Таксономічна структура рослинних угруповань лучної екосистеми с. Білівці

Размещено на http://www.allbest.ru

МІНІСТЕРСТВО ОСВІТИ І НАУКИ, молоді та спорту УКРАЇНИ

Чернівецький національний університет імені Юрія Федьковича

Факультет біології, екології та біотехнології

Кафедра екології та біомоніторингу

Курсова РОБОТА

Таксономічна структура рослинних угруповань

лучної екосистеми с. Білівці

студентка ІІІ курсу

Мельник Тетяна

Чернівці - 2012

ЗМІСТ

Вступ

розділ 1. огляд літератури

1.1 Екологічна та таксономічна оцінка фітоценозів

1.2 Підходи та принципи оцінки екологічної толерантності видів

1.3 Використання діапазонних екологічних шкал для оцінки біорізноманіття

Розділ 2. Матеріали та методи дослідження

2.1 Методи дослідження

2.2 Техніка безпеки при роботі в польових умовах

Розділ 3. Результати досліджень та їх обговорення

3.1 таксономічна структура лучної екосистеми

ВИСНОВКИ

список виристаної літератури

ВСТУП

З посиленням антропогенного впливу на природні екосистеми вивчення стану рослинного покриву з метою збереження фіторізноманіття є актуальним завданням екології. Згідно з цим, інвентаризація флори та класифікація рослинності - дві важливі передумови менеджменту фітосистем будь-якої територіальної одиниці.

Сучасні екологічні дослідження ґрунтуються на аксіоматичній тезі, що базові властивості певної природної екосистеми - продуктивність та стійкість - істотно залежать від ступеня відповідності наявного в екосистемі біорізноманіття її екотопу. Рослинний покрив відіграє ключову роль у формуванні та функціонуванні наземних екосистем і є індикатором стану навколишнього природного середовища. Фітоценози досить чутливо реагують на зміну екологічних факторів та емерджентно відображають характер змін структури і властивостей екосистем залежно від рівнів їх організації [9, 14, 21, 31,40].

Розподіл видів між різними таксонами дає можливість визначення чисельного складу родин вищих рослин, які займають панівне положення. Розгляд кількісних співвідношень, що характеризують систематичну структуру певної флори, створює деякі передумови для розуміння її сутності, включаючи питання обумовленості її природи зв'язками рослин з типами місцезростання, напрямами і ступенем трансформації, що виникають і в умовах антропогенного пресу [22,31,43]. Саме тому, метою нашої роботи було: встановлення видового складу трав'янистих рослин фітоценозу лучної екосистеми с. Білівці і визначення його систематичної структури.

Відповідно до мети визначені завдання:

· встановити перелік видів рослин лучної екосистеми с. Білівці;

· провести флористичний аналіз.

Розділ 1. Огляд літератури

1.1 Екологічна та таксономічна оцінка фітоценозів

Розвиток науково-технічної революції привів до значного зростання впливу на природні екосистеми техногенного та антропогенного факторів. У зв'язку з господарською діяльністю, порушуються природні фітоценози, в них змінюється кількість та співвідношення видів рослин [22,31].

У сучасних умовах надзвичайно актуальним є питання вивчення і збереження природних екосистем як банків генетичних ресурсів в Україні.

Як справедливо відмітив академік А. Тахтаджян [39], збереження кожної окремої екосистеми неможливе без збереження таксономічної різноманітності її компонентів. Збіднення багатьох екосистем, що відбувається останнім часом, приводить до їх структурного спрощення і втрати оптимального ступеня функціонування і стабільності. Зникнення не тільки популяції, а і багатьох видів означає втрату потенційно дуже цінного для людства генетичного матеріалу.

Проблема зменшення біорізноманіття також актуальна і для України. Не дивлячись на те, що Україна займає 5,7% площі Європи, на її території представлено не менше 35% європейського біорізноманіття, що визначає важливу роль України для збереження всього європейського біологічного різноманіття [38]. На жаль, значна частина біорізноманіття держави потерпає від діяльності людини. Внаслідок дії негативних антропогенних факторів все більша кількість видів тварин і рослин в Україні перебуває під загрозою зникнення. До першого видання Червоної книги України (1980 р.) було занесено 151 вид вищих рослин і 85 видів тварин [41]. До другого видання Червоної книги (тваринний світ - 1994 р. [42], рослинний світ - 1996 р. [41] внесено вже 541 вид рослин і грибів та 382 види тварин. Список видів, запропонованих до третього видання Червоної книги, налічує 839 видів рослин і грибів та 542 види тварин [38].

Глобальні проблеми сучасності обумовлюють необхідність формування таких методичних підходів обліку та оцінки біорізноманіття, які зорієнтовані в першу чергу на вирішення завдань збереження систем (сукупностей) видів в їх просторовому розподілі - від типів екосистем глобального рівня до конкретних біогеоценозів і їх суміжних територіальних поєднань на локальному рівні. Складність такої роботи полягає в організації біорізноманіття на генетичному, видовому та екосистемному рівнях.

В природних умовах рослини реагують на різнобічний вплив кліматичних і ґрунтових факторів. Вплив абіотичних факторів на рослину досить важко оцінити, оскільки не існує теоретичних обґрунтувань синергізму чинників і рідко буває, що в розпорядженні є екологофізіологічна характеристика видів, заснована на даних вимірювань. Проте, враховуючи наявний досвід багатьох поколінь польових ботаніків, можна охарактеризувати певні властивості кожного виду. Такий напівкількісний метод представляють таблиці індикаторних значень або шкали оптимумів Г. Елленнберга і Е. Ландольта, а також діапазонні шкали Л.Г. Раменського і Д.Н. Циганова [40]. Ці екологічні шкали з використанням комп'ютерних комплексів, наприклад «EcoScale» (Комаров та ін, 1991; Заугольнова, Ханіна, 1996; Грохліна, Ханіна, 2006), дозволяють обробляти масиви геоботанічних описів і отримувати точкові і діапазонні оцінки для будь-якого виду судинних рослин по кожному досліджуваного фактору і сукупною оцінкою місцеперебувань. [8]. Подібні індикаторні значення дійсні для рослин, що утворюють угруповання та беруть участь у біотичних взаємодіях. Такі оціночні методи мають велике практичне значення завдяки своїй простоті і точності, оскільки вони дають інтегральну характеристику рослинних угруповань, а фітоценози, що виступають в якості фітомерів, здатні об'єктивніше, ніж інструментальні методи, оцінити зміни екологічної обстановки. Типи екологічних шкал, питання їх розробки і застосування, а також відповідність параметрів місцеперебування, розрахованим за шкалами, вивчаються в цілому ряді робіт [8].

