Типы нарушений и естественное восстановление растительности олиготрофных болот на нефтяных месторождениях Томской области

УДК 581.5

Е. Д. Лапшина, В. Блойтен

Типы нарушений и естественное восстановление растительности олиготрофных болот на нефтяных месторождениях Томской области*

В работе представлены некоторые результаты изучения естественной восстановительной способности болотной растительности лесной зоны Западной Сибири, нарушенной в ходе разведки и эксплуатации нефтяных месторождений на территории Томской области. Рассмотрены реакции олиготрофных рямовых и топяных сфагновых сообществ при разливах на их поверхность сырой нефти, высокоминерализованных подземных вод, смешанного нефте-минерального загрязнения. Описаны основные стадии естественного зарастания шламовых амбаров и песчаных буровых площадок на болотах. Проведена биоиндикационная оценка экологических условий болотных местообитаний по шкалам Л.Г. Раменского. Величина и направленность экологических изменений показана в виде графа, вершинами которого являются исходное и измененное состояния фитоценозов.

Освоение Западной Сибири и, в первую очередь, развитие крупнейшего в России нефтегазодобывающего комплекса и его инфраструктуры в значительной степени связаны с болотными и заболоченными территориями. Уже в настоящее время в районах нефтедобычи имеются многочисленные антропогенные нарушения болотных экосистем, разнообразные по характеру и силе воздействия (Сивоконь, 1997; Васильев, 1998). Оценить масштабы этих нарушений, их ближайшие и отдаленные последствия для отдельных районов не всегда представляется возможным. Один из путей к решению проблемы открывает детальное изучение флоры и растительности болотных ландшафтов, поскольку именно растительный покров имеет первостепенное значение как наиболее тонкий индикатор антропогенных нагрузок, скорости и направленности протекающих в природе процессов.

Изучению антропогенной динамики растительного покрова нефтяных и газовых месторождений Западной Сибири посвящено значительное число публикаций. В основном они касаются процессов восстановления тундровой растительности после механиче-

ских нарушений и зарастания техногенных субстратов на крайнем севере Западной Сибири (Куваев, Шебеко, 1987; Творогов, Бурмакина, 1987; Творогов, 1988а, Ишбирдин, Миркин, 1991; Москаленко, 1991; Ребристая и др., 1993 и др.).

Большой интерес представляют также ботанические исследования по изучению восстановительных смен, проведенные в других районах Арктики и Субарктики на участках, нарушенных разведочным бурением (Chapin F.S., Chapin M.S., 1980; Гладков, 1987; Ebersole, 1987; McKendrick, 1987; Малышева, 1988; Лавриненко и др., 1996 и др.) или загрязненных разливами нефти и нефтепродуктов (Freedman, Hutchinson, 1976; Johnson L. et al., 1980; Walker et al., 1987; McKendrick, 1987; Holt Sune, 1987; Чалыше-ва и др., 1990).

В бореальном климате таежной зоны Сибири исследования подобного рода были направлены прежде всего на изучение трансформированных лесных экосистем, причем главным образом их почвенного и в меньшей степени растительного компонента (Гашева и др., 1990; Чижов, 1995; Седых, 1997). Последствия антропогенных наруше-

* Исследования выполнены при финансовой поддержке Нидерландской правительственной организации Netherlands Organisation for Scientific Research (NWO) и частично грантов РФФИ (No 96-04-50255,98-04-03090).

ний, связанных с разведкой и добычей нефти, на растительный покров торфяных болот лесной зоны Западной Сибири до недавнего времени практически не изучались. Имеются лишь немногие публикации (Полкошни-кова, Сущеня, 1981; Лисс, Полкошникова, 1983; Хорошева, 1985; Маковский, 1989; Хорошева и др., 1990; Королюк, 1992), в которых основное внимание уделено влиянию насыпных дорог на болотную растительность. Исследования более широкого плана на примере лесных и болотных экосистем Сургутского Полесья в последние годы проведены С.В. Васильевым (1998).

В настоящей работе представлены некоторые результаты изучения антропогенной динамики растительных сообществ олиго-трофных комплексных болот лесной зоны Западной Сибири, в различной степени нарушенных или уничтоженных в ходе разведки и эксплуатации нефтяных месторождений.

Исследования выполнялись на территории Томской области в рамках совместного российско-голландского проекта "Оценка естественной восстановительной способности лесоболотных экосистем Западной Сибири при воздействии нефтяного и сопутствующих ему загрязнений" (1995-1997 гг.).

Район исследований располагается в южной части средней тайги Западной Сибири на водоразделах рек Махня, Катыльга, Лох-тыньях - левых притоков р.Васюган, и в истоках рек Большого и Малого Югана на территории пяти нефтяных месторождений (Первомайское, Катыльгинское, Западно-Катыльгинское, Оленье, Северо-Оленье) в окрестностях вахтового пос. Пионерный. Абсолютные отметки поверхности колеблются в пределах 60-100 м. Район характеризуется широким развитием озерноаккумулятивных равнин позднеплейстоценового возраста. Все междуречные пространства заняты болотными массивами, на долю которых приходится более 55 % площади района. Мощность торфа составляет в среднем 3-5 м, достигая местами 7-8 м.

