понятие экосистемы обитающих или действующих в ее пространственных рамках людей – также скорее дело вкуса (или вернее потребностей, зависящих от исследовательских задач), но не принципиальный вопрос. – прим. редакции перевода\
Примером одного из крупнейших проектов экосистемного менеджмента, который включает несколько типов биофизических экосистем, служит “Экосистема Большого Йеллоустона” (ЭБЙ), обсуждаемая детально в главе 18 (типовая ситуация 5). Экосистема Большого Йеллоустона включает, как минимум, следующие биофизические экосистемы: хвойные леса, травяные сообщества, горячие источники, реки, озера, выпасаемые естественные пастбища и сельскохозяйственные поля. Какая логика управления и какие научные обоснования оправдывают применение к такому гетерогенному ландшафту названия “экосистема” и объединение его в огромный единый блок управления? Ответ в том, что такая стратегия имеет и управленческий, и научный смысл, если управляемая территория представляет собой сеть биофизических экосистем, объединенных экологическими взаимодействиями либо социальными институтами.
Например, стада крупных травоядных – в основном, бизонов, лосей и вилорогих антилоп – адаптировались к ландшафту Йеллоустона с помощью сезонных миграций в наиболее предпочитаемые районы. Одной из самых существенных таких миграций были зимние передвижения стад вниз с возвышенных плато в горные долины и долины рек – то есть в районы, которые сегодня освоены под сельское хозяйство и дачи. Другой важный миграционный путь вел в окружающие парк лесные земли (федеральные и штата). Потребность в миграциях делает бизонов, лосей и вилорогов зависимыми от доступа к этим, не входящим в парк окрестным землям, и от характера использования этих земель. Животные используют несколько биофизических экосистем, и все они должны быть учены при экосистемном подходе к управлению.
При выборе границ управляемой территории, следует учитывать три биофизических положения, которые мы перечислим по мере убывания их важности. Первое: экосистема, как биофизическая единица, должна быть помещаться полностью внутри управляемой территории. Попытки управлять только отрезком реки или половиной озера едва ли будут успешными. Второе: если территория охватывает множество типов биофизических экосистем, то решение, включать их в нее или исключить, должно основываться на степени их функциональной связанности – например, как озер с водосборными бассейнами или эстуариев с реками. Включение различных экосистем, связанных функционально, является логичным потому, что управляющие решения, напрямую воздействующие на одну экосистему, будут косвенно влиять и на другую. И третье, менее общепринятое биофизическое положение: желательно объединять вместе экосистемы, которые независимы друг от друга (то есть связи между ними слабы или вовсе отсутствуют), но подвержены одним и тем же стрессам. Обычные примеры включают программы борьбы с загрязнениями, такими как кислотные дожди или другие загрязненные промышленностью атмосферные осадки, которые могут переноситься на большие расстояния и пересекать различные ландшафты.
В общем случае, территории, к которым применяется экосистемный менеджмент, должны быть большими, чтобы охватывать ресурсы, необходимые для различных популяций, составляющих биотический компонент экосистемы. Для управления экосистемами важна пространственно распределенная ландшафтная информация, что вытекает из трех хорошо обоснованных принципов: (1) пространственная конфигурация источников пищи влияет на то, какие источники пищи будут использоваться; (2) ресурсы не обязательно должны быть всегда доступны в каком-то одном определенном месте, но их отсутствие может быть скомпенсировано наличием ресурсов в другом месте; и (3) некоторые части ландшафта могут не использоваться, потому что растительный покров слишком скуден и/или слишком велик риск встречи с хищниками. Таким образом, план управления должен охватывать достаточную площадь достаточно гетерогенного ландшафта, чтобы популяции были способны к самоподдержанию, несмотря на временные изменения обилия ресурсов. Это пространственный масштаб, который Флеминг с соавторами (Fleming et al., 1994) назвали “функциональной ландшафтной мозаикой”, в большой степени определяет границы “экосистемы” в контексте экосистемного менеджмента.
Главным следствие динамичной природы экосистем является то, что управление ими также должно быть динамичным – то есть гибким и спобным к реакции. Управление, которое творческим и инновационным образом отвечает на изменения в сложных системах, называется “адаптивным управлением” (Holling, 1978; Walters, 1986) и, как обсуждалось в главе 11, является отличительной чертой управления экосистемами. Измененчивость и динамичность экосистемы не означает, что она хаотична. Экосистемы предсказуемы в некотором пространственном и временном масштабе. Сегодняшний лес, вероятно, останется лесом и завтра, если только сегодня ночью не случится ураган. Это именно тот тип непредсказуемости – во многих масштабах – который надо вводить в программы по управлению, и который должны учитывать менеджеры.
Эта неотъемлемо присущая экосистемам динамика изменений делает управление по предписаниям трудным и неэффективным. Следовательно, управление должно придерживаться другой стратегии – оно должно быть гибким, адаптивным и предсказательным. Это означает принимать, что любое управляющее действие может иметь ряд различных исходов, с некоторой вероятностью каждого из них; подходить к управлению как к эксперименту, на результатах которого учатся и на основании их модифицируют последующие действия; быть готовым лично и на уровне организации признавать свои ошибки и учиться на них, вместо того, чтобы стремиться свести их к минимуму или защитить устоявшийся образ действий.
Подходы адаптивного управления находят применение в огромном многообразии сложных систем – от анализа политики до организации производства. Как следствие, разработано множество аналитических инструментов и моделей. Большинство этих аналитических подходов представляет собой некоторые формы имитационного моделирования, которые обычно используются для исследования потенциальных последствий различных управленческих решений. Когда, более двадцати лет назад, имитационное моделирование было впервые применено к адаптивному управлению, оно рассматривалось как основной концептуальный и практический прорыв. Имитация управленческих решений позволила менеджерам применить компьютерное программирование к поискам реальных решений, некоторые из которых могли бы быть неподъемно дорогостоящими или их последствия трудно было бы изменить, окажись решение ошибочным.
Некритичное использование имитационного моделирования может, однако, неправомерно влиять на формирование целей управления окружающей средой. Например, одним из первых применений имитационного моделирования было управление важным вредителем лесного хозяйства Канады – хвойной листоверткой-почкоедом. В той модели лес оценивался скорее по производству балансовой древесины, чем по биоразнообразию или другим экосистемным ценностям. Поэтому не было предусмотрено никаких существенных ограничений на применение пестицидов для контроля вредителя; соответственно, моделирование различных стратегий контроля показало, что наилучшим выбором будет умеренное опыление ядохимикатами. Если бы лес оценивался с позиций защиты экосистемы, то использование пестицидов возможно и не оказалось бы решением этой проблемы (McLain and Lee, 1996).
Если имитационное моделирование используется для исследования последствий решений в управлении сложными экосистемами, то предпочтительнее не единичная модель, а набор моделей, каждая из которых имеет свою структуру и базовые предположения о ценностях. Например, так совместили модель жизнеспособности популяции воробьев Бэкмана со стандартной моделью планирования доходов от древесины (Liu et al., 1994). Использование двух моделей позволило оценить соотношение между вероятностью вымирания воробьев и изменением доходов от древесины при различных технологиях ее заготовки. Последние удачи в связывании экологических и экономических процессов включают также совмещение моделей для соотнесения экономического выхода и реакции сообщества птиц при различных лесоводственных режимах (Hansen et al., 1995).
Крупномасштабные программы управления окружающей средой могут включать различные биофизические экосистемы, более одной общественной или частной организации с управленческими полномочиями, коммерческие интересы, протестные группы, частных граждан и правовые ограничения всех уровней – от местного до федерального. В этом случае адаптивное управление должно далеко выходить за рамки простого имитационного моделирования, чтобы исследовать сложные управленческие варианты. Например, инновационный подход к пониманию того, как можно поддержать экосистему Большого Эверглейдса, был разработан Управлением по системам с преобладанием человека в рамках программы “Человек и Биосфера” Госдепартамента Соединенных Штатов (Harwell et al., 1996). В этом холистическом подходе географические информационные системы и имитационные модели использовались для разработки сценариев природопользования и гидрологии, при осуществлении которых Эверглейдсу обеспечивалась бы та или иная степень защиты уровня и качества вод, одновременно допуская и некоторое экономическое развитие Южной Флориды. Эти сценарии варьировали от варианта использования земель и распределения водных потоков в Эверглейдсе, имитирующих те, что существовали до поселения европейцев во Флориде, и до такого их варианта, который обеспечивал бы быстрое экономическое развитие при лишь минимальной защите Эверглейдса. Каждый сценарий затем оценивался группами, которые представляли социальные и экологические перспективы в процессе, известном как “анализ сценарий–последствие”. Именно из такого исследования выросла идея, что умеренные изменения в использовании воды на сельскохозяйственных землях вокруг Эверглейдса будут служить двум целям: поддерживать адекватное пополнение Эверглейдса водой и способствовать устойчивости сельского хозяйства Южной Флориды.
Выше мы все время утверждали, что экологические системы являются динамичными и организованы воздействием нарушений в различных пространственных и временных масштабах. Следовательно, кажется резонным, что экосистемный подход должен адаптивно включать естественные нарушения в режимы управления. Однако это легче сказать, чем сделать. Говоря практически, может оказаться сложным адекватно определить исторически сложившуюся частоту, амплитуду и размах естественных нарушений, и еще труднее сымитировать их. Смысл этого раздела – не разочаровать вас в использовании такого подхода (на самом деле, мы настоятельно рекомендуем применять естественные нарушения в управлении), но указать на связанные с ним ограничения и посоветовать, что приближение к режиму естественных нарушений может оказаться лучшим, что можно сделать при отсутствии точных знаний. Оно будет совершенно приемлемо, если мы станем применять такой режим адаптивным образом, будучи готовы учиться на своем опыте управления и улучшать свои методы.
Когда и каким образом следует экосистемному менеджеру вмешиваться в восстановление естественных процессов? Этот вопрос предполагает, что менеджер понимает и может оценить для каждого из этих процессов допустимые пределы вариаций в экосистеме, и знает, когда эти пределы превышены. Такой уровень понимания выходит за рамки простого знания исторически сложившихся режимов. Требуется более глубокое понимание, чтобы заметить, когда крайности становятся так велики, что вызовут долгосрочные неприемлемые изменения в экосистеме – то есть, когда будет превышена упругость системы. Например, лесничий может кое-что узнать об исторически сложившейся частоте пожаров, изучая пожарные отметины на годовых кольцах деревьев. Но возможно для него было бы важнее понять, как часто могут случаться пожары, прежде чем экосистема совершит фундаментальный переход в другой тип экосистем, как это показано в модели Холлинга (см. Рис. 11.8).