Біологічне різноманіття - найважливіший природний ресурс, сформувався протягом тривалого історичного розвитку органічного світу, і є джерелом стабільності, тобто виконує буферну роль в біосфері, завдяки чому зменшує негативні для всього живого флуктуації абіотичних факторів. Тому виключно важливе значення має збереження існуючого біорізноманіття природних екосистем, що забезпечує їх стійкість до негативного дії фaктора навколишнього середовища, в тому числі і антропогенного походження.

У світлі рішень Севільської стратегії ЮНЕСКО створення мережі природоохоронних територій обумовлює необхідність розробки критеріїв та алгоритмів виявлення природно-територіальних комплексів, що характеризуються високим біорізноманіттям. Серед таких критеріїв провідне місце займають оцінки різноманітності біоти, засновані на показниках видового багатства і видового різноманіття (Pielou, 1966; Margalef, 1969; Одум, 1975; Песенко, 1982; Бігон та ін, 1989; Меггаран, 1992), а також таксономічного різноманіття та таксономічної складності угруповань (Ємельянов, Загороднюк, 1990, 1993; Загороднюк та ін, 1995; Ємельянов, 1999). Визнання необхідності охорони не тільки генофонду, але й ценофонду біосфери - положення, зафіксовано у Міжнародній конвенції з біорізноманіття (Ріо-де-Жанейро, 1992 р.), - обумовлює розвиток досліджень, які передбачають проведення робіт з інвентаризації та бонітування екосистем за багатством і розмаїттям живого на системно-структурному рівні біотичних спільнот. Все це вимагає збереження еталонних ділянок, які б в значній мірі представляли існуюче багатство і різноманітність фауни і флори. Зазначені еталонні ділянки мають величезне значення як природні банки генофонду та ценофонду живого, центри біорізноманіття, які можуть служити невичерпним джерелом для відновлення біоти порушених екосистем (Ємельянов, 1999). Тому зараз виключно актуальним представляється вибір критеріїв для визначення еталонних з біорізноманіття територій або акваторій. Це питання є чи найважливішим серед багатьох проблем, пов'язаних з вивченням і збереженням біорізноманіття.

Е. Меггаран (1992), детально проаналізувавши методи вимірювання біорізноманіття, акцентує увагу на ієрархічному розмаїтті, яке досить рідко розглядається фахівцями. Як зазначає Е.С. Пієлу (Pielou, 1975), інтуїтивно різноманіття угруповання, представленого видами різних родів вище такого, де більшість видів належить до одного роду. Це ж стосується і таксонів більш високого рангу - родин, відділів. Тому, формалізувавши концепцію видового різноманіття у вигляді варіантів індексу Шеннона, Е.С. Пієлу (Pielou, 1975), запропонувала використовувати його на рівні родів, родин, відділв і т.д.

Однак при порівняльному аналізі розмаїття угруповань зіставлення їх за багатьма характеристиками викликає певні незручності. Більше того, можливі випадки, коли угруповання, що характеризується великим видовим розмаїттям, буде менш різноманітним на рівні родів, родин і т.д. Тому виникає питання, як оцінити загальне різноманіття угруповань, врахувавши при цьому весь спектр оцінок різноманіття різних таксономічних рівнів. Зрозуміло, що раніше запропонований (Загороднюк та ін, 1995) показник таксономічного різноманіття, відображаючи структуру таксономічних відносин організмів в угрупованні і маючи ряд обмежень, не дозволяє кількісно оцінити яке з порівнюваних угруповань складніше.

У зв'язку з цим, для того щоб повною мірою судити про складність угруповань, необхідно знайти інтегральну функцію, яка б враховувала і структуру таксономічних відносин організмів в угрупованні, і їх представленість (велика кількість) на різних таксономічних рівнях. Для оцінки багатства і різноманітності біотичних спільнот використовуються такі показники: багатство видів (родів, родин, відділів тощо), різноманітність видове (родів, родин, відділів тощо), таксономічне багатство та різноманітність, складність біотичних угруповань.

Багатство видів (родів, родин, відділ і т.д.). Одним з основних показників філогенетичної структури біотичних угруповань (або фауністичних і флористичних комплексів) є багатство видів, тобто насиченість території (акваторії) видами, родами чи таксонами більш високих рангів рослинних і тваринних організмів. У зв'язку з цим, крім числа видів (родів, родин, відділв тощо), які зустрічаються в даній екосистемі, часто розглядають відношення кількості видів до числа родів, родин, відділв і т. д. (Вторів, Второва, 1983). Оцінка багатства фауни або флори за числом зареєстрованих видів є найбільш поширеною характеристикою при аналізі структури фауністичних або флористичних комплексів. За інших рівних умов угрупованняо, що включає 10 видів, є більш багатим в порівнянні з 5-видовим. Однак при таких порівняннях істотне значення мають ступінь вивченості фауни або флори, характер домінування тих чи інших видів і таксономічна структура угруповань. При оцінці видового багатства три останні характеристики не враховуються, аналіз проводиться "за інших рівних умов", які насправді виявляються суттєво більш значущими. У багатовидовому угрупованні може спостерігатися домінування лише 1-2 видів, а угруповання, що включає представників різних систематичних груп, апріорно уявляється помітно більш багатим.

Різноманіття видове (родів, родин, відділів і т.д.). Кількісна оцінка таксономічної структури біотичних угруповань, окрім показників загальної насиченості їх видами (або таксонами вищих рангів), включає характеристики великої кількості видів або систематичних груп вищих рангів. Узагальнені дані по багатству видів і їх великій кількості на тій чи іншій території виражають за допомогою індексів різноманіття (так зване видове різноманіття).

Оцінка проводиться за допомогою різних індексів - індекс Сімпсона, індекси Маргалефа і Менхініка, індекс Бріллюена, індекс Макінтоша, індекс Бергера-Паркера та ін (Pielou, 1966; Margalef, 1969; Одум, 1975; Песенко 1982; Бігон та ін, 1989; Меггаран, 1992). Найкращим і найбільш поширеним є інформаційний індекс Шеннона (Shannon, Weaver, 1949; Шеннон, 1963), який, на відміну від багатьох інших показників, оцінює різноманіття випадкових вибірок, тому найчастіше і використовується при вивченні структури природних угруповань. Крім цього, цей показник об'єднує видове багатство і вирівняність в єдину величину і кількісно (в бітах) оцінює рівнозначність реєстрації різних видів у угрупованні:

фітоценоз екологічний біорізноманіття флористичний рослина

Нґ= -Ур_і·log₂p_i,

де p_i - частка i-го виду по великій кількості. такий метод оцінки різноманіття дозволяє диференціювати угруповання з однаковим видовим багатством, але з різним ступенем домінування тих чи інших видів.