Обширные центральные части водораздельных болот занимают грядово-топяные и грядово-озерково-топяные комплексы с широкими грядами и более или менее крупными озерками в центре обширных топей и мочажин. На грядах развиваются низкорос-

лые варианты ряма - сосново-кустарничково-сфагновых сообществ, в которых высота сосен составляет в среднем

0,5-1,5(2) м. Постоянными компонентами фитоценозов являются Ledum palustre L., Chamaedaphne calyculata (L.) Moench., Andromeda polifolia L., Rubus chamaemorus L., Oxycoccus microcarpus Turcz. ex Rupr., Drosera rotundifolia L., растущие по сплошному покрову Sphagnum fuscum (Schimp.) Klinggr. В топях и мочажинах развиты разнообразные сообщества союза Rhyncho-sporion albae в основном из Carex limosa L., Scheuchzeriapalustris L., Rhynchospora alba (L.) Wahl, Sphagnum balticum (Russ.) Russ.ex CJens., S. Jensenii H. Lindb, S. papillosum Lindb., S .lindbergii Schimp. ex Lindb. и S. compactum DC. in Lam. et DC.

По мере движения к окраине массива болотные комплексы постепенно сменяются сообществами типичного ряма, рослого ряма и, наконец, древесного травяносфагнового болота. Нередко в периферийных частях крупных болот развиваются обводненные мезотрофные и мезо* олиготрофные осоково-сфагновые топи из Carex rostrata Stokes, C. lasiocarpa Ehrh., C. limosa, Equisetum fluviatile L., Sphagnum fallax (Klinggr.) Klinggr., S.obtusum Wamst, и др. Подробное описание такого типа верховых болот Западной Сибири, известного в литературе под названием болот нарымско-го типа, содержится в работе А.Я. Бронзова (1930).

Изучение восстановительных смен проводилось методом описания контуров нарушенных растительных сообществ и последующего сравнения их с ненарушенными на смежных участках или аналогичными сообществами, занимающими сходные элементы микрорельефа и положение в болотных ландшафтах. О степени (глубине) нарушений болотных экосистем судили как по основным параметрам состава и структуры растительных сообществ, так и по изменению экологических условий их местообитаний.

Экологическая оценка местообитаний производилась с помощью фитоиндикационных шкал Л.Г. Раменского (Раменский и др., 1956), а также путем прямых физикохимических анализов воды и торфа.

По видовому составу растений и их обилию рассчитывалось положение каждого фитоценоза в системе экологических координат по двум основным экологическим факторам - обеспеченности элементами минерального питания или активного богатства почв и степени увлажненности местообитания. Величина и направленность экологических изменений, вызванных хозяйственной деятельностью человека, определялись путем построения графа, вершинами которого является исходное и измененное состояние фитоценоза (Лапшина, 1984) (рис.1).

Все многообразие антропогенных нарушений растительного покрова болотных и заболоченных ландшафтов в районе исследований можно свести к следующим основным типам:

1. Разливы на поверхность болот загрязняющих веществ:

1.1 Загрязнение сырой нефтью.

1.2. Загрязнение подземными солеными (сеноманскими) водами.

1.3. Смешанное нефтеминеральное загрязнение.

2. Сооружение шламовых амбаров.

3. Отсыпка площадок буровых скважин на болотах.

Загрязнение поверхности болот сырой нефтью

Воздействие нефтяного загрязнения на растительный покров находится в прямой зависимости от количества вылитой нефти. В эпицентре разлива, где поверхность болота целиком покрывается сплошным слоем нефти, гибнет вся растительность. Нефть пропитывает моховую дернину и верхний горизонт торфа до уровня болотных вод. На рямовых участках и грядах она проникает на глубину 20-40 (50) см. В осоково-шейхце-риево-сфагновых мочажинах и топях, где болотные воды стоят на глубине 1-3 см, нефть растекается по поверхности, не проникая глубоко в торфяную залежь.

При уровне болотных вод 25-30 см от поверхности через 3-4 года с момента нефтяного разлива из погребенных в торфе подземных частей начинает отрастать пушица -ЕпорИогит уа§таШт 1_. Индифферентно относясь, как и многие болотные растения, к

недостатку кислорода в корнеобитаемом слое, она отзывается на нефтяное загрязнение усилением роста и формированием крупных, пышно развитых куртин. Со временем вокруг кочек пушицы поселяются сфагны, прежде всего Sphagnum papillosum, S. jensenii, позднее - S. angustifolium (Russ.ex Russ.) C.Jens. Постепенно они расширяют свою плошадь и на конечных стадиях восстановительной сукцессии сменяются более олиготрофными видами Sphagnum magellanicum Brid. и S.fuscum.

На сплавинах и в топях грядово-топяных комплексов зарастание нефтяных разливов идет через корневищные вегетативно подвижные виды - Eriophorum russeolum Fries, Carex limosa, Rhynchospora alba. В ряде случаев отмечалось разрастание Carex rostrata, которая впоследствии долго удерживается в растительном покрове среди типичных сообществ Rhynchosporion albae W. Koch 26 (Caricetum limosae Paul 10 ex Osv.23 emend. Dierssen 82), индицируя участки старых нефтяных разливов.

Средняя продолжительность восстановительной сукцессии исходного растительного покрова при разливах сырой нефти составляет немногим более 20-25 лет на рямовых участках и около 10-15 лет - в топях.