Историческая информация о распределении случаев естественных нарушений, таких как пожары, убийственные морозы, разрушительные шторма или наводнения, помогает направлять управленческие решения. Мы должны, однако, помнить, что имитирование исторических паттернов нарушений может и не привести к желаемым результатам, потому что современные экосистемы обычно включены в ландшафт, который очень отличается от прежних условий. Фрагментация, изоляция и сократившийся ареала – все это влияет на то, как экосистема отвечает на режим нарушений, перемещение популяций, внедрение экзотических видов или любой другой, потенциально разрушительный процесс. Менеджер должен знать, какова упругость управляемых экосистем по отношению к возмущениям различного типа, интенсивности и частоты.
Чтобы получить информацию такого рода, менеджеру нужно проводить по возможности крупномасштабные эксперименты, придерживаясь принципа адаптивности. Примерами могут служить: выжигание с различной периодичностью экспериментальных лесных площадок, чтобы найти тот предел, после которого естественное восстановление становится неудовлетворительным; увеличение амплитуды попусков воды из водохранилищ, чтобы определить ту их величину, при которой начинают деградировать лежащие ниже по течению нерестилища рыб; увеличение поголовья диких копытных или скота в пустынных степях для того, чтобы определить порог, за которым колючки и другие несъедобные растения начинают сменять ксерофитные злаки.
В Соединенных Штатах средне- и крупномасштабные эксперименты такого типа осуществляются в системе участков Долгосрочных экологических исследований (Long-Term Ecological Research – LTER) при поддержке Национального научного фонда, зачастую в партнерстве с федеральными ведомствами и ведомствами штатов. Распределение участков LTER (Рис. 12.8) демонстрирует обширный, но все еще неполный, охват типов экосистем в Соединенных Штатах. Нужно еще шире проводить средне- и крупномасштабные эксперименты, направленные на исследование пределов упругости экосистем. Основная роль общественных земель – защита наших природных ресурсов, но эти земли (и воды) должны рассматриваться также, как природные лаборатории, чтобы помочь нам понять пределы управления экосистемами.
Возвращаясь к вопросу, должно ли управление имитировать природные процессы, можно сказать, что точно скопировать природные процессы менеджеру чрезвычайно сложно. Более того, существуют неопровержимые доводы, почему менеджеры не должны исходить из намерения точно имитировать естественные процессы. Выбрать определенный режим процесса управления, в точности копирующий природу, означает, что избран какой-то эталонный исторический период, для которого известны все действовавшие в то время природные процессы, и эти процессы менеджер сможет воспроизвести. Выбор такого эталонного периода – весьма произвольная процедура. Например, стоит ли принять за такой эталон для Северной Америки период ее доиндустриального развития, или время, предшествовавшее появлению европейцев, или же время, предшествовавшее нарушению природы человеком, или еще какой-нибудь другой период? И конечно, чем далее во времени мы помещаем наш период Эдема, тем меньше мы знаем о природных процессах, которые тогда имели место. Но даже если бы эти процессы были известны, между ландшафтами, существовавшими сотни лет назад, и сегодняшним фрагментированным ландшафтом существует огромное различие в пространственных масштабах и связанности участков биотопов, и потому невероятно, что менеджер может вопроизвести тогдашние процессы каким-либо осмысленным образом.
Рассмотрим управленческую дилемму, вытекающую из следующего исторического анализа. Семиаридные возвышенности на стыке штатов Нью-Мексико, Аризона, Колорадо и Юта известны как район “Транс-Пекос” (т.е. лежащий за рекой Пекос, к западу от нее – прим. переводчика). Трутт (Truett, 1996) задается фундаментальным вопросом: “Соответствует ли современная плотность популяций бизона и лося плотности их популяций в этом районе в то время, когда здесь преобладали аборигенные культуры?”. Используя информацию о видовом составе останков животных в древних индейских мусорных кучах и ранние расчеты европейских исследователей, он пришел к заключению, что сегодняшняя плотность популяций намного превышает их плотность, поддерживавшуюся до европейской колонизации. Кажется наиболее вероятным, что сегодняшнюю высокую плотность обусловили два основных фактора. Во-первых, водяные баки и пруды для скота существенно увеличили количество доступной воды в этом семиаридном регионе. Во-вторых, охотничий пресс со стороны индейцев в до-колонизационный период вызывал значительно большую смертность, чем сегодняшняя спортивная охота.
Таким образом, для менеджеров в этом регионе возникает дилемма: если в качестве цели управления они принимают воссоздание экологической системы, какой она была до трансформации ландшафта крупнотоварным скотоводством, горными разработками и прочей хозяйственной деятельностью, то им придется убрать искусственные источники воды, восстановить миграционные пути и, возможно, выбраковать часть бизонов и лосей. То, что они получат в результате этих усилий, конечно, не будет восстановлением древней экологической системы, а станет бледным подобием некоторых элементов тех времен. Что же в этом случае должен предпринимать экологический менеджер?
Мы не считаем, что “заморозить” систему в каком-то произвольно выбранном временном периоде – это достойная роль для экосистемного менеджмента. В реальном мире ресурсный менеджер должен соблюдать баланс между многими конкурирующими задачами. Следы человека всегда будут присутствовать в природе во всем неисчислимом множестве своих форм и степеней, и это не новость. Тысячи лет человечество было основным фактором, определяющим форму и функции большинства наземных и пресноводных экосистем. Оно получало выгоды и терпело издержки, связанные с природными услугами, предоставляемыми этими экосистемами. Дубовые саванны Калифорнии, дубовые перелески Европы, открытые лужайки (“проплешины”) на горных вершинах южных Аппалачей, внутренние долины Анд, африканские саванны, солоноводные займища – все они имеют долгую историю сильного влияния человека.
Экологический менеджер не может точно сымитировать природные процессы или восстановить исторически далекую природную среду. Но недопустима и другая крайность – в наш век бурного роста населения и экономического развития экологический менеджер также не может безответственно занимать позицию невмешательства и становиться простым наблюдателем продолжающегося разрушения биоразнообразия и утраты нашего природного наследия. Во врезке 12Б мы используем пожары – почти повсеместный инструмент для управления наземными экосистемами – чтобы рассмотреть, как менеджер может отыскать разумный баланс между копированием природных процессов и решением неотложных управленчских проблем.
Из нашего изложения уже должно быть ясно, что решения в экосистемном менеджменте должны, в основном, приниматься совместно. Более того, экосистемный подход к управлению открыто рассматривает людей как неотъемлемую часть экосистемы. Это не означает, что природные экосистемы должны управляться с целью максимизации их экономической ценности, к чему стремится движение, по недоразумению носящее название “Разумное использование” (“Wise Use”); это не означает и того, что положение всех биологических видов эквивалентно положению человека, как считают некоторые в движении за права животных. Пожалуй, люди рассматриваются как часть экосистемы по ряду причин. Во-первых, из-за исключительной численности человеческого населения, соединенной с нашими материальными желаниями и запросами, мы оказываем всепроницающее влияние практически на все экосистемы; ни культура, ни образ жизни, ни политическая система не свободны в полной мере от этого влияния. Во-вторых, по этическим или религиозным мотивам мы принимаем ответственность действовать, чтобы противостоять разрушительным для природных экосистем последствиям нашей экономической жизни. В-третьих, мы не сможем понять ни динамику экосистемных функций, ни отклонения в структуре экосистем, если не включим в рассмотрение людей в качестве “ключевого вида”. В-четвертых, долгосрочное успешное управление экосистемами требует сотрудничества всех заинтересованных лиц, что подробно характеризуется во врезке 12В.
Основными заинтересованными лицами являются те люди, чьи средства к существованию или место жительства связаны с управляемой территорией, и те организации (государственные, общественные или частные), деятельность которых затрагивает эту территорию. Основные заинтересованные лица должны играть главные роли в разработке, внедрении, мониторинге и оценке плана управления экосистемой. Участие второстепенных заинтересованных лиц лучше осуществлять посредством форумов, где общественность может высказать свои комментарии.
Когда в процесс принятия решений вовлечены заинтересованные лица, часто возникают противоречия. Человек часто принимает решение об использовании ресурсов, основываясь на краткосрочных и своекорыстных целях. Но те же самые заинтересованные лица в других обстоятельствах могут принять решение, которое нацелено на длительный период времени, базируется на интересах общества и способствует устойчивости ресурса. Для того, чтобы совместно принятое решение увеличивало устойчивость экосистемы, необходимо найти механизм, уравновешивающий собственные интересы и первостепенные потребности, обеспечивающие устойчивость ресурсов. Например, развитие образования в местной общине и вовлечение в локальные проекты может снизить недоверие, минимизировать вероятность узко эгоистических решений и внести вклад в то, что было названо (Crance and Draper, 1996) “социально совместным выбором”. Пример практического подхода, вовлекающего заинтересованных лиц, предложен во врезке 12В.
Мы уверены, что принципы управления экосистемами, сформулированные в главе 11, предлагают менеджерам подходящий механизм для постановки разумных целей. Принцип долгосрочной устойчивости требует от менеджеров создания функциональной ландшафтной мозаики, которая содержит все необходимые ресурсы для поддержания биоразнообразия и функций экосистем. Принцип адаптивного управления позволяет менеджеру принимать решения в атмосфере неопределенности, внося необходимые коррективы на основании постоянного мониторинга и использования индикаторов. Принцип вовлечения в принятие решений заинтересованных лиц позволяет менеджеру найти приемлемый баланс между строгой охраной на одном полюсе и тотальной экономической эксплуатацией – на другом.
Большие пространственные масштабы, обычно вовлекаемые в управление экосистемами, требуют специальных методов для сбора и анализа данных. Такие методы включают в себя дистанционное зондирование и географические информационные системы (ГИС). Дистанционное зондирование может быть основано на аэрофотосъемке с небольшой высоты или на фотографировании со спутника с большой высоты (Рис. 12.9). Первый способ дает изображение с высоким разрешением для относительно малых участков, жертвуя, таким образом, общей информацией о крупных ландшафтах. Последний же – изображает относительно большие территории с низким разрешением, жертвуя деталями ради более широкой географической информации. Использование специальной пленки и фильтров позволяет сосредоточивать внимание на различных участках электромагнитного спектра и, таким образом, позволяет концентрироваться на информации определенного типа. Например, фотография ландшафта, снятая с помощью инфракрасной пленки, может показать пространственное распределение поверхностных температур. На этих фотографиях легче увидеть растительный покров и отличить его от скал, голой почвы или воды. Международный симпозиум по технологиям в управлении природными ресурсами (ASPRS/ACSM/RT, 1992) представил убедительные примеры применения ГИС и дистанционного зондирования для сохранения ресурсов.