Слід зауважити, що показники видового багатства та різноманітності, можна застосовувати і на вищих рівнях таксономічної ієрархії (для родів, родин, відділів і т.д.). Це набуває особливої актуальності для таких груп організмів, де систематика нижчих таксонів не розроблена або вона недосконала, а також коли виникають труднощі з визначенням матеріалу внаслідок його численності. В такому випадку можна оперувати такими поняттями, як багатство або різноманітність родів, родин і т.п. Іноді тільки на таких рівнях і можливе проведення ексклюзивної експертизи оцінки багатства або різноманіття біотичних спільнот.

Таксономічне різноманіття Поряд з показником видового багатства і видового різноманіття, запропоновано розглядати структуру таксономічних відносин в угрупованні. Цей показник був названий "таксономічним різноманітям" (Ємельянов, Загороднюк, 1990, 1993). Його оцінка проводиться аналогічно розрахунку видового різноманіття. При цьому на першому етапі досліджується таксономічне багатство угруповання (сума таксонів компонентів). Наступним етапом є аналіз власне таксономічного різноманіття.

1.2 Підходи та принципи оцінки екологічної толерантності видів

Поняття екологічної толерантності зазвичай вживається відносно окремих організмів або видів. У складі рослинного угруповання співіснують види із різними межами індивідуальної толерантності. Згідно з принципом емерджентності, неправомірно вивчати характеристики системи вищого рівня, як сукупність характеристик системи нижчого рівня. Отже, в син екологічних дослідженнях доцільно оцінювати реакцію угруповання як цілісної структури на зміни параметрів навколишнього середовища.

У науковій літературі термін ”толерантність угруповання” вживається відносно мікробоценозів [45,49,51] та гідроценозів [47].Зокрема використовується поняття ”толерантність угруповань, індукована забрудненням” (Pollution-Induced Community Tolerance) [45.47.49.51].

Обов'язковим елементом сучасного флористичного дослідження є встановлення комплексної диференціації флори в межах території дослідження. В сучасній екології успішно використовується еколого-флорокомплексний підхід, який дозволяє найбільш повно дослідити всю багатогранність динамічних структур урбанофлори та дати еколого-топологічне пояснення її комплексності [18,19].

Під екофлоротопологічним комплексом розуміють флористичне утворення топологічного рівня, яке включає весь комплекс біорізноманіття, представленого сукупністю локальних популяцій, із подібними адаптивними ознаками, набутими в ході тривалої екологічної еволюції, і утворює певні еколого-ценотичні спільності на основі екологічної відповідності умовам сучасних місцезростань [18,19]. Це найменше флористичне утворення, пов'язане з такою ж найменшою одиницею ландшафту - мікроекотопу. Мікроекотопи мають однорідні елементи рельєфу, мікроклімат, вологість, ґрунти.

Сукупність екологічно детермінованих мікроекотопів, з однорідною формою рельєфу, однотипним субстратом, загальною направленістю та інтенсивністю фізико-географічних процесів визначаються як екофітони. Подібні екофітони в межах місцевості, флористичний склад яких визначається певними лімітуючими факторами макроекотопів (літологічним складом, характером зволоження, мікрокліматичними умовами, хімізмом ґрунтів та ін.), однотипних урочищ, а також ценотичними умовами та генезисом, визначаються як екоценофітони [18,19].

Екоморфи Бельгарда-Акімова та екологічні матриці. Методологія екологічних матриць є розвитком концепції екоморф-біоморф Акімова - Бельгарда (Акимов, 1948; Бельгард, 1950), вона створює основу аналізу екологічного різноманіття, структури та стійкості угруповань живих організмів. Екоморфи відбивають ставлення живих організмів до екологічних факторів. За Вільямсом (1947), до космічних факторів належать світло та тепло, а до наземних - вода та їжа. Відношення до космічних факторів відбивають клімаморфи, термоморфи, геліоморфи рослин і тварин (Бельгард, 1950, 1973, 1980), а також трофоценоморфи та топоморфи тварин, ставлення до наземних факторів - трофоморфи та гігроморфи.

Гігроморфи характеризують преференції організмів до градацій режиму зволоження ґрунту, а трофоморфи (трофоценоморфи тварин) - до градацій трофності едафотопу. Гігроморфи та трофоценоморфи виділяються за допомогою вивчення горизонтальної диференціації живого покриву. З боку вертикальної диференціації тваринного населення ґрунтів можуть бути виділені топоморфи - підстилкові, ґрунтові та норні форми. Топоморфи вказують на ярус, якому надається перевага екологічною групою, а також на зосередження функціональної активності тварин.

Трофоморфи диференціюють тваринне населення за ознакою засобу харчування та особливостями трофічного впливу на середовище існування.

Спектри гігроморф, трофоценоморф, топоморф і трофоморф дозволяють одержати уявлення про екологічне розмаїття угруповання. Ці ознаки дають змогу в екологічному аспекті встановити стосунки розбіжності/подібності між видами тварин, що становлять угруповання Міри квадратичної або інформаційної ентропії надають інтегральну оцінку екологічного розмаїття угруповань (Жуков, 2007).

Сукупність таких характеристик угруповання, як спектри екоморф, індекси екологічного розмаїття та організації, індекси видового розмаїття та функціональні ознаки угруповань, становлять основу екоморфічної матриці. До функціональних ознак можна віднести сумарну чисельність і біомасу угруповання, індекси продуктивності, екологічну ємність місцеперебування та екологічну компресію угруповань, функціональні розмаїття, вирівняність і дивергенцію.

Об'єкт навколишнього світу як одинична цілісність - утворення - не проявляє властивості різноманіття (Петрушенко, 1973). Утворення може бути розподілене на частини, при цьому кількість засобів розбиття цілого на частини може бути досить значною. Залежно від засобу розбиття та характеру відносин між частинами цілого отримані об'єкти виступають як множина, об'єднання або система. Множина та об'єднання, як і система, мають властивість розмаїття.