Катастрофическими по силе воздействия являются разливы больших количеств нефти, которые сжигаются на месте разлива. При этом полностью выгорает верхний горизонт торфа со всеми жизнеспособными частями растений исходного (былого) растительного покрова. На поверхности образуется обугленная корка органики, препятствующая проникновению новых семян. Такие площади остаются безжизненными в течение многих лет и только к концу первого десятилетия наблюдается появление в заполненных водой понижениях нитчатых зеленых водорослей и редких стебельков сфагновых мхов.

Полная гибель растительных сообществ от загрязнения нефтью наблюдается сравнительно нечасто и, как правило, на ограниченных участках. Значительно большие площади занимают болотные ландшафты, в той или иной мере видоизмененные вследствие воздействия умеренных и малых количеств нефти. Благодаря хорошо выраженному микрорельефу поверхности в рямовых

Активное богатство почв

72

76

80

84 88

Увлажнение

92 96

100

о 1  2 О 3 А 4

• 5

♦ 6  7

* "А"

+ "В"

Рис.1. Изменение экологических условий болотных местообитаний в ходе восстановительной сукцессии после различных видов антропогенного воздействия:

I - зарастание площадок разведочных буровых:

1 - постоянно обновляемые площадки действующих кустов скважин;

2 - заброшенные площадки буровых 10-25-летнего возраста.

П - зарастание разливов шлама и бурового раствора на поверхность болот:

3 - разливы 5-10-летнего возраста;

4 - разливы 20-3 0-летнего возраста.

III-IV - восстановление растительности после нефтеминерального загрязнения амбарными водами:

5-6 - топяные участки разной степени нарушенное™;

7 - деградированные участки ряма.

Исходные коренные фитоценозы олиготрофных болотных комплексов:

А - Ledo-Sphagnetum fus ci Du Rietz 21

В - Caricetum limosae Paul 10 ex Osv.23 emend. Dierssen 82 (класс Scheuchzerio-Caricetea).

сообществах нефть распространяется только по микропонижениям, при этом растительность кочек остается мало измененной, меняется лишь соотношение видов.

Замечено, что слабое и умеренное нефтяное загрязнение положительно (благотворно) влияет на развитие ряда видов. Увеличивают свое обилие в сообществах и нередко могут доминировать Andromeda polifolia и не свойственный рямовым сообществам вид клюквы - Оху coccus palustris Pers., пышно разрастаются малозаметные в естественном состоянии кочки Eriophorum vaginatum. Угнетенным состоянием и снижением обилия отзываются на нефтяное загрязнение олиго-трофные виды кустарничков - Ledum palustre, Chamaedaphne calyculata и сфагновые мхи Sphagnum fuscum и S. magellanicum. Относительно индифферентно к умеренным и малым дозам нефтяного загрязнения относятся Betula папа L., Rubus chamaemorus, Oxycoccus microcarpus, Polytrichum strictum Brid., трубчатые и кустистые лишайники из родов Cladonia и Cladina.

Восстановление мохового покрова залитых нефтью микропонижений на рямовых участках идет через стадии Му lia anómala (Hook.) S.Gray и Sphagnum jensenii, на месте которых со временем восстанавливаются Sphagnum angustifolium и S. fuscum.

Растительность мочажин и топей сравнительно устойчива к умеренным и малым количествам сырой нефти, причем чем выше уровень болотных вод в топях, тем менее заметны последствия. Описаны случаи развития сплошного пышного сфагнового ковра в небольших озерках поверх толстой пленки нефти уже на 2-3 год после ее разлива.

Загрязнение подземными солеными (сеноманскими) водами

Одним из наиболее губительных видов специфического воздействия на лесоболотные экосистемы в районах нефтедобычи являются разливы подземных соленых (сеноманских) вод. Соленые воды, попадая на поверхность болот, вызывают быструю и полную гибель олиготрофных растительных сообществ на значительных площадях.

О концентрации солей в корнеобитаемом горизонте торфяной залежи можно судить по величине электропроводности болотных вод. Измерения показали, что в первые годы после разлива она составляет от 7500 до 9000 mS/сгп. Это почти в 100 раз превышает фоновые значения электропроводности для болот атмосферного питания (таблица).

На рямовых участках такое загрязнение приводит к полному отмиранию древесного яруса, всех кустарничков, немногочисленных травянистых растений и сфагновых мхов - Sphagnum fuscum, S. magellanicum, S. angustifolium.

На фоне отмершей растительности пышными пятнами выделяются лишь кладоние-вые лишайники. Рыхлые талломы лишайников фактически никак не связаны с болотными водами, пополняясь влагой почти исключительно за счет атмосферных осадков, в то время как плотные дернины рямовых (грядовых) сфагновых мхов гибнут в результате капиллярного подтягивания солоноватого раствора и его испарения с поверхности.

Показатели электропроводности и кислотности болотных и сеноманских вод

Тип воды Кол-во измерений Электропроводность MS/cm * pH

Сеноманская вода в водоводе 1 36000 8.2

Болотные воды на участках разлива:

- 1-4*летней давности 5 7582.00

- 10-летней давности 4 858.50

Фоновые значения болотных вод:

- рямовые участки 13 98.00

- мочажины

* В скобках приведено стандартное отклонение.