Однако важно понимать и пределы этих методов. Инфракрасная пленка может легко выявлять растительность, но только если она покрывает большую часть пикселя (точка, которая образует мельчайшую единицу фотографического разрешения). Таким образом, эти фотографии будут представлять смещенную картину растительного покрова, не отделяя участки с редкой растительностью от участков, где растительность отсутствует. В пустынных районах, где растительный покров иногда сильно разрежен, инфракрасная фотография не сможет выявить значительную часть общей растительности.
Дистанционное зондирование особенно полезно для отслеживания больших изменений в использовании земель, таких как обезлесение и обращение лесных земель в сельскохозяйственные (Рис. 12.10). Так как отражательные свойства растений меняются в зависимости от их вида и физиологического состояния, то можно найти соответствие между условиями, существующими на земле, и данными дистанционного зондирования. Этот метод может быть использован для выявления признаков деградации биотопов, таких как большие изменения в видовом составе растительности или утрата растительного покрова из-за перевыпаса. Снимки с геостационарных спутников могут быть использованы для регистрации изменений среды в определенном районе в течение длительного времени с помощью серии последовательных фотографий.
Компьютерные географические информационные системы используются для анализа пространственно связанных наборов данных. ГИС можно использовать, например, чтобы особо выделить топографический рельеф, распределение растительности или любое физическое свойство, которое может быть снято при помощи дистанционного зондирования. ГИС может быть полезным инструментом для выбора наилучшего размещения резервата, облегчая картирование центров видового богатства, и для улучшения проектирования резервата, позволяя подробно рассмотреть физические особенности, распределение растительности, границы биотопов и гидрологическую сеть (Рис. 12.11). Важное применение ГИС – это, так называемый, гэп-анализ, разработанный в университете штата Айдахо (Scott et al., 1987) и обсуждаемый здесь в очерке 12В.
Вся эта замечательная технология должна быть сопровождена предупреждением: продукты применения ГИС могут быть внешне очень привлекательными, очень легко соблазниться этой технологией и забыть, что ГИС – это просто полезный инструмент для ответа на вопросы в больших пространственных масштабах. Чтобы правильно использоваться, он должен сочетаться с хорошими экологическими знаниями и хорошими способностями к принятию решений. Компьютеры хранят только данные, но не ответы на болезненные проблемы охраны природы. Эти ответы всегда будут исходить от компетентных и творческих природоохранников.
Во всем обитаемом мире прибрежные зоны испытывают высочайшую степень экономического освоения. В Соединенных Штатах прибрежные округа составляют 11% от всей земельной площади, но в последние годы на них приходится больше половины всего строительства нового жилья (World Resources Institute, 1994). Ожидается, что к 2010 году почти половина населения США будет жить в пределах 85 километров от побережья (Culliton et al., 1990). Как следствие, прибрежная морская среда испытывает существенную угрозу деградации, особенно в результате загрязнения сбросами сточных вод и стоками ливневой канализации из урбанизированных ландшафтов.
Но каждый прибрежный регион имеет и собственный, уникальный набор проблем. Во влажных тропиках основную проблему создает вынос реками большого объема осадков вследствие эрозии почвы; в некоторых частях средиземноморского региона – это массовый сброс плохо очищенных сточных вод; в Мексиканском заливе нефтехимия загрязняет эстуарии и отравляет пляжи; в заливах Флориды волны от сверхмощных прогулочных катеров подрывают заросли морской травы. В большинстве случаев, угроза прибрежным зонам возникает от одной системной проблемы – от нашей склонности маскировать неустойчивость экономического роста, сваливая его отходы в океан.
Чесапикский залив (Чесапик Бэй), находящийся в середине Атлантического побережья Соединенных Штатов (Рис. 12.12), знаменит богатыми уловами голубых крабов, устриц и рыбы; с 1983 по 1992 г. в этом заливе ежегодно добывалось около 40,5 тысяч тонн голубых крабов (Reshetiloff, 1995). Залив и окружающие его водно-болотные угодья служат домом для белоголового орлана, скопы, многих видов водоплавающих и других птиц. Чесапикский залив – одна из крупнейших, наиболее важных экономически и богатейших в отношении биоразнообразия прибрежных экосистем в Северной Америке.
Но в течение многих десятилетий залив служил приемным резервуаром для сложной похлебки из пестицидов, удобрений, тяжелых металлов и других ядовитых веществ, которые стекали с сотен тысяч гектаров лужаек, площадок для гольфа, сельскохозяйственных полей и асфальтированных поверхностей, занимающих большую часть его водосборного бассейна, а также для огромного количества бытовых и производственных отходов, которые прямо с очистных станций текут в залив. Эти десятилетия стресса нанесли немалые потери заливу и экосистемам его эстуариев. Под угрозой находилась добыча голубых крабов, уловы рыбы снизились, заросли морской травы, важные в качестве “детского сада” для молоди крабов и многих рыб, были фрагментированы и значительно сократились по площади. Поскольку реки, впадающие в эстуарии, приносили большое количество донных осадков, биогенов и токсикантов, некоторые части основного эстуария были обеднены кислородом, и в течение нескольких месяцев в году становились смертельными для рыб и крабов.
В ответ на эти ухудшающиеся обстоятельства в 1983 году была инициирована Программа по Чесапикскому заливу (ПЧЗ; Chesapeack Bay Program, СВР). Это многоуровневое партнерство включило федеральные ведомства, ведомства штата, а также множество сотрудничающих с ними окружных, муниципальных и неправительственных надзорных организаций, равно как группы, защищающие коммерческие и гражданские интересы. С самого начала, главной целью Программы было восстановить биологические ресурсы залива и эстуариев и достичь этой цели путем экосистемного управления. В настоящее время в ПЧЗ участвуют следующие партнеры:
Исследования, профинансированные девятью участвующими федеральными ведомствами, произвели огромный объем информации, упорядоченный в 129 базах данных и ГИС-проектах бассейна (Federal Agencies Committee, 1995). Вот лишь несколько примеров: аэрофотосъемка “цветения” фитопланктона, пространственно-временная картина растворенного кислорода, распределение популяции голубого краба, распределение птиц и распределение сброса отходов. На недавнем межведомственном совещании 104 новых, пока не существующих пакета данных были признаны приоритетно необходимыми для поддержки ПЧЗ. Значительные усилия были затрачены на то, чтобы сделать эти пакеты данных совместимыми между разными ведомствами и доступными для общественности. Например, некоторые ряды данных и их графическое представление можно скачать из Интернета, а задача стоит – сделать все данные, доступ к которым не ограничен, легко доступными.
Это краткое обсуждение баз данных и их доступности связано с экосистемным менеджментом в двух отношениях. Во-первых, поскольку информация доступна всем заинтересованным лицам, то ни одна из групп не имеет контроля над информацией, которая могла бы позволить ей контролировать принятие решений. Таким образом, доступ к данным может помочь совместному принятию решений или, по крайней мере, улучшению качества дискуссий на общественных форумах. Во-вторых, долговременные ряды данных важны для адаптивного управления, один из фундаментальных принципов которого гласит, что проект должен быть модифицирован, если он не достигает своих целей. Чтобы оценить прогресс, необходимы существенные мониторинговые работы. Долговременные ряды данных могут поддержать эту потребность в мониторинге, если они специально разрабатывались для данной цели. К сожалению, во многих случаях связь между рядами данных, полученных исследователями, и теми, которые необходимы менеджерам, слаба. Похоже, что Программа по Чесапикскому заливу представляет приятное исключение, так как выбор пакетов данных тесно связан с индикаторами прогресса и требованиями мониторинга. Например, стабилизация популяций голубого краба является одной из целей для восстановления. Чтобы измерить продвижение к этой цели, ряды данных, позволяющие вести мониторинг популяций краба, подкреплены рядами данных о коммерческой добыче, о сокращении зарослей морской травы, о различных загрязнителях и о заморных условиях – обо всем, что представляет основную угрозу для голубого краба.
Является ли Программа по Чесапикскому заливу успешным примером управления экосистемами? Программа, без сомнения, может указать на ряд важных улучшений в экосистеме залива и на ослабление некоторых важных угроз ей. Обзор основных показателей экосистемы Чесапикского залива показывает следующее (Chesapeake Bay Program, 1995).
Поддержание всеми заинтересованными лицами некоторого уровня участия является важным принципом экосистемного менеджмента. Группы гражданского мониторинга играют важную роль в оценке качества окружающей среды в районе залива. Например, Программа гражданского мониторинга Чесапикского залива (ПГМЧЗ) осуществляется силами обученных волонтеров, которые собирают пробы для анализов качества воды, следят за возможным появлением агрессивного интродуцента – дрейссены и отслеживают изменения биологических ресурсов. Волонтеры ПГМЧЗ собирают данные на 110 станциях и следуют протоколу отбора проб, так что базовые данные гарантированно характеризуются высоким качеством. ПГМЧЗ – это не единственная волонтерская организация, которая ведет мониторинг залива, более 21 группы гражданского мониторинга действуют в бассейне Чесапикского залива.
Программа по Чесапикскому заливу – это пример крупномасштабного управления экосистемами. Учитывая сложность экосистем залива и его бассейна, множество источников стресса, быстро растущее население региона и годы накопления груза биогенов и токсикантов, Программа по Чесапикскому заливу может указать на многочисленные достижения. Поскольку проблемы экосистемы залива явно не поддаются легкому решению, то граждане должны признать ПЧЗ долговременным вкладчиком в обеспечение качества жизни в регионе Чесапикского залива. В одном лишь Мэриленде в проектах восстановления залива активно участвуют около 1000 местных общественных организаций, волонтерских групп и школ, что свидетельствует о высоком уровне гражданского признания. Сверх того, действующий в Мэриленде частный Трест Чесапикского залива, финансируемый через пожертвования, вычеты из налогов штата и на средства от продажи памятных номерных знаков Чесапикского залива, раздал более 6 миллионов долларов в виде грантов гражданским группам в период между 1985 и 1994 гг. (Chesapeake Bay Trust, 1995).
Мир, в котором действует природоохранный менеджер, сложен и полон вызовов. Ежедневно приходится принимать множество решений на всех фронтах и мало шансов, что удастся воспользоваться готовым рецептом или легким ответом. Однако мы предлагаем десять ключевых направлений планирования, общих для большинства сценариев управления; они должны послужить основой для энергичного и информированного менеджмента охраняемых природных ландшафтов.
Для природоохранного управления важны несколько уровней пространственного масштаба. На уровне единичного вида или популяции наработана длительная история управления с целью получения стабильного урожая, особенно охотничьих и промысловых видов. Результаты такого управления, в лучшем случае, двойственны. Не существует ни одного хорошего примера, когда бы максимальный стабильный урожай промыслового вида животных не завершился катастрофой. Управление единичным видом находится в центре внимания и тогда, когда этот вид используется как суррогатный или индикаторный для целых сообществ. И опять, примеров успешного управления, построенного на такой основе – немного.