Але тільки розмаїття системи стосується таких системних властивостей утворення, як функціонування або стійкість. Система - найбільш конкретна форма утворення. На відміну від множини чи об'єднання, система є внутрішньо необхідною, тобто внутрішні зв'язки відіграють вирішальну роль у підтриманні структури та функціонуванні системи.

Екосистемі притаманне розмаїття в двох площинах - як множини і як системи. Розмаїття екосистеми як сукупності найбільш вочевидь можна відобразити за допомогою ряду відомих індексів розмаїття (Шеннона, Сімпсона, Бергера - Паркера і т. ін.). Це розмаїття має два аспекти: воно залежить від кількості елементів і вирівняності їхньої чисельності. Співвідношення цих аспектів становить предмет розбіжностей між багатьма індексами видового розмаїття.

Множина певним чином відбиває властивості цілого як системи. Але це відбиття не є повним та конкретним, тому що властивість конкретності повною мірою притаманна лише системі.

Тому індекси розмаїття, які щодо екологічних систем частіше називаються індексами видового розмаїття, є неповним відбиттям загальної властивості екосистеми, як екологічне розмаїття, тобто розмаїття екологічного утворення як системи.

Останнім часом набув популярності мультіфрактальний підхід для описання розмаїття, який дозволяє комплексно відобразити інформацію, що несе цілий ряд індексів розмаїття. Теорія нейтрального розмаїття дозволяє одержати додаткову інформацію з даних про розподіл чисельності видів. Однак сама концепція нейтрального розмаїття залишається дискусійною, а кількість фактичних даних, що підтверджують концепцію, ще недостатня.

Індекси видового розмаїття не враховують факт різного рівню відмінності або подібності між особинами (видами) угруповань живих організмів. Всі вони вважаються рівною мірою різними або подібними між собою. Облік цих розбіжностей дозволяє знайти міру екологічного розмаїття угруповань.

Відносини розбіжності/подібності між екземплярами (видами) угруповання можуть бути встановлені різними способами. Залежно від обраного способу можна одержати таксономічний, філогенетичний, морфологічний, біохімічний та інші аспекти розмаїття. Вибір екологічних критеріїв для визначення відносин подібності/розбіжності дозволяє одержати екологічний аспект розмаїття, або екологічного розмаїття угруповання. Різні способи структурування угруповань можуть надавати спряжені результати, у той час як один аспект розмаїття може виступати як деяка оцінка (індикатор) іншого аспекту. Наприклад, морфологічне розмаїття угруповань може мати екологічну складову і, таким чином, може виступати як оцінка екологічного розмаїття. Може існувати зв'язок між таксономічним розмаїттям та екологічним розмаїттям.

Цей зв'язок тим більший, чим більш однорідними в екологічному відношенні є певні таксономічні групи. Так, усі павуки в трофічному відношенні є хижаками, усі дощові черв'яки є мешканцями ґрунту, а всі риби є мешканцями водного середовища. Такий зв'язок надає можливість непрямої оцінки екологічного розмаїття через розмаїття таксономічне, морфологічне або біохімічне. Але така можливість не знімає необхідності прямої оцінки екологічного розмаїття угруповань.

Екологічне розмаїття може бути кількісно оцінено на основі принципів екоморфічного аналізу Акімова-Бельгарда. Екологічні угруповання та екологічне розмаїття мають ієрархічну організацію. Екоморфічна матриця дозволяє відобразити ієрархічний характер організації угруповань.

Для розуміння сутності екологічних процесів необхідне розглядання угруповання на різних рівнях (на зональному, ландшафтному, на рівні біогеоценозу, парцели або консорції).

Спектри екоморф дають можливість провести діагностику істотних властивостей біогеоценозів, таких як режим зволоження (гігротоп) і рівень мінералізації ґрунтового розчину (трофотоп).

Характеристика угруповань за структурою екоморф, індексами видового різноманіття, функціональними властивостями, індексами екологічного та таксономічного різноманіття в часовому та просторовому аспектах становить екоморфічну матрицю. Екоморфічна матриця дозволяє надати повну та об'ємну характеристику угруповань живих організмів як системи. Тому вона дозволяє встановити зв'язок між екологічним розмаїттям та функціональними властивостями угруповань, а також його стійкістю.

Просторова, структурна та функціональна організація угруповань живих організмів є способом підвищення його стійкості. Таким чином, екологічне розмаїття як основа організації угруповань має безпосередній зв'язок з його стійкістю. Матриця як спосіб подання екологічної інформації дозволяє застосовувати інструменти математичного аналізу даних.

Багатовимірний факторний аналіз екоморфічної матриці встановив структуру взаємозв'язків між характеристиками угруповань. Ця структура має ієрархічний характер. Можна виділити три групи ознак, які знаходяться на найбільшому ієрархічному рівні. Ці групи можна ідентифікувати як вирівняність розподілу видів в угрупованні, функціональна активність угруповання та його організаційна структура. Виділяються сім груп ознак нижчого ієрархічного рівня. Взаємозв'язок між групами ознак різних ієрархічних рівнів дозволяє змістовно визначити сенс відповідних ознак угруповань, таких як функціональна активність та організаційна структура.

Таким чином, методологія екоморфічних матриць дозволяє встановити сенс та змістовно інтерпретувати досить загальні емерджентні властивості екологічних угруповань. Так, з вирівняністю взаємозалежними є характеристики таксономічного та екологічного розмаїття (ентропія таксономічних відстаней, таксономічна ентропія, приріст інформації за рахунок обліку таксономічних зв'язків, середнє таксономічних розбіжностей та його варіація та т. д.), деякі мультіфрактальні властивості розподілу та функціональні властивості угруповань (топічна структура). Функціональна активність угруповань має зв'язок з таксономічною та екологічною структурою угруповань, але ортогональна (незалежна) від видового розмаїття. Функціональні властивості угруповань пов'язані з таксономічною організацією угруповань, асиметрією таксономічної розбіжності, середнім таксономічних розбіжностей, екологічною ентропією Шеннона, спільною екологічною ентропією. Організаційна структура угруповань екологічно обумовлена. В основі мінливості індексів видового розмаїття (Шеннона, Сімпсона, Бергера-Паркера, оцінки видового багатства Чао і т. ін.) знаходяться дві статистично незалежні причини: видове багатство та організаційне розмаїття угруповань. Для характеристик видового розмаїття ґрунтової мезофауни степового Придніпров'я можна стверджувати, що їх інформаційна цінність мала, тому що вони залежать від двох ортогональних (незалежних) причин. Тому зовсім не відомо, від мінливості якої з цих причин у конкретному випадку залежить значення відповідного індексу. Організаційна структура угруповань тісно пов'язана з його функціональними властивостями (екологічна ємність місцеперебування, структура гігроморф і трофоценоморф).