В сильно видоизмененном, но живом состоянии на всей площади загрязнения сохраняется также сфагновый покров топких микропонижений и мочажин (Sphagnum balticum, S. jensenii). Их постоянно высокая обводненность на протяжении всего вегетационного сезона способствует перенесению топяными сфагнами высоких концентраций солевого загрязнения (7000-8000 MS/cm). При увеличении значений электропроводности более 8000 mS/сш сфагновые мхи отмирают, уступая место зеленым водорослям.

По мере удаления от центра разлива к периферии загрязненного ареала и, соответственно, уменьшения концентрации солей в болотной воде появляются сначала единичные угнетенные экземпляры, а затем и отдельные фрагменты исходных фитоценозов, сохраняющиеся, как правило, по наиболее высоким кочкам (микроповышениям). Наиболее чувствительными к сеноманскому загрязнению являются облигатные микоризо-образователи: сосна - Pinus sylvestris L., вересковые кустарнички - Ledum palustre, Chamaedaphne calyculata, Vaccinium uligi-nosum L.; относительно устойчивы - Betula nana, Oxycoccus palustris, Rubus chamae-morus, Carex limosa. Хорошими индикаторами солевого загрязнения олиготрофных болотных комплексов являются Tripolium vulgare Nees., Puccinella hauptiana V.Krecz,, Chenopodiutn rubrum L., C.album L., Epilo-bium palustre L., E. roseum Schreb., Sonchus arvensis L., Agrostis gigantea Roth., поселяющиеся на фоне полного или частичного отмирания естественного растительного покрова.

Вымывание солоноватых вод с плоской поверхности водораздельных болот практически не происходит или протекает крайне медленно при наличии слабых уклонов. В результате восстановление близких к исходным растительных сообществ после сеноманского загрязнения затягивается на многие десятилетия.

Смешанное нефтеминеральное загрязнение

Наиболее сложную картину нарушения растительности болотных ландшафтов мы наблюдаем при смешанном нефтеминеральном загрязнении из буровых амба-

ров и разливов бурового раствора и шлама на поверхность болот, которое нередко сопровождается более или менее выраженными механическими нарушениями целостности моховой дернины вплоть до полного уничтожения растительности в результате перекрывания болота минеральным горизонтом.

Разлив шлама и бурового раствора на поверхность болот

Непосредственный разлив загрязнений на поверхность при разведочном бурении широко практиковался на болотах Западной Сибири до недавнего времени. При этом все отходы от бурения (шлам, буровой раствор) и нефть, в случае ее нахождения, сливались прямо на поверхность болота. Центральная часть такого разлива площадью около 300500 м2 погребается минеральным осадком мощностью 20-60 см. После прекращения воздействия на всей площади свежего шламового разлива начинается восстановительная сукцессия по типу сингенеза.

В первые 5 лет на минеральном субстрате формируются пионерные группировки семенного происхождения из Juncus bufonius L., J. alpinoarticulatus Chaix ex Vill., Typha latifolia L., Phragmites australis (Cav.) Trin.ex Steud.

Через 8-10 лет с начала сукцессии на таких участках формируются более или менее сомкнутый рыхлый покров мохообразных, в котором доминируют Bryum creberrimum Tayl., Ceratodon purpureus (Hedw.) Brid., Funaria hygrometrica Hedw., Blasia pusilla L., поселяется Marchantia polymorpha L. В травяном покрове, который еще сохраняет черты зарослевого (пятнистого) строения, важную роль продолжают играть Typha latifolia, Phragmites australis, Juncus alpinoarticulatus, J. bufonius. Отмечен даже случай поселения на разливе бурового раствора такого умеренно галофильного вида, как Bulboschoenus maritimus (L.) Palla.

Вегетативно подвижные сильные доминанты из первых поселенцев - Typha, Phragmites, Bulboschoenus - сохраняют свои позиции и на более поздних стадиях сукцессии. Виды преимущественно семенного размножения и однолетники постепенно выпадают вследствие мощного развития и конку-

ренции со стороны бриофитов. На разливах шлама и бурового раствора 20-летнего возраста описаны следующие типы сообществ: хвощовые (Equisetum fluviatile), рогозовокамышовые (Typha latifolia - Bulboschoemis), полевицево - тростниковые (Agrostis gigantea - Phragmites), носатоосоковые (Carex rostrata).

В качестве доминантов и содоминантов сплошного мохового покрова в них выступают Marchantía polymorpha, Warnstorfia pseudostraminea (С. Muell.) Tuom. et Кор., реже Drepanocladus aduncus (Hedw.) Wamst. и Bryum pseudotriquetrum (Hedw.) Gaertn. et al. Наиболее константными видами на этой стадии сукцессии являются Equisetum fluviatile L., Е. palustre L., Epilobium palustre, Carex magellanica Lam., Typha latifolia, Agrostis gigantea, Marchantía polymorpha, Warnstorfia pseudostraminea, Campylium stellatum (Hedw.) C. Jens. Характерно появление семенного возобновления осины и видов ив (Salix cinerea L., S. pentandra L., S. bebbiana Sarg., S. pyrolifolia Ledeb.) от проростков до подроста высотой 2-3 м. Общее проективное покрытие кустарникового яруса составляет 5-15%.