Следующий уровень масштаба – управление биотопом или сообществом – многое обещает охране природы, если манипуляции с биотопом предпринимать в интересах биоразнообразия в целом, а не только ради единичного целевого вида. Преобразование существующих методов управления в масштабе сообщества, особенно в лесном хозяйстве, чтобы сделать их совместимыми с сохранением биоразнообразия, может внести важный вклад в охрану природы на этом уровне.
С управлением на уровнях экосистемы и ландшафта связаны самые большие надежды на успешное сохранение биоразнообразия. Выявление и регулирование критически важных видов или процессов, таких как ключевые виды или круговороты биогенов, является залогом большого прогресса в деле охраны природы. Технологические достижения, такие как дистанционное зондирование, спутниковые снимки и географические информационные системы, повышают возможности управления на уровне ландшафта.
Охрана природы на этих более высоких уровнях организации и, обычно, в более крупных пространственных масштабах требует, чтобы управляемые территории оконтуривались естественными экологическими границами. Выявление сильных функциональных связей между биофизическими экосистемами в пределах ландшафта представляет объективный и научно обоснованный способ определения естественных границ.
Эти две главы, посвященные управлению, представляют только первоначальный взгляд на сложный, вызывающий, а иногда и пугающий мир природоохранного менеджера. Должно стать понятно, что не существует наборов инструкций, нет ясных и постоянных правил, по которым реально действует этот менеджер. Каждая ситуация – уникальна, и у каждой – свои собственные сложности и ограничения. Самый лучший совет – это собрать насколько возможно более адекватную биологическую, социологическую, экономическую и политическую информацию относительно управленческой ситуации, а затем действовать в соответствии со своей интуицией в интересах долгосрочного сохранения биоразнообразия. Семь взятых из реальной практики примеров природоохранного управления будут рассмотрены в главе 13. Вы обнаружите в них многие проблемы и возможности, из числа обсуждавшихся на более теоретическом уровне в этих двух последних главах. И вы увидите управление охраной природы в действии.
Agee,J.K. and D.R.Johnson (eds). 1988 Ecosystem Management for parks and Wilderness University of Washington Press, Seattle. Этот сборник статей рассматривает управление охраной природы на “системном уровне” более подробно, чем на уровне отдельных популяций. Это хорошее знакомство и с ограничениями и с потенциалом управления, в большей степени экосистемами, чем отдельными видами.
Clark, T.W., R.P.Reading and A.L.Clarke (eds) 1994. Endangered Species Recovery: Finding the Lessons, Improving the Process. Island Press, Washington, D.C. Критическая оценка программ по видам, находящимся под угрозой вымирания, с намерением рассмотрения уроков из прошлого опыта и улучшения будущих действий. Главы включают примеры и различные теоретические обзоры. Отличное введение в критическое мышление и оценку, что крайне необходимо для управления охраной природы.
Gunderson,L.H.,C.S. Holling, and S.S.Light (eds) Barriers and Bridges to the Renewal of Ecosystems and Institutions Columbia University Press, New York. Глубоко рассматриваемый, сфокусированный на проблемах подход к реальному управлению в реальном мире. Книга предлагает крепкую основу для нового мышления на уровне систем и предоставляет замечательные примеры, которые демонстрируют трудности и возможности для управления экосистемами по всему миру.
Hansson,L., L.Fahrig, and G.Merriam (eds). 1995. Mosaic Landscapes and Ecological Processes. Chapman and Hall, New York. 12 глав этой книги предоставляют отличный обзор ландшафтной экологии и дадут вам понимание сути того, как схемы и процессы на уровне ландшафта связаны с экосистемным управлением.
Hunter, M.L. 1990. Wildlife, Forests and Forestry: Principles of Managing Forests for Biodiversity. Prentice Hall, Englewood Cliffs, NJ. Очень хорошее рассмотрение современного управления лесами в контексте сохранения биоразнообразия.
Interagency Ecosystem Management Task Force. 1995. The Ecosystem Approach: Healthy Ecosystems and Sustainable Economics.Том 1: обзор. Том 2: вопросы внедрения. Том 3: примеры. National Technical Information Service, Springfield, VA. Неординарное и ясное представление экологического подхода группы задач правительственного агентства Соединенных Штатов. Ясно рассмотрены принципы экосистемного управления и способы реализации этого подхода посредством различных организаций.
Turner,M.G.1989. Landscape Ecology: The Effect of Pattern on Process. Annu. Rev. Ecol. Syst. 20:171-197. Один из лучших обзоров по ландшафтной экологии, так как рассматривает функциональные связи между экосистемами и экологическую важность пространственных моделей в ландшафте. Это самый лучший обзор для тех, кто интересуется тем, как гетерогенность ландшафта может влиять на экологические процессы
Western, D., R. M. Wright, and S.C. Strum (eds) 1994 Natural Connections: Perspectives in Community-based Conservation. Island Press, Washington, D.C. Хороший общий обзор многих проектов по охране природы, опирающихся на сообщество. Среди 12 подробных примеров, одним из лучших является программа CAMPFIRE по островам Зимбабве. Географически охватывает Непал, Индию, Индонезию, Африку, Австралию, Латинскую Америку, Соединенные Штаты, Объединенное Королевство. Очень хорошо рассмотрены общие вопросы, такие как землевладение, культурные традиции и экономические размерности. Даже только из-за последних 5 глав, которые образуют “Обзорную” секцию, эту книгу стоит прочитать.
Процесс планирования должен удовлетворять нескольким общим требованиям. Он должен быть сконцентрирован на достижении основных целей управления, а не стараться охватить слишком многое. Он должен завершиться созданием адаптивного и гибкого плана управления; то есть, необходимы периодические оценки, насколько план способствует достижению целей, требуется ли изменить эти цели или нет, какие изменения нужно внести в план. При разработке плана должны учитываться и применяться принципы успешного управления, подробно обсуждаемые в главе 11. Качественный план принятия и выполнения управленческих решений можно разработать, опираясь на следующую программу из 10 пунктов.
Пожар – это естественный фактор нарушения экосистем, но это и инструмент управления, который можно использовать, для снижения риска нанесения ущерба собственности и для манипуляций паттерном местообитаний. Пожары, устраиваемые намеренно и проходящие под контролем менеджеров (преднамеренные палы), представляют собой наиболее общий способ управления наземными экосистемами. Преднамеренные палы снижают вероятность катастрофических естественных пожаров, уменьшая объем накопленного “горючего” в виде валежника, сушняка и прочего легковоспламеняющегося растительного материала. Преднамеренные палы используются также для того, чтобы создать определенное местообитание, повысить пространственную гетерогенность, устранить нежелательную растительность. Преднамеренные палы часто рекламируют как “естественный” инструмент управления, поскольку пожары естественным образом случаются в большинстве наземных экосистем.
Прежде всего, давайте, исследуем, какая информация необходима для того, чтобы использовать преднамеренный пал как естественный процесс. Для некоторого исторического периода нам хотелось бы получить ответы на несколько вопросов. Как часто случались пожары и в какой части годичного цикла? Была ли продолжительность перерывов между пожарами распределена нормально или же существовала тенденция к группированию “пожарных” лет либо, напротив, к их разнесению по времени? Были ли пожары “горячими”, то есть такими, при которых остается только обнаженная минеральная почва и улетучиваются большие объемы почвенного азота, или же они были “холодными”, оставляющими пятна нетронутой растительности? Были эти пожары локальными или же обширными по площади? Были ли пройденные пожаром территории простыми по своей топографии или их топография была сложна так, чтобы ответы растительности и популяций животных на воздействие пожара варьировали в пределах территории? Наконец, нам необходим ответ на такой, критически важный, вопрос: “Если мы введем исторически достоверный режим пожаров, будет ли ответная реакция экосистемы такой же, какой она была в прошлом?”. В сущности, это иной способ задать вопрос, не выйдет ли применение исторически достоверного режима нарушений за пределы упругости современных экосистем. Сперва мы исследуем все, что необходимо, чтобы понять исторически существоваший режим пожаров. Затем посмотрим, как пожары могут быть использованы для содействия управлению экосистемами.
Следы старых пожаров, сохраняющиеся на годовых кольцах деревьев, позволяют датировать пожары с помощью дендрохронологии, то есть путем подсчета годовых колец от настоящего времени и до пожарной отметины. Хотя какую-то определенную отметину можно датировать впрямую, выявление временного распределения интервалов между пожарами, ареалов распространения пожаров и различий этих распределений при сравнении различных участков требует тщательного аналитического подхода. Предположим, например, что менеджер хочет выяснить распределение интервалов между пожарами для двух разных управляемых территорий, чтобы применить на них режим преднамеренных палов, соответствующий “естественной” исторической последовательности пожаров. Предполагая, что выбор эталонного исторического периода должен быть логически обоснован, экологически мыслящий менеджер мог бы задаться несколькими резонными вопросами. Как часто случались пожары? Является ли средний интервал между пожарами подходящим для целей управления показателем частоты пожаров, или необходимо учитывать также дисперсию и временные тренды продолжительности интервалов? Менеджер мог бы также заинтересоваться, отличались ли исторические последовательности пожаров для этих двух управляемых территорий.
В поисках ответа на эти вопросы менеджеру необходимо установить подходящий режим отбора образцов для анализа дендрохронологических данных. Чтобы сделать это правильно, так, чтобы для оценки могла быть использована статистическая модель, каждое дерево на изучаемой территории, достаточно старое, чтобы охватить интересующий нас временной интервал, должно иметь равную вероятность попасть в выборку. Если собираются сравнивать различные территории или различные периоды времени для того, чтобы посмотреть, отличаются ли исторические последовательности пожаров, то необходимо выбрать определенную статистическую модель. Если пожары случаются ежегодно с равной вероятностью, то подойдет отрицательное биномиальное распределение. Однако, если вероятность пожара (или вероятность, что некое данное дерево несет пожарную отметину) является возрастающей или убывающей функцией продолжительности времени со времени последнего выгорания, то необходимо использовать другую статистическую модель, такую как распределение Вейбулла. Модели и методы определения частот пожаров обстоятельно рассмотрены Джонсоном и Гатселлом (Johnson and Gutsell, 1994).
Знание исторической последовательности, как бы точно она ни была известна, все еще недостаточно для применения режима преднамеренных палов, если он должен близко имитировать естественные процессы. Поведение естественно случившегося пожара – это не только функция времени, прошедшего с момента последнего пожара, оно также подвержено влиянию атмосферных условий, таких как ветер и влажность. Однако атмосферные условия с сильным ветром и низкой влажностью, способствующими обширным горячим пожарам – это не те условия, которые выберет для проведения пала осторожный менеджер. Следовательно, преднамеренные пожары, как правило, приводят к фрагментарным выгораниям. Это может имитировать некоторые типы естественных возгораний, но, например, не будет воспроизводить эффекты горячих пожаров, при которых улетучивается большая часть азота, поверхность почвы стерилизуется и убирается весь накопленный валеж. Принимая во внимание тяжкое бремя затрат времени и средств, которых потребуют исследования такого рода, экологический менеджер мог бы, пожалуй, спросить: “А стоит ли оно того?”.