Конструкція екоморфічної матриці може змінюватися залежно від цілей дослідження та специфіки досліджуваного об'єкта. Пластичність підходу дозволяє застосовувати його для вирішення різних завдань. Ключовим є дотримання принципів методу Акімова-Бельгарда для диференціації живих організмів на екологічні групи.

1.3 Використання діапазонних екологічних шкал для оцінки біорізноманіття

В основі методології виділення екологічних шкал лежать можливості фітоіндикації умов середовища з використанням угруповань або їх компонентів в якості фітомерів, здатних більш інтегрально, ніж інструментальні методи, оцінювати зміни екологічного стану.

Кожен вид організмів характеризується екологічною амплітудою чи інакше екологічної позицією - діапазоном значень екологічного фактора, при якому можливе його існування. Екологічну позицію виду можна оцінити за допомогою різних екологічних шкал. Для реалізації цього використовуються як точкові шкали оптимумів [48,50], так і діапазонні екологічні шкали [40], ряд регіональних шкал [21,35]. Діапазонні екологічні шкали містять бальну оцінку екологічної амплітуди видів за факторами середовища. Різні комп'ютерні програми, наприклад, EcoScaleWin [8] дозволяють обробляти масиви геоботанічних описів і отримувати точкові і діапазонні оцінки для будь-якого виду судинних рослин за кожним досліджуваним фактором і комплексну оцінку місць існування.

Таблиці Д.Н. Циганова мають меншу градацію порівняно з таблицями Л.Г. Раменського, тому ними простіше користуватися. Вони містять, в основному, відомості про лісові види рослин і більший набір екологічних шкал, внаслідок чого їх краще застосовувати для фітоіндикації лісових угруповань [32,37,40]. Для аналізу екологічних режимів територій на зональному та регіональному рівнях доцільно використовувати чотири шкали Д.Н. Циганова [40]: термокліматичну, континентальності клімату, омброкліматичну аридності-гумідності і кріокліматичну [40]. Решта шість шкал відображають екологічну неоднорідність території локального масштабу: за зволоженням, його змінності, багатства, кислотності, сольового режиму ґрунтів, освітленості місць існування [40].

Результати обробки геоботанічних описів за допомогою програми EcoScaleWin дозволяють:

1. Отримати узагальнену екологічну характеристику досліджених фітоценозів і побудувати екологічні ряди рослинності.

2. На великому об'ємі геоботанічного матеріалу уточнити екологічні позиції деяких видів рослин і доповнити відсутні їх екологічні характеристики при певнім достатності в шкалах Л.Г. Раменського з співавторами , а також в шкалах Д.Н. Циганова [40 ].

3. Порівнюючи результати обробки геоботанічних описів, виконаних в одних і тих же місцях існування з інтервалом від декількох років до декількох десятиліть, можна простежити динаміку антропогенних трансформацій рослинності, розробити довгострокові прогнози і рекомендації про форми раціонального використання рослинних ресурсів.

4. Визначити фрагменти екологічних ніш конкретних ценопопуляцій видів рослин з різних екологічних шкалами в досліджуваних географічних районах, створити їх графічні моделі (пелюсткові діаграми).

В даний час для виявлення кількісної оцінки використання кожного фактора тим чи іншим видом запропоновано [15,16] конкретизувати поняття «екологічної валентності», «толерантності», «екологічної біонтності» видів. Зараз ці терміни розглядаються як синоніми термінів «стенобіонтних», «мезобіонтність» і «еврибіонтність», причому і ті й інші використовуються як для одного, так і для групи факторів [9].

На відміну від ряду авторів, Л.А. Жукова розглядає потенційну екологічну валентність (PEV) виду як міру пристосованості популяцій конкретного виду до зміни тільки одного екологічного чинника. Тоді екологічну позицію виду можна оцінювати діапазоном значень конкретного екологічного чинника, в межах якого можуть існувати популяції виду. Для градації шкали кожного фактора використовуються не його конкретні значення, а ступені або бали. PEV розраховується як відношення числа ступенів шкали конкретного фактора, зайнятого даним видом, до загальної протяжності шкали, вираженої сумою ступенів [14,15,16].

При проведенні досліджень конкретної ЦП або угруповання реалізовану екологічну валентність (REV) можна визначити за такою формулою [Жукова, 2003,2004, 2004]:

де A_max і A_min - максимальні і мінімальні значення ступенів шкали, зайняті конкретними ценопопуляціями на шкалі;

n - загальне число ступенів у шкалі;

0,1 - додається як 1-ий поділ шкали, з якого зустрічаються вивчені ЦП.

Співвідношення REV/PEV представляє коефіцієнт екологічної ефективності (К._ec.eff.), Який визначає ступінь використання екологічних потенцій виду по кожному фактору вивченими ЦП в частках.

В основі визначення фракцій валентності для кожного виду лежить експертна оцінка, згідно з якою стеновалентними (СВ) вважаються види, що займають менше ? шкали, евривалентними (ЕВ) - більше ? шкали, інші види - мезовалентні (МВ). Останні можуть бути розділені на гемістеновалентні (ГСВ), мезовалентні і геміеврівалентні (ГеВ) фракції. Популяції СВ видів характеризуються низькою потенційною екологічною валентністю і можуть витримувати лише обмежені зміни певного екологічного чинника, а популяції ЕВ видів - з високою PEV - здатні займати різні місця проживання з надзвичайно мінливими умовами.

Однак простий перелік PEV кожного виду по відношенню до кожного фактору являє собою досить громіздкий і тому трудомісткий. Л.А. Жукова вважає за доцільне, використовувати поняття «стено-мезо-еврібіонтность» для характеристики відносин конкретного виду до сукупного впливу кількох чинників. Отже, кожен вид має набір величин PEV, число яких відповідає числу аналізованих факторів. При цьому слід врахувати, що PEV будь-якого виду становитиме лише частку шкали одного фактора. Сума ступенів для кількох факторів, як правило, більше одиниці і становить частину (фрагмент) фундаментальної екологічної ніші конкретного виду [52]. Підсумовування показників PEV виду можна вважати коректним, тому що отримана сума - це частина гіперпростору екологічних ніш видів, межі якого визначаються верхніми межами шкал.