На более старых, 25-30-летних, участках разлива установлено возобновление процесса торфонакопления. К этому времени пласт бурового раствора и шлама на месте бывшего разлива оказывается перекрыт 5-7сантиметровым торфянистым горизонтом, пронизанным корешками осок. На этой стадии восстановительной сукцессии во вторичные производные сообщества начинают постепенно внедряться виды, свойственные исходным, коренным типам фитоценозов, такие как Chamaedaphne calyculata, Vaccinium uliginosum, Oxycoccus palustris, Drosera rotundifolia.

Однако для полного восстановления исходной олиготрофной болотной растительности на месте шламового разлива потребуется не менее нескольких сотен лет.

При данной технологии бурения общая площадь, подвергаемая загрязнению от одной буровой скважины с учетом растекания нефти и компонентов бурового раствора с весенними снеговыми и дождевыми водами, составляет от 600 до 2000 м2. Во внешнем поясе загрязнения, где мощность минерального горизонта сходит на нет, характер на-

рушений и последующее восстановление растительного покрова соответствуют таковым при воздействии на поверхность болот амбарных вод.

Загрязнение поверхности болот амбарными водами

Сильное отрицательное воздействие на растительный покров верховых болот имеют аварийные разливы из молодых амбаров эксплуатационных кустов скважин. При размыве обваловки амбаров близлежащие участки в радиусе 50-100 м целиком заливаются нефтью и высокоминерализованными водами амбаров, в результате чего коренные рямовые и топяные сообщества полностью деградируют. На их месте через 3-4 года после разового воздействия формируются пионерные Juncus - Epilobium - группировки, подобные тем, что заселяют шламовые разливы. Основное отличие в данном случае заключается в сохранении торфогенного горизонта и жизнеспособных вегетативных частей растений в торфе, а также отдельных фрагментов былого растительного покрова, что непосредственно сказывается на скорости сукцессии.

На обводненных участках крупных мочажин и в искусственных понижениях, образовавшихся при постройке амбара, появляются нередко монодоминантные крупноосоковые сообщества из Carex rhynchophysa С. А. Меу или С. rostrata. Сообщества Carex rhynchophysa встречаются отдельными пятнами в непосредственной близости от амбаров на участках, перекрытых минеральным грунтом. Сообщества Carex rostrata распространены более широко и развиты, главным образом, на торфяных почвах. В отличие от естественных фитоценозов Caricetum rostratae Ruebel 12 ex Osv.23 emend. Dierssen 82, встречающихся в мезотрофных топях по периферии крупных олиготрофных болот, производные сообщества Carex rostrata на участках аварийных разливов из амбаров характеризуются участием не свойственных верховым болотам более требовательных к минеральному питанию видов - Carex canescens L., Epilobium palustre, Calamagros-tis langsdorffii (Lmk) Trin., распадом сфагнового мохового покрова и появлением типичных для нарушенных местообитаний

Ceratodon purpureus, Bryum creberrimum, Campylium polygamum (B.S.G.) С .Jens., Pohlia nutans (Hedw.) Lindb. и других.

По мере удаления от источника загрязнения степень неблагоприятного воздействия нефтеминерального загрязнения на растительный покров падает. При этом характер нарушения и, соответственно, стадии восстановления растительных сообществ сходны с восстановительными сменами при умеренном загрязнении поверхности болот сырой нефтью. Отличие заключается в более быстрых темпах разложения нефти и, следовательно, скорости сукцессий, поскольку сопутствующее минеральное загрязнение благоприятно сказывается на развитии микрофлоры, в том числе и иефтеокисляющих бактерий (Наливайко, Назаров, 1993). В таких местах резко повышается интенсивность окисления нефти и углеводородов.

Уже через 3-4 года после такого рода воздействия внешний облик рямовых сообществ мало отличается от исходного, хотя следы разлитой нефти еще заметны в микропонижениях. Как и в случае чисто нефтяного загрязнения, при слабом нефтеминеральном загрязнении наблюдается лишь изменение соотношения проективного покрытия (обилия) некоторых видов, в то время как флористический состав существенно не меняется.

Более глубокие последствия и более длительные сроки восстановления наблюдаются, если специфическое воздействие нефти и слабоминерализованных амбарных вод сопровождается механическим нарушением целостности растительного покрова, например, при планировке поверхности во время строительства амбара.

Зарастание шламовых амбаров на болотах

Возраст шламовых амбаров на торфяных болотах в районе исследований, как правило, не превышает 10 лет, поскольку ранее их практически не строили.

Первые 5-10 лет после прекращения антропогенного воздействия процесс зарастания искусственных амбаров протекает крайне медленно. Как таковой растительный покров в них отсутствует. Растительность имеет ярко выраженный контагиозный (пятни-

стый) характер и представлена отдельными более или менее удаленными друг от друга растительными группировками. Площадь, занятая растительностью, находится в прямой зависимости от площади мелководий обсыхающего днища и отмелей амбара и, как правило, не превышает в целом 10-15%. В то же время в небольших пятнах отдельных растительных группировок проективное покрытие растений может достигать 8090%.