Перед нами остались некоторые важные вопросы, которые беспокоят всех экологических менеджеров, пытающихся воссоздавать исторические последовательности нарушений, будь то пожары, наводнения или любые другие действующие факторы. Если мы пытаемся имитировать природную последовательность нарушений с помощью управляющих воздействий, то насколько близким должно быть приближение? Какие индикаторы следует использовать, чтобы отслеживать успехи или неудачи режима нарушений? Связанная с этим проблема – как быть, если слишком точное копирование исторических паттернов и процессов естественных нарушений вызывает разрушение современного аборигенного биоразнообразия экосистемы, увеличивает приживаемость и распространение чужеродных видов или снижает исходное плодородие почвы? Столкнувшись с этими нежелательными последствиями, менеджер, скорее всего, применит другой, хотя и более искусственный, режим нарушений, дабы сохранить экосистему. Это экологически рациональный ответ, поскольку он признает, что исторически точные паттерны и процессы нарушений могут превысить сопротивляемость современных экосистем.
Эти проблемы становятся особенно важны в случае интенсивного управления, какое часто требуется для мелких охраняемых природных территорий. Например, если для установления режима преднамеренных палов в маленьком резервате были использованы историческая последовательность интервалов между пожарами и средняя выгоравшая в них площадь, то на большей части резервата может оказаться представленной единственная стадия послепожарного восстановления, что сильно снизит биотопическую гетерогенность.
Куда же ведут нас все эти рассуждения, имея в виду разработку режимов управления с помощью огня? Во-первых, исторические записи о частоте пожаров являются полезным первым шагом в разработке планов преднамеренных палов (пример успешного использования истории пожаров для введения преднамеренных палов см.: Lesica, 1996). Следующий шаг состоит в оценке всех прочих обстоятельств, которые могут противоречить применению исторически существовавшей последовательности пожаров. Эта фаза оценки, конечно, требует широкого вовлечения заинтересованных лиц, связанных с управляемой территорией. Обсуждение должно быть построено таким образом, чтобы оно могло привести к пробному плану управления пожарами, который можно применить, проверить в действии и затем модифицировать в рамках адаптивного управления. Это не легкий процесс. Поскольку пожар может затрагивать большие площади и всегда существует риск, что он выйдет из-под контроля, то общественность настороженно относится к намеренному использованию пожаров для управления. Мало того, увеличение плотности застройки и прочее освоение территории, прилегающей к общественным землям, делает еще более проблематичным согласие общественности на такое использование. Так, в обсуждение проблем управления при помощи пожаров неожиданно оказалась вовлечена Американская ассоциация легочных болезней – она обеспокоена тем, что частицы дыма могут представлять угрозу для здоровья.
Многие природоохранные менеджеры сейчас сталкиваются с существенной оппозицией использованию пожаров, и противостоять этой оппозиции будет все труднее по мере того, как частная застройка и освоенные территории все более окружают национальные парки и территории дикой природы, а частные участки продолжают множиться на общественных землях. Тут, таким образом, классический пример потребности в гражданском образовании, которое помогло бы людям расширить свои взгляды от чисто эгоистических до понимания социального значения устойчивости экосистем.
Земельное планирование и зонирование обычно предпринимается, когда нужно отрегулировать использование земли под застройку – от коттеджей с обширными приусадебными участками до многоквартирных домов и коммерческого использования, такого как торговые или промышленные комплексы. Хотя земельное планирование как средство влияния на хозяйственное освоение имеет долгую историю, лишь в последнее время его стали применять для разрешения конфликтов между сторонниками сохранения природных территорий, государственными ведомствами, несущими ответственность за охраняемые виды или ценные местообитания, частными землевладельцами и коммерческими застройщиками. Отдельные частные землевладельцы, конечно, охотно отказываются от части потенциальной рыночной ценности своей собственности, принимая природоохранные обременения или присоединяясь к земельным трестам, чтобы обеспечить долгосрочное сохранение природы на своих землях. Но природоохранное планирование на уровне сообщества – это новый подход, хотя он и не лишен некоторых значительных проблем, требующих разрешения.
Этот процесс, известный как Планирование сохранения природы на уровне сообщества (ПСПС; Natural Community Conservation Planning, NCCP), представляет собой применение принципов природоохранной биологии к планированию землепользования на местном уровне в рамках социального, политического и правового контекста использования земель (Reid and Murphy, 1995). Он сосредоточен более на сохранении биотопов, чем на охране отдельных видов, и допускает спланированное, контролируемое освоение, параллельно с защитой природных территорий. В средствах массовой информации фигурировал пример округа Орандж с прилегающими территориями в Южной Калифорнии: это план по защите прибрежных зарослей ксерофильных кустарников, служащих местообитанием калифорнийского комаролова (Polioptila californica) – птицы, охраняемой на федеральном уровне. Среди основных игроков в ПСПС – федеральные ведомства и ведомства штата, которые ответственны за соблюдение Закона об угрожаемых видах, окружные и муниципальные органы по планированию земель и пожарному контролю, компания The Irvin Company – основной землевладелец и застройщик в этом районе, организация The Nature Conservancy (TNC) и различные гражданские группы. TNC, под руководством Стива Джонсона, играла ведущую роль в переговорах.
Неопределенность, которую внесло в рынок застройки потенциальное принуждение к выполнению Закона об угрожаемых видах, явилась основным стимулом для игроков, заинтересованных в застройке, вступить в процесс переговоров. Хотя процесс не был легким, его упростило наличие единственного главного застройщика – The Irvin Company, уже имеющей опыт приспособления к природоохранным целям на примере своих работ по осушению заболоченных земель. После завершения природоохранного плана, критически важные биотопы кустарниковых зарослей побережья будут исключены из возможного освоения, а застройка вне этой выведенной территории будет происходить уже без опасения, что в будущем в нее вмешаются, чтобы принудить к исполнению Закона об угрожаемых видах.
ПСПС – это инновационный подход к достижению природоохранных целей на территориях, которым угрожает освоение. Однако имеется три аспекта, которые остаются проблематичными. Во-первых, непонятно, возможны ли процесс переговоров и успешное земельное планирование, когда будет вовлечено множество различных застройщиков. Во-вторых, этот подход видимо ограничен только теми биотопами, где обитают виды, охраняемые на федеральном уровне или на уровне штата, и он может оказаться неэффективным, если не будет угрозы судебного разбирательства. В-третьих, природоохранный план как бы “замораживает” местообитание вида в тех границах, которые определены в плане, и этим нарушает важный принцип адаптивного управления – необходимость пересматривать и обновлять планы охраны. Однако, в регионах, где прессинг интенсивного освоения высок, такие, основанные на решении местного сообщества, планы природоохранного использования земель могут быть единственной реальной возможностью для защиты биоразнообразия.
Эдвин П. Пистер, Бишоп, Калифорния
(Edwin P.Pister, Bishop, California)
Тот, кто начал свою карьеру в 1953 году, регулируя по заданию калифорнийского Департамента рыбы и охоты популяции рыб в обширных, густо исхоженных туристами районах восточной Сьерры и пустыни, с одобрением отметит, что за прошедшие 45 лет приоритеты общества, касающиеся охраны природы, стали более совершенными. К сожалению, программы управляющих ресурсами ведомств слишком медлительны в осознании и удовлетворении общественных запросов.
В течение двух десятилетий после Второй мировой войны основные усилия по управлению государственным рыбным хозяйством в Соединенных Штатах были направлены на удовлетворение желаний народа, освободившегося от ограничений военного времени и жаждущего испытать все радости отдыха на природе. Это была эпоха огромных рыбозаводов по разведению форели и программ по управлению водохранилищами. Руководство ведомства занимало самодовольную позицию, что такие программы и впредь будут всегда удовлетворять нужды общества. Все, что надо сделать, чтобы обеспечить их – построить побольше рыбозаводов и акклиматизировать в водохранилищах каких-нибудь чужеродных рыб (независимо от их происхождения или экологических последствий), на которых можно надеяться в плане временного улучшения любительской рыбалки. К этому сценарию управления подключились кадры ихтиологов-рыбоводов, появившиеся из множества расцветших в то время училищ рыбоводства и охотоведения, и жаждущие применить свежеизученные технологии для удовлетворения запросов рыболовов, а туда, где эти методы демонстрировали свою неадекватность, вызывался еще один передвижной рыбозавод, чтобы пополнить рыбные запасы. Еще не родившийся термин “биоразнообразие” дремал в недрах общества, пока не подозревающего о неблагоприятных переменах в рыбном населении, которые уже в те времена начинали происходить на американском Западе. В контексте данного очерка термины “управление” и “сохранение” – в основном, синонимы. Что мы сейчас пытаемся делать – это управлять ради сохранения биоразнообразия.
Как и следовало ожидать, учитывая, что рыба не может жить без воды, перемены впервые были замечены в пустынных районах Северной Америки, где вскоре стали сказываться отрицательные биологические последствия выкачивания и переброски вод человеком (Miller, 1961). Государственные ведомства на Юго-западе (и по всей стране) скоро обнаружили, что должны принять ответственность за то, к чему они были плохо подготовлены: за регулирование и сохранение аборигенной фауны рыб, почти повсеместно им малознакомой (а иногда и совсем неведомой), и известной, в основном, по одним лишь академическим исследованиям. По иронии судьбы, большую часть знаний по этому предмету ведомства черпали из списков, подготовленных с целью последующих химических обработок для уничтожения аборигенных рыб. Вплоть до этого момента, непригодные в качестве объектов рыболовства виды рыб рассматривались, в первую очередь, в отрицательном ключе – как нежелательные конкуренты экономически важных интродуцированных видов (Pister, 1991).
Ведомства оказались застигнуты врасплох, в основном, в двух отношениях: (1) имеющиеся у них знания о биологии многих из некоммерческих видов, а также о связанных с ними экологических взаимодействиях, были совершенно неадекватны задаче обеспечения дальнейшего существования ненарушенной фауны, (2) лишь немногие люди в этих ведомствах обладали философским складом ума, поощряющим энтузиазм заниматься управлением не в связи с рыболовством. Тех же, кто им обладал, постоянно мучал вопрос, задаваемый коллегами и обществом в целом: “А что в них толку?”. Этот вопрос, к сожалению, продолжает оставаться с нами и по сей день. Младенческий возраст менеджмента некоммерческих видов отразился в том факте, что когда в 1971 году Роберт Раш Миллер и я написали статью о регулировании ципринодона Оуэна, то это стало первой работой, напечатанной в Трудах Американского общества рыболовства [Transactions of the American Fisheries Society], относящаяся к управлению непромысловыми или коммерчески незначимыми видами (Miller and Pister, 1971).