Співвіднесення суми потенційних екологічних валентностей конкретного виду з числом шкал, враховуючи, що внесок кожної шкали дорівнює одиниці, дає міру стено-еврібіонтності або індекс толерантності цього виду (It). Його можна представити у вигляді формули [15,16,17]:

де PEV - потенційна екологічна валентність.

Розподіл видів за групами толерантності має той же принцип, що і розподіл видів за фракціями екологічної валентності. Отже, можна виділити наступні фракції валентності і толерантності видів: стеновалентна (СВ) і стенобіонтна (СБ) - показник валентності або індекс толерантності не перевищує 0,33; гемістеновалентна (ГСВ) та гемістенобіонтна (ГСБ) - від 0,34 до 0,45 ; мезовалентна (МВ) і мезобіонтна (МБ) - від 0,46 до 0,56; геміевривалентна (ГеВ) і геміеврибіонтна (ГЕБ) - від 0,57 до 0,67; евривалентна (ЕВ) і еврибіонтна (ЕБ) - від 0,67 і більше. Чим більше It, тим теоретично вище можливість використання екологічно різноманітних середовищ існування популяціями конкретного виду [17].

Аналіз еколого-ценотичних груп, їх розподіл за фракціями валентності і групам біонтності показав, що домінанти і субдомінанти відносяться до мезобіонтів і еврібіонтів, рідко - до гемістенобіонтів, але серед них немає стенобіонтних видів. Таким чином, домінантними і субдомінантними видами можуть бути тільки види з широкою екологічною амплітудою за більшістю екологічних факторів.

В різних частинах ареалів ценопопуляції модельних видів рослин займають одні й ті ж вузькі діапазони за шкалами ґрунтових факторів, таких як зволоження і сольовий режим, більш широкі екологічні позиції за кислотністю ґрунту, кліматичними факторами: терморежиму і континентальності.

Рідкісні та зникаючі види відносяться в основному до стено-та гемістенобіонтам, володіючи вузькими екологічними позиціями по більшості екологічних факторів, що не дозволяє їм поширюватися на нові території.

Центральне становище на фрагментах екологічних просторів, побудованих за двома чинниками (зволоження і сольового режиму ґрунтів, зволоження і кислотності ґрунтів і т.д.) займають повночленні нормальні ЦП, далі - більш розкиданими є нормальні неповночленні ценопопуляції, по краю скупчень розташовуються інвазійні ценопопуляцій.

Положення модельних видів на пелюсткових діаграмах, де вони представляють кільцеподібні фрагменти фундаментальних екологічних ніш, дозволяють судити про їх екологічне розмаїття, як і розподіл видів за фракціями екологічної валентності і групами толерантності.

В сучасних екологічних дослідженнях широко використовуються еколого-ценотичні групи (ЕЦГ) видів рослин. В цьому випадку вивчення екологічних умов оцінюється за складом рослинних угруповань або їх компонентами. Використання діапазонних шкал Л.Г. Раменського зі співавторами (1956) і Д.Н.Циганова (1983) для екологічної оцінки місць існування популяцій і фітоценозів дозволило Л.А. Жуковій (2004; 2005) ввести нове уявлення про екологічну валентність видів, розробити методики їх кількісної оцінки.

РОЗДІЛ 2. МАТЕРІАЛИ ТА МЕТОДИ ДОСЛІДЖЕННЯ

2.1 Матеріали і методи дослідження

Видовий склад фітоценозів лучних екосистем оцінювали за даними власних польових досліджень.

Матеріалом дослідження слугували види трав'янистих рослин, що зростають в умовах природно-культурних ценозів лучної екосистеми Хотинського району, села Білівці.

Інвентаризація рослин здійснювалась маршрутним методом. Таксономічний склад флори визначався у польових умовах, на основі зібраного гербарного матеріалу і уточнювався за Визначником вищих рослин України (1999).

З метою оцінки різноманітності судинних рослин на досліджуваній території закладали 10 дослідних ділянок, площа кожної з яких 100 м² за методом Раункієра [ ].

На описуваних дослідних ділянках відзначали наявність або відсутність кожного виду. Результати записували у відомості відповідної форми, у якій проставляли кількість екземплярів (цифрою), або ставили плюс (+), або мінус (-), що означає відповідно наявність чи відсутність виду.

Коефіцієнт розсіювання (дисперсності), розраховували діленням загальної кількості видів на середню кількість їх на ділянці.

При вивченні складу рослинних угруповань використовувались загальноприйняті методики геоботанічних описів [7]. При визначенні видового складу рослинного покриву використовували „Определитель высших растений Украины” [30]

2.2 Техніка безпеки при роботі в польових умовах

Перед виїздом в експедиції всіх співробітників навчають надавати першу невідкладну медичну допомогу при переломах, травмах, отруєннях, опіках, пораненнях, розтягненнях і вивихах, втраті свідомості.

1. Співробітники зобов'язані дотримуватись правил особистої гігієни й санітарії, підтримувати чистоту й порядок на робочих місцях.

2. Забороняється вихід на маршрут без спорядження, необхідного для відповідних природних умов.

3. Робочий інвентар необхідно утримувати в справному стані, а при його транспортуванні дотримуватись необхідних заходів безпеки.

4. Забороняється користуватись несправним інвентарем.

5. Роботу в польових умовах проводити лише у світловий період доби.

6. При грозі забороняється знаходитись поблизу металевих предметів (ліній електропередач, матч, стовпів), поодиноких дерев, у водоймах, швидко рухатись.

7. Необхідно дотримуватись правил протипожежної безпеки, розпалювати вогнище лише у відведених для цього місцях.

Дотримання вимог техніки безпеки, дисципліна, вимогливість до себе та оточуючих - запорука успішної роботи в лабораторних та польових умовах.

розділ 3. Результати досліджень та їх обговорення

3.1 таксономічна структура лучної екосистеми

Динаміка біологічного різноманіття э визначальним конструктивним чинником у процесі природних змін. У сучасній науковій літературі біологічне різноманіття розглядається, з одного боку, як прояв структурованості біоти [1,2,23], з іншого - як детермінант функціонування екологічних систем [3,46]. Вітчизняні науковці [4,12] у розрізі диверсикологічних досліджень аналізують явище біорізноманіття як характеристику структурно-функціональної організації екосистем. Неоднозначність його трактування зумовлена міждисциплінарністю, різноаспектністю, багатокомпонентністю та ієрархічністю цього поняття.