На загрязненном шламом и нефтепродуктами торфяном субстрате в амбарах верховых болот 5-10-летнего возраста выявлен сравнительно небольшой набор растительных группировок (сообществ). Наиболее распространенными среди них являются растительное сообщество Typha latifolia и группировка Juncus bufonius. Первое образует пятна и полосы вдоль берега амбаров, вторая поселяется непосредственно в прибрежной кайме или на освободившихся от воды участках амбаров по шламу, нередко по влажной битумизированной пленке нефти. Реже встречается сообщество Phragmites australis, которое заселяет торфяные участки дна амбаров или поселяется на голом торфе, вынутом из амбара. Группировка Juncus alpinoarticulatus приурочена к участкам влажного шлама. Вид Typha laxmannii Lepech., имеющий сравнительно высокую частоту встречаемости на ранних стадиях зарастания амбаров, редко является доми-нантом в пятнах растительности.

Как видно, основу первичных растительных группировок могут образовывать как вегетативно подвижные сильные доминанты (виды Typha, Phragmites, Juncus alpinoarticulatus), так и виды семенного возобновления (Juncus bufonius). Общим для них является сравнительно высокая устойчивость (толерантность) к более или менее выраженному засолению и большому содержанию в воде нефтепродуктов.

Мохообразные на ранних стадиях сукцессии не играют существенной роли. Наиболее часто среди них встречаются: на голом торфе - Dicranella cerviculata (Hedw.) Schimp., на минеральном грунте (шламе, песчаном субстрате, стекающем с обваловки амбара), - Blasia pusilla, Bryum creberrimum, Funaria hygrometrica.

Зарастание буровых площадок разведочных скважин

С точки зрения естественной восстановительной способности болотных экосистем особый интерес представляет изучение процессов зарастания заброшенных буровых площадок разведочных скважин на торфяных болотах.

В качестве отправной точки восстановительной сукцессии были использованы флористические списки растений, выявленных на постоянно обновляемых буровых площадках действующих кустов скважин. Растительность их представлена отдельными экземплярами и агрегациями видов растений, среди которых преобладают местные одно-двухлетние сорные виды Chenopodium (С. album, C. ßcifolium Smith, C. rubrum, C. glaucum L.), Juncus bufonius, Bidens radiata, Senecio vulgaris L., Chamomilla suaveolens (Purch) Rydb. и др. Как индикаторы техногенного засоления сюда проникают галофильные виды Puccinela hauptiana, реже Tripolium vulgare, Typha laxmannii. Из других заносных видов нередко встречаются Corispermum sibiricum Iljin, Leontodon autumnalis L., Hordeum jubatum L. и другие. Общая площадь, занятая растительностью, не превышает 10-15%.

Для отсыпки площадки буровой во всех случаях используется чистый песок. Поэтому неоднородность растительного покрова формирующихся на нем фитоценозов определяется, с одной стороны, толщиной слоя насыпного грунта, от чего в конечном итоге зависят условия увлажнения экотопа, с другой - загрязнением участков насыпного грунта шламом, буровым раствором или нефтью, что непосредственно сказывается на условиях минерального питания растений (см. рис.1).

В течение первых 5-7 лет после окончания работ на буровых площадках формируются относительно устойчивые разнотравнозлаковые (полевицевые, полевицево-хвощовые) сообщества пятнистого сложения. Ведущая роль в их формировании принадлежит одному и тому же небольшому числу видов травянистых растений - Agrostis alba, Equisetum ßuviatile L., E. palustre L., E. arvense L., Juncus alpinoarticulatus, Car ex rostrata, C. rhynchophysa и др. В меньшем

обилии встречаются Agrostis clavata Trin., Epilobium roseum, E. palustre, Eriger on ас-ris L., Chamaerion angustifolium (L.) Но1иЬ.и др.

Важную роль в процессах зарастания буровых площадок на болотах играют печеночные и зеленые мхи. Из 17 выявленных на площадках видов мохообразных 7 видов являются типичными пионерами зарастания -Вгуит creberrumum, Leptobryum pyriphorme, Blasia pusilla, Ceratodon purpureus, Marchantía polymorpha, Fuñaría hygro-metrica, Pohlia nutans.

По мере размывания и оседания в торфяную залежь песчаной насыпи возрастает увлажненность местообитаний, а вместе с этим - и скорость сукцессии. К 10-15 годам в растительном покрове появляются первые типично болотные, сравнительно требовательные к условиям минерального питания виды сосудистых растений и мхов Eriophorum vaginatum, Vaccinium uliginosum, Carex limosa, Aulacomnium palustre, Tomentypnum nitens (Hedw.) Loeske, Helodium blandowii (Web. et Mohr) Warnst., Campylium stellatum и др. Однако для полного восстановления на месте площадок разведочных буровых скважин коренной олиго-трофной болотной растительности потребуется по меньшей мере от 500 до 1000 лет в зависимости от первоначальной высоты насыпи буровой площадки.

Заключение

В результате проведенных ботанических исследований на территории нефтяных месторождений севера Томской области были выявлены и описаны все стадии восстановительных сукцессий растительности олиго-трофных комплексных болот после различных видов антропогенного воздействия, выяснены основные закономерности и темпы восстановительных смен.

Установлено, что наиболее глубокое воздействие на растительный покров болот оказывают нарушения, связанные с уничтожением торфогенного горизонта (постройка амбаров, разливы шлама на поверхность болот, сооружение площадок буровых скважин). Восстановительные сукцессии в этом случае протекают по типу сингенеза и затягиваются на сотни лет. По степени антропо-

генного воздействия на болотные экосистемы и длительности восстановительного периода к ним приближается загрязнение поверхности болот солеными (сеноманскими) водами. Но если в первом случае уничтожение коренной болотной растительности носит локальный характер, то загрязнению сеноманскими водами подвергаются, как правило, обширные площади болот.