Было определенное понимание, что инерция правительства в этом вопросе сохранится еще, по крайней мере, десяток лет, что и заставило группу заинтересованных ученых в 1969 году сформировать Совет по пустынным рыбам – в основном, для “удержания позиций” до той поры, пока не начнут осуществляться полностью профинансированные управленческие программы по аборигенным рыбам (Pister, 1991). Когда я пишу это, уже 25 лет спустя, мы все еще продолжаем ждать их полной реализации, так как и федеральные ведомства, и ведомства штатов борются с вечным недофинансированием программ в часто тщетных попытках выполнить свои обязательства согласно предписаниям Закона об угрожаемых видах и сохранить биоразнообразие в пределах своей юрисдикции. В “смутное время” для охраны природы, в 1980-е, сокращение федеральных программ по окружающей среде и по угрожаемым видам – синдром, от которого мы сейчас, я надеюсь, избавляемся – было основным фактором, препятствующим развитию согласованных общенациональных усилий по восстановлению аборигенной фауны рыб.
Аборигенные фауны рыб находятся под угрозой, прежде всего, из-за разрушения и изменения местообитаний, по вине интродуцированных видов –хищников и конкурентов. Попытки управлять видами аборигенных рыб или сохранить их развиваются в настоящее время по нескольким направлениям, зафиксированным в Трудах Совета по пустынным рыбам [Proceedings of the Desert Fishes Council] и других изданиях. Они включают: создание небольших заказников, свободных от чужеродных видов и спроектированных так, чтобы как можно точнее воспроизвести эволюционное местообитание какого-то данного вида или видового комплекса; восстановление разрушенных местообитаний; пункты искусственного выращивания, такие как Декстеровский национальный рыбоводный питомник, открытый Службой рыбы и дичи США около Розуэлла, штат Нью-Мексико; приобретение и защиту больших площадей местообитаний с использованием экосистемно целостного подхода. В этом последнем случае, менеджеры часто должны мириться с существованием чужеродных видов рыб и неизгладимых изменений, обусловленных общественными потребностями в воде. Недавнее исследование предпочтения местообитаний пустынными рыбами позволило применить полученную информацию в планах действий проектов освоения водных ресурсов, и, таким образом, помогло усилиям по управлению и восстановлению.
Среди прочих подходов, невозможно переоценить долгосрочную важность управления заказниками. Если какой-то североамериканский вид пустынных рыб в настоящий момент и не считается угрожаемым, то он недалек от того, чтобы угодить в это состояние. По всем показателям, развитие городов в пустынных районах и в будущем будет продолжаться неограниченно, и каждый новый жилой дом подключается к водным коммуникациям, а значит прямо либо косвенно влияет на водные местообитания. Очень мало водных местообитаний в пустыне сегодня могут считаться хотя бы приблизительно нетронутыми, и ситуация продолжает ухудшаться. Мы должны смириться с возможностью, что, в конце концов, большая часть водной фауны наших пустынь сможет существовать только в искусственных убежищах или в сильно преобразованных естественных местообитаниях. Этика и эволюционная практичность такого сценария представляет предмет для большой дискуссии биологов и философов на пороге нового века.
До сих пор попытки восстановления, в первую очередь, были поддерживающими операциями, а “восстановлением” как таковым занимались очень мало. Эта достаточно удручающая ситуация, похоже, будет продолжаться до тех пор, пока все большее число людей будет требовать все более высокого уровня жизни. Мы можем только надеяться, что, прежде чем станет слишком поздно, ценности, присущие сохранению природного биоразнообразия, станут достаточно очевидными, и общество будет готово принести необходимые небольшие жертвы ради этого сохранения. Линтон Калдуэлл (Lynton Caldwell) из университета штата Индиана сформулировал это следующим образом (Miller 1988):
Кризис окружающей среды есть не что иное, как внешнее проявление кризиса мысли и души. Не может быть более ошибочного его понимания, чем уверенность, что он связан только с угрозой дикой природе, антропогенными уродствами и загрязнением. Все они – его часть, но более важно, что кризис касается того, каковы мы, и кем мы должны стать, чтобы выжить. (курсив добавлен).
Роберт Дж. Уоррен, Университет штата Джорджия
(Robert J. Warren, University of Georgia)
Ранние попытки переселения и реинтродукции, предпринимавшиеся природоохранными менеджерами в Северной Америке, проводились с целью возвращения охотничьих животных в регионы, где те были истреблены в конце XIX - начале XX веков. Эти ранние попытки восстановления дикой природы финансировались за счет продажи охотничьих лицензий и налогов на оружие и снаряжение для спортивной охоты. Соответственно, федеральные ведомства и ведомства штатов направляли большую часть своих усилий на реинтродукцию охотничьих видов.
Сегодня, когда повысился уровень заинтересованности в не-охотничьих видах диких животных и в управлении на уровне сообществ и экосистем, охотоведы и биологи охраны природы исследуют возможности реинтродукции хищников в рамках восстановления сообществ диких животных на определенных территориях. Однако решение осуществлять программу реинтродукции хищников и сам ее процесс требуют рассмотрения не одних лишь биологических и экологических вопросов. В той же мере важны социальные и политические вопросы. В этом очерке я привожу некоторые общие соображения о программах реинтродукции хищников, используя примеры современных успехов в реинтродукции хищных млекопитающих – три примера для видов из семейства кошачьих и два – для семейства псовых.
Понятно, что реинтродукция хищников будет успешной только при наличии подходящего биотопа, в котором должны быть обильные ресурсы пищи. Однако столь же важна степень изоляции территории. Почти все участки, куда были интродуцированы хищники – это большие по площади, достаточно изолированные территории государственных земель, такие как национальные парки или фаунистические заказники. Соответствующие размеры участка несомненно важны, учитывая относительно большие площади индивидуальных участков большинства диких кошачьих и псовых.
Также необходимо принять во внимание, каков характер землевладения и землепользования вокруг участка, предназначенного для реинтродукции хищника. Исключая отдельные случаи выпуска на острова, хищники, вероятнее всего, выйдут за пределы участка реинтродукции, и могут стать источником проблем для окружающих землевладельцев. Часть рыжих волков (Canis rufus), реинтродуцированных в национальный фаунистический заказник “Аллигаторовая река” (Alligator River National Wildlife Refuge) в штате Северная Каролина, пришлось заново отлавливать после того, как они сбежали из заказника. Разумеется, такие передвижения могут стать фатальными для реинтродуцированных хищников. 29 ноября 1995 года один из рыжих волков, реинтродуцированных в национальный парк “Грейт Смоки Маунтинс” (Great Smoky Mountains National Park), был кем-то застрелен в северно-каролинской части парка. Даже остров не дает гарантии, что хищник не покинет территорию реинтродукции. Одна из рыжих рысей (Felis rufus), реинтродуцированных на территории национального морского побережья (НМП) “Остров Камберленд” (Cumberland Island National Seashore, CINS) в штате Джорджия, переплыла 1–2 мили соленых маршей и открытой воды, чтобы вернуться на материк.
Следующее, что необходимо учитывать при реинтродукции хищников – это происхождение особей. Лучше всего переселять пойманных в природе животных, взятых из мест, экологически сходных с участком предстоящей реинтродукции. Такие особи с большей вероятностью окажутся генетически адаптированы к территории реинтродукции и вероятно будут иметь больше шансов на успешное приживание, чем выращенные в неволе. Мои коллеги и я ловили живых рыжих рысей в прибрежной части Джорджии, чтобы реинтродуцировать их в НМП “Остров Камберленд”. Для оказания помощи при отлове мы также нанимали местных промысловых охотников по пушнине, причем платили им за неповрежденных живых рысей больше, чем промысловик мог бы получить от продажи шкуры животного. Процедуры размещения, содержания и перевозки пойманных в природе рыжих рысей при реинтродукции на остров Камберленд детально описаны (Diefenbach et al., 1993). В общем случае, пойманных в природе особей следует выдержать в карантине в течение нескольких недель и провести серологическое обследование, чтобы убедиться, что они свободны от болезней. Некоторые из проблем, связанных с болезнями при реинтродукции диких животных в Северной Америке, описали Дэвидсон и Нэттлс (Davidson and Nettles, 1992).
В случае исчезающих или угрожаемых видов хищников, особи для переселения могут не быть легкодоступными в природе. Поэтому для некоторых программ по реинтродукции хищников, находящихся под угрозой вымирания, требуется разведение в неволе. Поправки 1982 года к Закону об угрожаемых видах предусматривают экспериментальную реинтродукцию популяций угрожаемых видов. Большинство попыток реинтродукции рыжего волка до сих пор предпринимались с использованием особей, выращенных в неволе. В работах по восстановлению популяций флоридской пумы (Felis concolor coryi) для разведения в неволе использовались особи, пострадавшие на скоростных шоссе. Эти работы включали также полевые исследования пумы в южной Флориде, чтобы получить экологические данные, необходимые для реинтродукции пум, выращенных в неволе или пойманных в природе, в северную Флориду. Исследователи также с экспериментальными целями интродуцировали в северную Флориду стерилизованных, снабженных радиопередатчиками пум другого подвида, отловленных в западном Техасе (Belden and Hagodorn, 1993). Такое использование “пумы-заменителя” поможет выяснить, смогут ли пумы выживать в северной Флориде, прежде, чем производить рискованную реинтродукцию угрожаемого подвида.
Общественные и политические проблемы особенно важно учитывать при любой попытке реинтродукции хищников. Условия, выдвигаемые Законом о национальной политике в области охраны окружающей среды (National Environmental Policy Act, NEPA) (Public Law, 91–190), относятся к любой реинтродукции хищников на государственных землях. Закон требует от федеральных ведомств рассматривать воздействие на окружающую среду (включая окружающую среду человека) любого планируемого действия. Это обычно завершается подготовкой Оценки окружающей среды (ООС) или Оценки воздействия на окружающую среду (ОВОС), где описываются предполагаемые действия и их возможные последствия для окружающей среды. Эти документы должны быть распространены для рассмотрения и обсуждения общественностью. Охотоведы и биологи охраны природы должны внимательно отнестись к подготовке этих документов, потому что общественные представления или заблуждения, касающиеся хищников, могут помешать попытке предполагаемой реинтродукции. Некоторые авторы (Warren et al., 1990; Brocke et al., 1990) описывают важные биополитические уроки, которые они извлекли из контактов с общественностью, политиками и средствами массовой информацией, пытаясь реинтродуцировать, соответственно, рыжую и канадскую (Lynx canadensis) рысь.