Увесь діапазон параметрів дослідження різноманіття біотичного компоненту на екосистемному рівні можна звести до трьох основних напрямків: 1) видове різноманіття; 2) таксономічне різноманіття; 3) структурне різноманіття.

Нами вивчено видове різноманіття рослинного угруповання лучної екосистеми. Як показали результати наших досліджень, видовий склад трав'янистих судинних рослин дослідженої екосистеми нараховує 22 види із 16 родин (табл. 1). Із них найчисленніші Asteraceae (29 %), Lamiaceae (10 %) дві родини Fabaceae та Gramineae представлені двома видами (по 7 % видів). Решта родин представлена одним видом (рис. 1). Найвищими показниками рясності характеризуються Stenactis annua (L.) Nees. та Agrimonia eupatoria L.

Переважна більшість видів належать до відділу Magnoliophyta (97,2%); у т.ч. Liliopsida - 14 %, Magnoliopsida - 86 %, що складає співвідношення 6, 1 : 1.

Таблиця 1

Видовий склад фітоценозу екосистеми

Вид	Рід	Родина	Порядок
Відділ Magnoliophyta (Покритонасінні)
Клас Magnoliopsida (Дводольні)
Galinsoga parviflora L. Незабутниця дрібноцвітна	Galinsoga Ruiz. et Pav. Галінсога	Asteraceae Айстрові	Asterales Айстроцвіті
Taraxacum officinale Webb. ex Wigg. Кульбаба лікарська	Taraxacum L. Кульбаба	Asteraceae Айстрові	Asterales Айстроцвіті
Stenactis annua (L.) Nees. Стенактіс однорічний	Stenactis Cass. Стенактис	Asteraceae Айстрові	Asterales Айстроцвіті
Ambrozia trifida L. Амброзія трироздільна	Ambrozia L. Амброзія	Asteraceae Айстрові	Asterales Айстроцвіті
Crepis tectorum L. Скереда покрівельна	Crepis L. Скерда	Asteraceae Айстрові	Asterales Айстроцвіті
Inula salicina L Оман верболистий	Inula L. Оман	Asteraceae Айстрові	Asterales Айстроцвіті
Achillea millefolium L. Дерeвій майже звичайний	Achillea L. Деревій	Asteraceae Айстрові	Asterales Айстроцвіті
Hypochoeris radicata L Поросинець укорінений	Hypochoeris L. Поросинець	Asteraceae Айстрові	Asterales Айстроцвіті
Trifolium repens L. Конюшина повзуча	Trifolium L. Конюшина	Fabaceae Бобoві	Fabales Бобовоцвіті
Trifolium prаtense L. Конюшина лучна	Trifolium L. Конюшина	Fabaceae Бобoві	Fabales Бобовоцвіті
Polygonum aviculare L. Гірчак звичайний	Polygonum L. Гірчак	Polygonaceae Гречкові	Polygonales Гречкоцвіті
Origanum vulgare L Материнка звичайна	Origanum L. Материнка	Lamiaceae Губоцвіті	Lamiales Губоцвіті
Glechoma hederaceae L. Розхідник звичайний	Glechoma L. Розхідник	Lamiaceae Губоцвіті	Lamiales Губоцвіті
Clinopodium vulgare L Пахучка звичайна	Clinopodium L. Пахучка	Lamiaceae Губоцвіті	Lamiales Губоцвіті
Ranunculus repens L. Жовтець повзучий	Ranunculus L Жовтець	Ranunculaceae Жовтецеві	Ranunculales Жовтецевоцвіті
Chenopodium album L. Лобода біла	Chenopodium L. Лобода	Chenopodiaceae Лободові	Caryophyllalesv Гвоздикоцвіті
Amaranthus albus L Щириця біла	Amaranthus Щириця	Amaranthaceae Амарантові	Caryophyllales Гвоздикоцвіті
Plantago major L. Подорожник великий	Plantago L. Подорожник	Plantaginaceae Подорожникові	Scrophulariales Ранникоцвіті
Malva neglecta Wallr. Калачики непомітні	Malva Мальва	Malvales Мальвові	Malvales Мальвоцвіті
Agrimonia eupatoria L Парило звичайне	Agrimonia L. Парило	Rosaceae Розові	Rosales Розоцвіті
Linum perenne L Льон багаторічний	Linum L. Льон	Linaceae Льонові	Geraniales Геранієцвіті
Carum carvi L Кмин звичайний	Carum L. Кмин	Araliaceae Аралієві	Araliales Аралієцвіті
Hypericum perforatum L Звіробій звичайний	Hypericum L. Звіробій	Hypericaceae Звіробійні	Theales Чайоцвіті
Centarium erythraea L Золототисячник малий	Centarium Hill. Золототисячник	Gentianaceae Тирлечеві	Gentianales Тирличецвіті
Клас Liliopsida (Однодольні)
Setaria glauca (L.) Beauv Мишій сизий	Setaria Beauv. Мишій	Gramineae Злакові	Poales Тонконогоцвіті
Elytrigia repens (L.) Nevski Пирій повзучий	Elytrigia Desv. Пирій	Gramineae Злакові	Poales Тонконогоцвіті
Echinochloa crus-galli (L.) Beauv. Плоскуха звичайна (Куряче просо)	Echinochloa Плоскуха	Poaceae Тонконогові	Poales Тонконогоцвіті

Одним з основних показників філогенетичної структури біотичних спільнот є багатство видів, тобто насиченість території видами, родами чи таксонами більш високих рангів рослинних і тваринних організмів. Таксономічна структура відображає внутрішню будову й специфічні особливості рослинних угруповань. Важливим показником для її характеристики є кількість таксонів різного рангу. У зв'язку з цим, крім числа видів (родів, родин, відділів тощо), які зустрічаються в даній екосистемі, часто розглядають відношення кількості видів до числа родів, родин, відділів і т. д. (Второв, Второва, 1983).

Нами проаналізовано таксономічні співвідношення фітоценозу: вид/рід = 1,05, вид/родина = 1,38, рід/родина = 1,31. Розподіл родів за кількістю видів відображає трофічну місткість середовища, як показали наші дослідження леше Trifolium L. представлений двома видами, інші роди у даній екосистемі представлені одним видом.

Види, що входять до складу досліджених фітоценозів належать до 16 родин. Із них 47% представлено лише одним видом (рис. 1). Як показали наші дослідження чотири провідні родини об'єднують понад половину видів дослідженої лучної екосистеми (53 %).