Наиболее активными и характерными видами на нарушенных участках олиго-трофных комплексных болот лесной зоны Западной Сибири являются Juncus alpino-articulatus, J. bufonius, Epilobium palustre, E. roseum, Bidens radiata, Typha latifolia. Индикаторами солевого загрязнения олиго-трофных болотных комплексов являются Tripolium vulgare, Puccinella hauptiana, Chenopodium rubrum, C. album, Sonchus arvensis, поселяющиеся на фоне полного или частичного отмирания естественного растительного покрова. Ведущая роль в зарастании площадок буровых скважин на болотах принадлежит сравнительно небольшому числу видов травянистых растений -Agrostis gigantea, Equisetum fluviatile, E. palustre, E. arvense, Juncus alpinoarti-culatus.

Важное значение в процессах зарастания нарушенных участков болот и восстановлении болотного растительного покрова на техногенных субстратах играют мохообразные. Наибольшей частотой встречаемости и обилием отличаются пионеры зарастания -Bryum creberrimum, Fuñaría hygrometrica, Blasia pus illa, Marchantía polymorpha. Среди других видов особый интерес представляет Warnstorfia pseudostraminea, образующая

более или менее сплошной моховой покров на старых разливах шлама и зарастающих амбарах разведочных буровых.

Грядовые участки с рямовой растительностью более чувствительны к нефтяному и нефтеминеральному загрязнению, но являются более устойчивыми к ним, чем топяные сообщества, благодаря хорошо выраженному микрорельефу поверхности. Мочажины и топи в большей степени подвержены нарушению при разливах на поверхность болот загрязняющих веществ, но быстрее восстанавливаются после прекращения воздействия.

По мере удаления от источника загрязнения и разбавления загрязнений болотными водами степень неблагоприятного воздействия на растительный покров уменьшается, реакции растительных сообществ на нарушение становятся менее специфичными. На слабое и умеренное загрязнение независимо от его типа (нефтяное, нефтеминеральное или минеральное) увеличивают свое обилие: на рямовых участках - Andromeda polifolia, Oxycoccus palustris, О. microcarpus, Eriopho-rum vaginatum, в мочажинах и топях - Carex limosa, Eriophorum russeolum, Baeothryon cespitosum (L) A.Dietr. Угнетенным состоянием и снижением обилия отзываются на загрязнение олиготрофные кустарнички Ledum palustre, Chamaedaphne calyculata и сфагновые мхи Sphagnum fuscum и S. magellanicum. Относительно индифферентно к умеренным и малым дозам поверхностного загрязнения относятся Betula папа, Rubus chamaemorus, Polytrichum strictum и лишайники из родов Cladonia и Cladina.

ЛИТЕРАТУРА

Бронзов А.Я. 1930. Верховые болота Нарымско-го края (бассейн р. Васюган) // Труды научноисследовательского торфяного института. Вып. 3. М. С. 1-99.

Васильев С.В. 1998. Воздействие нефтегазодобывающей промышленности на лесные и болотные экосистемы. Новосибирск: Наука. 136 с.

ГашеваМ.Н., ГашевС.Н., Соромогин A.B. 1990. Состояние растительности как критерий нарушенное™ лесных биоценозов при нефтяном загрязнении // Экология. N 2 . С. 77-79.

Гладков В.П. 1987. Естественное зарастание нарушенных разведочным бурением участков в северных районах Тимано-Печерского ТПК// Природопользование в системе хозяйства европейского Северо-Востока. Сыктывкар: Коми филиал АН СССР. С. 78-85.

Ишбирдин А.Р., Миркин Б.М. 1991. Типы нарушений и вторичные восстановительные сукцессии в лесотундре (на примере месторождения "Медвежье") Н Освоение Севера и проблема рекультивации. Сыктывкар: Ин-т биологии Коми науч.центра УрО РАН. С. 93-94.

Казанцева М.Н. 1994. Влияние нефтяного загрязнения на таежные фитоценозы Среднего Приобья: Автореф дис. ... канд.биол.наук. Екатеринбург. 26 с.

Королюк А.Ю. 1992. Болота и заболоченные леса в районе оз. Самотлор (подзона средней тайги) // Антропогенная трансформация растительного покрова Западной Сибири. Новосибирск: Наука. С. 122-127.

Куваев В.Б., Шсбеко А.М. 1987. Растительный покров у газовых скважин на западном побережье Ямала (окрестности пос.Харасавей) // Вопросы охраны редких видов растений и фитоценозов. М.: ВНИИ природы. С. 121-131.

Лавриненко И.А., Лавриненко О.В., Кулюги-

на Е.Е. 1996. Восстановление растительного покрова на площадках буровых скважин в большеземельской тундре // Флора антропогенных местообитаний Севера, М.: Ин-т географии РАН. С. 55-75.

Лапшина Е.Д. 1984. Использование экологических шкал для оценки и прогноза хозяйственной ценности природных угодий // Пути рационального использования почвенных, растительных и животных ресурсов Сибири. Томск: Изд-во Том. ун-та. С. 86-91.