Предпринятая в 1995 году реинтродукция волка (canis lupus) в экосистему Йеллоустона (штаты Айдахо, Монтана и Вайоминг; Fritts and Carbyn, 1995) оказалась спорной в общественном и политическом отношениях. В полемику были вовлечены несколько федеральных ведомств и ведомств штатов, а также посетители парков и окрестные скотовладельцы. Потенциальные последствия этой реинтродукции для окружающей среды были так велики, что Конгресс поручил Службе рыбы и дичи США (СРД) провести консультации со Службой национальных парков и Лесной службой, и подготовить детальные материалы ОВОС. В ОВОС включены исторические свидетельства присутствия волка в этом регионе, социологические и экономические последствия реинтродукции волков (эта оценка включала изучение мнений и отношения общественности и посетителей парка), управленческие и экологические эффекты волка для экосистемы (NPS and FWS, 1990). План реинтродукции волка 1995 года предполагал отлов волков в Канаде и их выпуск в Соединенных Штатах в течение трех лет; 29 особей были выпущены в 1995 г. и 37 – реинтродуцированы в 1996 г. Из-за своей спорности план реинтродукции позволял биологам отстрелять любого волка, напавшего на скот, и предусматривал компенсации скотовладельцам за потерю скота. Одного из волков, выпущенных в 1995 г., пришлось убить из-за того, что он напал на овцу, а фермеру было уплачено за потерю овцы. Другой волк был обнаружен мертвым около скоростного шоссе, и еще один был незаконно убит. В случае незаконного убийства волка, нарушитель был осужден и приговорен к шести месяцам тюремного заключения и штрафу в 10 тысяч долларов.
Неприятие реинтродукции волка и рыжего волка некоторой частью общества было настолько сильно, что включало законодательные атаки и нападки, основанные на данных генетики. Западные сенаторы преуспели в передаче 200 тысяч долларов бюджета СРД 1996 года, закладывавшихся для проекта по реинтродукции волка, на проект по болезням форели. Однако вклад частного финансирования помог компенсировать это сокращение федерального бюджета. Политическая оппозиция на уровне штата потребовала, чтобы волк был исключен из списка угрожаемых видов в штате Монтана, либо чтобы его статус был изменен с “исчезающего” на “находящийся под угрозой исчезновения”, что в обоих случаях снижало бы степень защиты этого вида со стороны федерального правительства. Общественные силы, противостоящие программе по реинтродукции рыжего волка, даже прибегали к аргументам, основанным на генетике, чтобы вывести этот вид из списка угрожаемых. Приводились современные свидетельства, основанные на исследовании митохондриальной ДНК, что рыжий волк возможно является гибридом, и потому не подлежит защите в силу определения вида, принятого в Законе об угрожаемых видах (Nemecek, 1996).
Программы по реинтродукции хищников не следует объяснять доводами о восстановлении контроля над популяцией какого-то определенного вида жертв, потому что экологические взаимоотношения между большинством популяций хищников и их жертв чрезвычайно сложны. Хищники являются лишь одним из бесчисленного множества взаимодействующих факторов, которые могут влиять на число особей в популяции жертвы на данной территории. В некоторых средствах массовой информации реинтродукция рыжей рыси на остров Камберленд характеризовалась как “неудачная”, несмотря на тот факт, что реинтродуцированные рыси отвечали принятым в проекте критериям выживания и размножения на острове. Две новостных статьи были опубликованы спустя год после реинтродукции, в них утверждалось, что первоначальной целью реинтродукции был контроль над популяцией белохвостого оленя (Odocoileus virginianus), обитающей на острове, и что рыси “мало что сделали, чтобы контролировать популяцию оленей” (Warren et al., 1990).
Наконец, важно, чтобы охотоведы и биологи охраны природы оценивали успешность своих усилий по реинтродукции хищников. Попытку реинтродукции вида можно считать успешной, только если она завершается образованием самоподдерживающейся популяции; следовательно, необходимо получить информацию о выживаемости и воспроизводстве реинтродуцированных хищников. Угрожаемые виды – рыжий волк и волк, которых переселяли в Соединенных Штатах, также как и неугрожаемые рыжие рыси, реинтродуцированные на острове Камберленд, были снабжены радиопередающими ошейниками, с помощью которых можно обнаружить местонахождение самок в логовах и, таким образом, документировать появление потомства. В случае смерти хищника испускается специальный сигнал. Эти данные о размножении и выживаемости кладутся в основу компьютерных моделей, оценивающих жизнеспособность популяции (Diefenbach, 1992; Fritts and Carbyn, 1995) и указывающих на управленческие действия, которые могут быть необходимы в будущем для поддержания реинтродуцированной популяции хищника. По сути дела, выпуск зверей – это только начало работ по проекту реинтродукции хищников.
Дж. Майкл Скотт, Отдел биологических ресурсов Геологической службы США, и Блэйр
Ксути, Университет штата Айдахо
(J.Michael Scott, Biological Resourses Division, U.S.Geological Survey, and
Blair Csuti, University of Idaho)
Известная фраза, что белка сумела бы перебраться от Атлантического океана до реки Миссисипи, не коснувшись земли – может быть преувеличение, но она верно передает суть до-колумбового ландшафта востока Северной Америки. Исходно существовавший на востоке лиственный лес в сущности исчез, уступив место фермам, во времена пионеров. Девственные леса и другие природные ресурсы эксплуатировали преимущественно на местном уровне, ничего не зная или не считаясь с более широким контекстом или более масштабными последствиями человеческой деятельности для биоразнообразия континента.
Так как биоразнообразие обладает пространственными свойствами на каждом уровне своей иерархии, начиная с генов и заканчивая биосферой, то изучение его распределения, состояния и сохранения охватывает разнообразные дисциплины, включая систематику, экологию и географию. Существует настоятельная потребность в базе экологических данных, которую можно использовать при решении исследовательских и управленческих вопросов, относящихся к сохранению на той или иной территории видов, экосистем, экологических процессов и биологических явлений. Только имея такую информацию в масштабе ландшафта, мы сможем принимать разумные решения по поводу выявления, отбора и проектирования природных территорий или предписывать целесообразные действия для управления природными экосистемами на землях многоцелевого использования. В Соединенных Штатах такие действия предпринимаются в рамках Программы гэп-анализа Отдела биологических исследований федеральной Геологической службы (U.S.G.S. Biological Research Division’s Gap Analysis Program), которая стремится представить элементы базы экологических данных в масштабе ландшафта, необходимом для ответа на исследовательские и управленческие вопросы по нашим национальным природным ресурсам (Scott et al., 1996).
Программа гэп-анализа является совместной попыткой ведомств всех уровней (региональных, штатов и федеральных) и частных групп привлечь несколько отраслей науки для оценки статуса и тенденций некоторых элементов биоразнообразия на больших площадях. Программа преследует четыре задачи: (1) нанести на карту экосистемный покров Соединенных Штатов, (2) картировать прогнозируемое распределение позвоночных в пределах Соединенных Штатов, (3) инвентаризовать типы экосистемного покрова и виды позвоночных на территориях, управление которыми нацелено на долгосрочное поддержание биоразнообразия, и (4) предоставить эту информацию ученым, педагогам, общественности, менеджерам природных ресурсов, плановикам и политикам.
Гэп-анализ использует две технологии, появившиеся в последние два десятилетия – дистанционное зондирование со спутника и географические информационные системы – чтобы исследовать распределение природных ресурсов и антропогенных воздействий в масштабах ландшафта, региона и страны в целом. Из-за ограничений практического характера, мы концентрируемся на трех наиболее доступных уровнях иерархии биоразнообразия, это: (1) экосистемы, разграничиваемые и типизируемые по доминирующей растительности; (2) совокупности видов; (3) отдельные виды. Любая попытка природоохранного планирования предполагает три этапа: выявление, отбор и проектирование. Гэп-анализ, в основном, имеет дело с первым этапом, тогда как второй и третий требуют исследований структуры и функции всех элементов биоразнообразия, специфичных для каждого участка.
Представляется очевидным, что вы не можете эффективно управлять чем бы то ни было, если не знаете его месторасположения, конфигурации или размеров. Возможно, самым амбициозным и критически важным вкладом Программы гэп-анализа в управление природными ресурсами является разработка цельной среднемасштабной (1:100000) карты современного экосистемного покрова всей страны. Хотя карты для небольших проектных территорий создаются несметным множеством ведомств всех уровней, однако не существует обновляемых, единообразно классифицированных карт для больших регионов Соединенных Штатов в масштабе более крупном, чем 1:7000000. Отсутствие согласия по вопросам общенациональной системы классификации растительности или экосистем (Orians, 1993) является основным барьером для анализа регионального экосистемного покрова. Программа гэп-анализа – часть совместных усилий по заполнению этого пробела и утверждению общенациональной системы классификации растительности.
Поскольку информация о распределении крупных наземных организмов известна и задокументирована лучше, чем обо всех прочих, мы разрабатываем базы данных по распределению для нескольких категорий таких животных (для амфибий, рептилий, птиц, млекопитающих и, по некоторым штатам, дневных бабочек). Традиционные источники (музейные образцы, учеты гнездящихся птиц, литературные данные о находках) дополняются экспертными мнениями, чтобы разработать географическое представление вероятности присутствия видов на территории. Повидовые карты связываются с экосистемным покровом, высотой над уровнем моря, реками, водно-болотными угодьями, температурой и другими характеристиками местообитаний путем разложения на компоненты связей каждого вида с местообитаниями. Наша неспособность нанести на карту важные для многих видов элементы микроместообитаний, такие как родники, обрывы или валежины, мешает нам применять эти карты в локальных масштабах, но сравнение с известными списками для хорошо изученных природных территорий показывает, что карты достаточно точны (около 80% в целом; Edwards et al., 1996) для целей регионального планирования.
Конечным информационным слоем, необходимым для природоохранной оценки, является схема обращения с землей, состоящая из генерализованных данных о владении и управлении землями. Конкретные частные землевладения не показаны, но земли, находящиеся в общественном владении, нанесены на карту и разделены соответственно тому, каким ведомством они управляются. Затем эти общественные земли классифицируются согласно режиму управления. Можно узнать много нового, сопоставляя распределение элементов биоразнообразия со статусом владения и управления землей, но наиболее нагляден простой отчет о текущей представленности каждого элемента биоразнообразия на землях, управляемых с целью сохранения природных ценностей. Географические данные могут быть также использованы, чтобы пролить свет на размещение типов экосистемного покрова или видов, недостаточно хорошо представленных на существующих природных территориях.