Рис. 1. Таксономічна структура фітоценозу

Отже, проведені нами дослідження показали, що флора лучної екосистеми с. Білівці налічує 22 види, що належать до 16 родин судинних рослин. Кількісні співвідношення між великими таксонами такі: дводольні 19 видів - 86 %, однодольні 3 види - 14 %, в цілому ці співвідношення близькі до співвідношення у флорі України одно- і дводольних рослин - 1: 6.

Провідними родинами флори досліджуваної території є Asteraceae - 8 видів (29 %), Lamiaceae - 3 види (10 %), родини Fabaceae та Gramineae представлені двома видами (по 7 % видів), решта родин представлена одним видом.

ВИСНОВКИ

1. Флора лучної екосистеми с. Білівці налічує 22 види, що належать до 16 родин судинних рослин.

2. Кількісні співвідношення між великими таксонами такі: дводольні 19 видів - 86 %, однодольні 3 види - 14 %.

3. Провідними родинами флори досліджуваної території є Asteraceae - 8 видів (29 %), Lamiaceae - 3 види (10 %), родини Fabaceae та Gramineae представлені двома видами (по 7 % видів), решта родин представлена одним видом.

4. Таксономічні співвідношення фітоценозу складають: вид/рід = 1,05, вид/родина = 1,38, рід/родина = 1,31.

Список використаної літератури

1. Биогеоценотический покров Бескид и его динамические тенденции / М.А. Голубец, Д.В. Борсук, М.В. Гаврилюк и др. - К.: Нук. Думка, 1983. - 240 с.

2. Биоразнообразие и сукцессионный статус старовозрастных темнохвойных лесов европейской России / О.В. Смирнова, М.В. Бобровский, Л.Г. Ханина, В.Э Смирнов // Успехи современной биологии. - 2006. - Т. 126, № 1. - С. 27-39.

3. Букварева Е.Н. Принцип оптимального разнообразия биосистем / Е.Н. Букварева, Г.М. Алещенко // Успехи современной биологии. - 2005. - Т. 125. - Вып. 4. - С. 337-348.

4. Букварева Е.Н. Схема усложнения биологической иерархиии в случайной бреде / Е.Н. Букварева, Г.М. Алещенко // Успехи современной биологии. - 1997. - Т. 117. - Вып. 1. - С. 18-32.

5. Бурда Р.И. Антропогенная трансформация флоры / Р.И. Бурда. - Киев: Наук. думка, 1991. - 168 с.

6. Восточноевропейские широколиственные леса / [Р.В. Попадюк, А.А. Чистякова, С.И. Чумаченко и др.]; под ред. О.В. Смирновой. - М.: Наука, 1994. - 364 с.

7. Григора І.М. Основи фітоценології / І.М. Григора, В.А. Соломаха. - К.: Фітосоціоцентр, 2000. -240 с.

8. Грохлина Т.И. Автоматизация обработки геоботанических описаний по экологическим шкалам / Т.И. Грохлина, Л.Г. Ханина // Принципы и способы сохранения биоразнообразия: II Всероссийская научная конференція, 2006 г.: сб. материалов. - Йошкар-Ола, 2006. - С. 87-89.

9. Дідух Я.П. Фітоіндикація екологічних факторів / Дідух Я.П., Плюта П.Г. - К.: Наук. думка, 1994. - 280 с. Табл. 35. Іл. 50. - Бібліогр.: с. 242-267.

10. Емельянов И.Г. Разнообразие и его роль в функциональной устойчивости и эволюции экосистем. - К.: Наука, 1999. - 168 с.

11. Емельянов И.Г. Роль разнообразия в функционировании биологических систем / И.Г. Емельянов. - К.: Ин-т зоологии им. И.И. Шмальгаузена АН Украины, 1992. - 64 с. (Препринт / АН Украины. Ин-т зоологии им. И.И. Шмальгаузена; 92.6).

12. Ємельянов І.І. Принципи структурно-функціональної організації та еволюція екосистем: автореф. дис. на здобуття наукового ступеня докт. біол. наук / І.І. Ємельянов. - Київ, 1994. - 48 с.

13. Жуков О.В. Екоморфи Бельгарда - Акімова та екологічні матриці. Екологія та ноосферологія / О.В. Жуков. - 2010. - Т. 21. - № 3-4. - С. 109-111.

14. Жукова Л.А. Новые аспекты экологического анализа эколого-ценотических групп лесных и экотонных сообществ / Л.А. Жукова // VII Вавиловские чтения. Глобализация и проблемы национальной безопасности России в XXI веке: сб. материалов. - Йошкар-Ола, 2003. - Ч. 2. - С. 152-154.

15. Жукова Л.А. Оценка экологической валентности видов основных эколого-ценотических групп: подходы и методы / Л.А. Жукова // Восточно-европейские леса: история в голоцене и современность. - М.: Наука, 2004. - Кн. 1. - С. 256-259.

16. Жукова Л.А. Оценка экологической валентности видов основных экологооценотических групп / Л.А. Жукова // Восточнооевропейские леса. - М.: Наука, 2004. - Кн. 1. - С. 256-270.

17. Жукова Л.А. Методология и методика определения экологической валентности, стено-эврибионтности видов растений / Л.А. Жукова // Методы популяционной биологии: сб. материалов VII Всероссийского популяционного семинара. - Сыктывкар, 2004. - С. 75-76.

18. Ильминских Н.Г. Экотопологическая структура городской флоры / Н.Г. Ильминских // Актуальные проблемы сравнительного изучения флор. СПб.: Наука, 1994. - С. 269-276.

19. Кагало О.О. Деякі аспекти екотопологічної диференціації елементарних флор (на прикладі флори Вороняків, північно-західне Поділля) / О.О. Кагало // Укр. ботан. журн. - 1996. - Т. 53. - № 1-2. - С. 125-129.

20. Косяк Т.О. До питання вивчення флори залізниць північно-східної України / Т.О. Косяк // Матеріали наукової конференції молодих вчених (Кривий Ріг, 13-16 травня 2002 р.). - Кривий Ріг, 2002. - С. 182-186.

21. Лавров В.В. Системний підхід як методологічна основа для оцінки і зменшення загроз біорізноманіттю (лісові екосистеми) / В.В. Лавров // Оцінка і напрямки зменшення загроз біорізноманіттю України / [О.В. Дудкін, А.В. Єна, М.М. Коржнєв та ін.]; ред. О.В. Дудкін. - К.: Хімджест, 2003. - С. 156-272.

...