Лисс О.Л., Полкошникова О.В. 1983. Влияние бетонных дорог на растительность болотных фитоценозов (на примере нефтепромысла Самотлор) // Природные условия Западной Сибири. М. С. 169-177.

Маковский В.И. 1989. Влияние нефтезагрязнений на растительный покров и торфяную залежь олиготрофных болот // Растительность в условиях техногенных ландшафтов Урала. Свердловск. С. 96-102.

Москаленко Н.Г. 1991. Антропогенная динамика растительного покрова севера Западной Сибири: Автореф.дис. ... докт. биол. наук. М.: МГУ. 44 с.

Наливайко Н.Г., Назаров А.Д. 1993. Использование микроорганизмов для очистки нефтезагрязняющих почв и вод в условиях севера Томской области // Многоцелевые гидрогеохимические исследования в связи с поиском полезных ископаемых и охраной подземных вод. Томск. С. 83-87.

Полкошникова О.В., Сушеня В.А. 1981. Изменения растительности болот Самотлора под влиянием инженерных сооружений // Изв. АН СССР. Сер. геогр. N4. С. 47-56.

Ребристая О.В., Хитун О.В., Чернядьева И.В. 1993. Техногенное нарушение и естественное восстановление растительности в подзоне северных гипоарктических тундр Ямала // Бо-тан.журн. Т. 78. № 3. С. 122-135.

Седых В.Н. 1997. Леса Западной Сибири и нефтегазовый комплекс // Нефть и лес: экологи-

ческие проблемы, пути решения. М.: Экология. Вып. 1. 36 с.

Сивоконь И.С. 1997. Анализ современного состояния природной среды в районе Ватинско-го нефтяного месторождения // Биол. ресурсы и природопользование. Вып. 1. С. 99-113.

Творогов В. А., Бурмакина Н.В. 1987. К вопросу о восстановлении растительного покрова нарушенных участков тундры // Проблемы апо-миксиса и отдаленной гибридизации. Новосибирск: Наука. С. 209-213.

Творогов В.А. 1988. Естественное зарастание нарушенных участков тундры в районе Ямбург-ского газоконденсатного месторождения (п-ов Тазовский) // Ботан, журн. Т.73. №11. С. 1577-1588. ’

Хорошева О.В. 1985. Изменения растительности верховых болот в результате антропогенного воздействия // Научн. докл. высшей школы. Биол. науки. №11 (263). С. 84-87.

Хорошева О.В., Сизова Г.Г., Горюхина Н.М. 1990. Биогеоценозы верховых болот Среднего Приобья и их изменения в результате антропогенного воздействия // Биол. науки. № 5. С. 72-79.

Малышева Л.В. 1988. Техногенные нарушения растительного покрова тундры на этапе разведочного бурения // Влияние геологоразведочных работ на природную среду Большеземельской тундры. Сыктывкар: Коми науч. центр УрО АН СССР. С. 49-56.

Чалышева Л.В., Гладков В.Н., Гардаевская З.Г. 1990. Естественное зарастание нефтезагряз-ненных земель и опыт их рекультивации в условиях Севера // Тр. Коми науч. центра УрО АН СССР. Сыктывкар. С. 74-82.

Чижов Б.Е. 1995. Влияние нефтегазодобычи на лесной фонд и лесные экосистемы Среднего Приобья // Пути и средства достижения сбалансированного эколого-экономического развит™ в нефтяных регионах Западной Сибири / Труды NDI. Вып. 1. С. 33-38.

Chapin F.S., Chapin M.S. 1980. Revegetation of an Arctic disturbed site by native tundra species // Joum.Appelied Ecology. Vol. 17. P. 449-456.

Ebersole J.J. Short-term vegetation recovery at an Alaskan Arctic Coastal Plain Site // Arctic and Alpine Research. Vol. 19. № 4. P. 442-450.

Freedman W., Hutchinson T.C. 1976. Physical and biological effects of experemental crude oil spills on Low Arctic tundra in the vicinity of Tukto-yaktuk, N.W.T., Canada // Canad. Joum. Bot. Vol. 54. P. 2219-2230.

Holt Sune. 1987. The effects of crude and diesel oil spills on plant communities at Mesters Vig, Northeast Greenland // Arctic and Alpine Research. Vol. 19. № 4. P. 490-497.

Johnson L., Sparrow E., Collins C., Jenkins T., Davenport C., McFadden T.M. 1980. The fate and effects of crude oil applied on subarctic permafrost terrain in interior Alaska // USA CRUEL Report. P. 80-29.

McKendrick J.D. 1987. Plant succession on disturbed sites, North Slope, Alaska, U.SA. // Arc-

tic and Alpine Research. Vol. 19/ № 4. P. 554565.

Walker DA., Weber P.J., BinnianE.F., Everett K.R., Lederer N.D., Nordarand E.A., Walker M.D. 1987. Cumulative impacts of oil fields on Northern Alaskan landscapes // Science. Vol. 238. P. 757-761.

Получено 14.07.1998 r.

Лапшина Елена Дмитриевна

Томский государственный университет, кафедра ботаники

634050, г. Томск, пр. Ленина, 36. Тел.: (3822) 410690, E-mail: ed@ftora.tsu.tomsk.su

Bleuten Wladimir

Utrecht University, Department of Physical Geography

Utrecht, The Netherlands, fax: (3130) 540604, E-mail: w.bleuten@geog.uu.nl