Поскольку в любой стране специально для охраны природы может быть выделена лишь малая доля земельной площади (Pressey, 1994), то данные гэп-анализа могут служить для поиска наиболее эффективного набора территорий, на которых представлены все или почти все биологические виды или типы экосистемного покрова. Территории, особенно богатые общим видовым разнообразием (“очаги биоразнообразия”), привлекательны в качестве кандидатур на организацию охраны, но более систематический анализ может выявить ряд территорий, которые дополняют друг друга в отношении видового состава или типов экосистемного покрова, таким образом охватывая и элементы разнообразия, которые могут быть не представлены в “очагах” (Pressey et al., 1993). Существует ряд эвристических и линейных алгоритмов программирования для такого пространственного анализа (например: Kirkpatrick, 1983; Margules et al., 1988; Bedward et al., 1992; Nicholls and Margules, 1993; Csuti et al., 1997). Мы должны подчеркнуть, что данные гэп-анализа дают полезную информацию о расположении территорий, обладающих высоким потенциалом ценности природных ресурсов, но не касаются вопросов качества местообитаний, жизнеспособности популяций или динамики сообществ и экосистем. Эти вопросы должны рассматриваться полевыми биологическими исследованиями, равно как социологическими и экономическими исследованиями, предпринимаемыми при проектировании природной территории.
С первыми результатами гэп-анализа статуса и распределения типов экосистемного покрова можно ознакомиться для нескольких западных штатов (Caicco et al., 1995; Davis et al., 1995; Edwards et al., 1995; Kiester et al., 1996). В общем, относительно мало типов экосистемного покрова хорошо представлено на существующих природных территориях (т.е. занимает >20% их общей площади). Однако статистика, сопоставляющая современное распространение типов экосистемного покрова с расположением природных территорий, может быть обманчивой, потому что она не учитывает исторические потери естественного экосистемного покрова. С использованием относительно субъективных данных, в Соединенных Штатах выявлено 126 типов экосистем, потерявших свыше 70% своей первоначальной площади, тридцать из которых потеряли более 98% (Noss et al., 1995). И наоборот, что и не удивительно, многие типы экосистем, которые испытали небольшое сокращение либо вовсе не сократили свою площадь, и при этом хорошо представлены в пределах природных территорий, относятся к изолированным, высокогорным альпийским системам с разреженной растительностью, и обладают малым или даже нулевым экономическим потенциалом. Подходя оптимистически, многие природные сообщества сохранили большую часть своего видового состава, структурного и функционального биоразнообразия, несмотря на то, что постоянно подвергаются извлечению многообразных ресурсов (Scott et al., 1990).
Гэп-анализ обещает обеспечить земельных менеджеров полной и учитывающей контекст информацией по важным элементам биоразнообразия на землях, находящихся под их управлением. Гэп-анализ может предоставить карты в масштабе 1:100000, по которым возможно судить об успехах управления землями с помощью сравнения с будущими попытками картирования. Этот анализ уже сейчас дает пространственно распределенную информацию о биологических ресурсах для государственных и частных ресурсных менеджеров – информацию, которая используется для столь различных целей, как привязка исследовательских проектов, выбор мест для устройства лесопильных заводов и землеустройство безлесных территорий в пределах семи округов Южной Калифорнии (Scott et al., 1996).
Рисунок А. Знать и понимать историю природной территории критически важно для ее охраны. (Слева) Ручей Сьенега (Cienega Creek) на юго-востоке Аризоны: часть днища его долины остается нетронутой и выглядит так, как исторически и должна – с мощной толщей болотных отложений и хорошо развитым пойменным лесом. (Справа) Другие участки ручья, однако, врезаны в отложения на 5–10 метров – это результат истории, включающей выпас скота, вырубку леса и другое истощительное природопользование. Такое знание истории принципиально необходимо для защиты или восстановления ландшафта, оно является неотъемлемой частью планов управления.
Рисунок 12.1. (А) Логистическая кривая роста, на которой отмечена точка
максимального стабильного урожая, K/2; (Б) то же представлено как зависимость
урожая от затраченного усилия.
( \Подписи на графиках: (А) по У: К/2 К , по Х: МСУ , ниже Х: Время; (Б) по
У: МСУ , ниже Х: Усилие)
A
B
C
Рисунок 12.2. (А) Монокультура ладанной сосны с высокой густотой древостоя, предназначенная для производства балансовой древесины; (Б) монокультура ладанной сосны с меньшей густотой древостоя, выращиваемая для получения деловой древесины; (В) смешанный сосново-широколиственный лес, пригодный и для диких животных, и для производства древесины. (Фотография: C.R. Carrol)
Рисунок 12.3. Влияние размера ячеи рыболовных сетей на устойчивость
южноафриканского лова анчоуса. Линия А показывает теоретически предельную величину
максимального стабильного урожая (y0), которая могла бы быть достигнута,
если бы можно было выбирать для вылова любой класс возраста. Кривая В демонстрирует
эффект вылова возрастного класса 3 и старше, кривая С – эффект вылова возрастного
класса 1 и старше. (из: Getz and Haight, 1989)
( \Подписи на графике: слева от У: Улов (тысячи тонн) , по У: как в оригинале;
ниже Х: Уровень рыболовного усилия; подписи к кривым – как в оригинале)
Рисунок 12.4. Популяции белохвостых оленей в штате Джорджия в последние
несколько десятилетий растут экспоненциально. (из: Odum, 1988)
\Подписи на графике: слева от У: Численность оленей; Ниже Х: Годы; Цифры по
осям – как в оригинале)
Рисунок 12.5. Естественные флуктуации размера популяций трех видов амбистом
(А-В) и одного вида лягушек (Г) в пересыхающем пруду близ залива Рэйнбоу, штат
Южная Каролина, с 1979 по 1990 гг. От года к году сильно менялась численность
и размножающихся самок (левая ось), и метаморфизирующих личинок (правая ось),
некоторые виды временно исчезали из системы и вновь появлялись в ней. Такие
виды представляют собой неудачный выбор в качестве индикаторных для системы
в целом, так как их естественные (или, иначе говоря, фоновые) популяционные
флуктуации слишком велики. (из: Pechmann et al., 1991)
(Подписи на графиках: обозначения графиков: (А) (Б)(В) (Г); обозначения заливки:
Размножающиеся самки , Метаморфизирующие личинки; Ниже Х нижнего ряда: Годы;
Цифры по осям и латынь – как в оригинале)
Рисунок 12.6. Посадки ладанной сосны с коротким периодом оборота. Сосны, изображенные на этой фотографии из Джорджия Пидмонт, имеют рост около 9 м и возраст около 5 лет. (фотография: C.R. Carroll)
Рисунок 12.7. Это, примерно 70-метровой высоты, дерево в Коста-Рике было свалено во время урагана. Естественные вывалы деревьев в тропических лесах создают световые окна в пологе, которые необходимы многим видам тропических деревьев для воспроизводства. Управление лесами, при котором имитируется эта динамика окон, намного предпочтительнее, чем сплошные рубки, оно может быть устойчивым в течение длительного времени. (фотография: C.R. Carroll)
Рисунок 12.8. Национальный научный фонд США поддерживает сеть полевых
станций (показаны точками) для долгосрочных экологических исследований в Соединенных
Штатах и Пуэрто-Рико и в Антарктиде.
(На рисунке: Северная Америка , Антарктида)
Рисунок 12.9. И аэрофотография с небольшой высоты (А) и спутниковый снимок из космоса (Б) представляют набор ценных данных для природоохранной практики, имеющей дело с проблемами в масштабе ландшафта. На обоих снимках изображена река Саванна (Саванна Ривер), разделяющая штаты Южная Каролина (справа) и Джорджия. Размер стороны участка, изображенного на снимке (А) – 3,75 км, он показан как врезка в большее изображение на снимке (Б), размер стороны которого 15,6 км. Обратите внимание, что снимок (А) более детальный, а общая ландшафтная перспектива лучше на снимке (Б). Выбор корректного масштаба ландшафтного анализа зависит от конкретных интересов и проблем в каждом конкретном случае. (Фотография и спутниковое изображение любезно предоставлены экологической лабораторией Саванна Ривер, Savannah River Ecology Laboratory).
Рисунок 12.10. Спутниковый снимок побережья северной Калифорнии между Кламат и Тринидад. Остатки старовозрастных массивов секвойи (Sequoia sempervirens) и дугласовой пихты (Pseudotsuga menziesii), сохраняющиеся в парках, выглядят темными, по сравнению с более светлыми областями вторичных лесов и пастбищ. Изображение было получено с использованием ближнего инфракрасного излучения из сцены, снятой 8 апреля 1988 г. со спутника Landsat с помощью мультиспектрального сканера, оно демонстрирует пользу дистанционного зондирования для выявления изменений природопользования во времени и в пространстве. (Космоснимок любезно предоставлен экологической лабораторией Саванна Ривер, Savannah River Ecology Laboratory).
Рисунок 12.11. Методы географических информационных систем могут быть
использованы для того, чтобы подчеркнуть топографические особенности. Этот рисунок
показывает преувеличенно резкий рельеф водосборного бассейна в районе гидрологической
лаборатории Ковита в Северной Каролине (фотография любезно предоставлена: Kurt
Saari).
(\подписи на снимке не переводить)
Рисунок 12.12. Чесапикский залив и его водосборный бассейн (показан
светлым тоном).
(\подписи на карте: Нью-Йорк , Пенсильвания , Мэриленд , Западная Вирджиния
, Вирджиния)
Таблица 12.1. Виды растений, подверженные влиянию высокой численности оленей
|
Растения |
Эффект |
|
Тис, белый дуб, живой дуб, карликовая вишня, клен сахарный, белый ясень, желтая береза, восточная тсуга, черная смородина, орхидеи, лилии. |
Обилие снижается, когда численность оленей высока |
|
Leatherwood, лесной щавель |
Подвержены косвенному влиянию из-за снижения покрытия восточной тсуги, которую объедают олени |
|
Папоротники, черная вишня |
Пастьба оленей способствует увеличению обилия |
|
Подрост деревьев |
Уменьшается разнообразие видов в подросте |
|
Лиственные деревья |
Олени объедают их сильнее, чем хвойные |
Примечание: данные взяты из: Carroll, 1992
Copyright c 1997 by Sinauer Associates, Inc.
c Все права защищены. Эта книга не может быть воспроизведена целиком или частично для каких бы то ни было целей без письменного разрешения издателей.
За информацией обращаться по адресу: Sinauer Associates, Inc., P.O.Box 407, Sunderland, Massachusetts, 01375-0407, U.S.A.
FAX: 413-549-1118. Internet: publish@sinauer.com; http://www.sinauer.com
c МБОО "Сибирский экологический центр", перевод, 2004
Перевод не может быть воспроизведен целиком или частично, а также выставлен в Интернет без письменного разрешения Сибирского экологического центра.
За информацией обращаться по адресу: МБОО "Сибирский экологический центр", 630090 Новосибирск, а/я 547, Россия.
Факс/тел.: (3832) 39 78 85. E-mail: shura@ecoclub.nsu.ru; http://ecoclub.nsu.ru