Трофодинамика континентальных водоемов: от балансового подхода к динамической изменчивости экосистем

Бесплатный доступ

В статье обсуждается динамическая изменчивость экосистем, которая в рамках трофодинамического направления в экологии может быть использована для преодоления негативных последствий экологического кризиса. Знание закономерностей динамики экосистем должно лежать в основе сценариев их восстановления и управления.

Короткий адрес: https://sciup.org/148197798

IDR: 148197798

Текст научной статьи Трофодинамика континентальных водоемов: от балансового подхода к динамической изменчивости экосистем

ТРОФОДИНАМИКА КОНТИНЕНТАЛЬНЫХ ВОДОЕМОВ: ОТ БАЛАНСОВОГО ПОДХОДА К ДИНАМИЧЕСКОЙ ИЗМЕНЧИВОСТИ ЭКОСИСТЕМ

, .                 -

, -

.

.

«                              » --

-

,-

.-

,- рой понимаются закономерные цикличные и

-

,-

-

.

--

,

,      «».

Между тем само это утверждение вполне

,,

. -

,, что проблемы эвтрофикации Балтийского

,                           ,-

6         .                        ,-

,-

[12].                           ,-

,

,-

,-

,-

,- всеместное распространение чужеродных

,-

,-

.

-

, ..-

-

,

,

, -

.

,-

,- сти практики адаптируются к этой динамике

[9].-

- ния возможных изменений в экосистемах

, которой может быть выполнено только при

,                                                ,          -

-

-

-

-

,                     -

, ,

, -

-

.

Балансовый подход в исследованиях трофодинамики континентальных водоемов

Балансовый подход, несомненно, можно рассматривать в числе наиболее плодотвор-ных примеров применения системного ана-лиза в гидробиологии. Благодаря ему много-численные трофические связи в экосистеме преобразуются в стройную систему трофи-ческих уровней, описываемую законами тер-модинамики. Применение балансового под-хода к конкретным экосистемам стимулиро-вало широкое изучение и накопление данных по величинам первичной и вторичной про-дукции, деструкции органического вещества в водоемах, скоростей роста, питания изат-рат энергии на обмен веществ у различных групп гидробионтов и зависимостей этих ха-рактеристик от многочисленных факторов внешней среды . Была разработана трофичес-кая классификация водоемов, сформулирова-ны понятия и предложены методы количе-ственной оценки процессов эвтрофирования и самоочистительной способности водоемов и водотоков . В рамках балансового подхода накоплен громадный эмпирический матери-ал о закономерностях функционирования от-дельных видовых популяций, видов и групп организмов.

Безусловно, балансовый подход до сих пор составляет необходимую основу изучения трофодинамики экологических систем . Тем не менее в своем классическом варианте наибо-лее бурно развивавшимся в 60-70 годы про-шлого века он имеет ряд ограничений. Пер-вое из них сводится к недостаточному вни-манию к структурной организации экологи-ческих систем и механизмам, управляющим структурой пищевых цепей и потоков в во-доемах:

жертв , конкуренции между популяциями организмов , занимающих сходные экологи-ческие ниши, пространственным перемеще-ниям организмов и т. . Изучение этих вой-росов уделяется значительное внимание в рамках общей экологии, но ее достижения сравнительно слабо использовались в рам-ках классического балансового подхода. Од-нако, как показывает, , опыт изуче- ния реакции экосистем на вселение чужерод-ных видов, включение даже одного нового вида в трофическую сеть водной экосистемы может многократно изменить уровень ее пер-вичной продукции или рыбопродуктивность [4].

Трофические цепи и потоки энергии в эко-системе имеют достаточно сложную струк-туру . , долгие годы основные уси-лия исследователей были направлены на изу-чение пастбищной пищевой цепи многокле-точных организмов. Между тем в последние годы показано, что сообщество одноклеточ-ных организмы, так называемая микробиаль-ная петля или микробиальная трофическая сеть, в которое входят фитопланктон, бакте-риопланктон, нанофлагеляты и инфузории, во многих случаях имеет ведущее значение в трофодинамике водоемов [3].

Другим существенным ограничением ста-ло недостаточное внимание исследователей к динамической изменчивости экосистем.В рамках балансового подхода до сих пор ос-новные усилия направлены на выяснении средних величин потоков энергии и характе-ристик круговорота веществ в экосистемах. Закономерности сезонной и межгодовой ди-намики этих характеристик, вызываемой, например, климатическими изменениями,в подавляющем большинстве случаев не рас-сматривается . Между тем размах их флуктуа-ций в ряде случаем может быть очень значи-тельным . Так недавно было показано, что концентрация фосфора и хлорофилла в эпи-лимнионе глубоководных итальянских озер в летнее время и, следовательно , величина их первичной продукции может значительно различаться в зависимости от силы и направ-ления ветра зимой [34]. Еще более значитель-но может различаться в разные годы первич-ная продукция мелководных гиперсоленых озер, что , в конечном счете, также связано с метеорологическими факторами [20].

В результате этих ограничений точность прогноза, который можно сделать в рамках классического балансового подхода, экосис-темы вызывают изменения в другом компо-ненте не непосредственно, а через измене-ния некоторого промежуточного компонен- та или компонентов, с которыми первые два связаны прямыми взаимодействиями. Непря-мые взаимодействия можно разделить на ли-нейные и нелинейные . К линейным будут относиться взаимодействия в пределах одной пищевой цепи . Очевидно, что и балансовый подход и теория динамики пищевых цепей в основном связаны с изучение линейных не-прямых взаимодействий.

Помимо непрямых линейных взаимодей-ствий в экосистемах, также многочисленны непрямые нелинейные взаимодействия, кот-да изменения в одной из трофических цепей приводят к изменениям в другой трофичес-кой цепи . Классическим примером описания такого рода взаимодействий может служить концепция «ключевого» хищника (key-stone predator) [31]. Первоначально описанный для сообществ каменистой морской литорали, эффект ключевого хищника играет важную роль в поддержании структуры потоков энер-гии в сообществах и экосистемах континен-тальных водоемов. Он состоит в подавляю-щем воздействии хищника на вид жертв, ко -торый имеет конкурентное преимущество перед другими видами в сообществе. В ре-зультате, ключевой хищник тормозит процесс конкурентного вытеснения и позволяет не-скольким видам занимать близкие экологичес-кие ниши. Снижение пресса ключевого хищ-ника приводит к вытеснению слабых в кон-курентном отношении видов организмов. Если ключевой хищник относится к верхним трофическим уровням пищевой пирамиды, то его исчезновение из состава сообщества может привести к коллапсу целых пищевых цепей, упрощению структуры пищевых свя-зей и снижению биоразнообразия сообществ [31]. Ключевые хищники, а точнее ключевые потребители, поскольку в их роли могут вы-ступать и нехищные животные (например, виды зоопланктона или зообентоса по отно-шению к водорослям), являются важным фак-тором, поддерживающим высокое биоразно-образие сообществ.

В качестве иллюстрации значения ключе-вого хищника можно привести результаты исследований на оз. Митчел (США). Как было показано в работе [24], в пелагическом сообществе этого озера существуют две по-чти не связанные прямыми взаимодействи-ями пищевые цепи. Первая цепь ведет от бло-ка мелких пищевых частиц (детрита, бакте-рий, водорослей) к дафнии и затем к рыбе (радужной форели). Вторая - от того же бло-ка к коловраткам и мелким кладоцерам (диа-фаназоме и босмине) далее к мелкому беспоз-воночному хищнику (Mesocyclops) и затем к рыбе . С помощью изолятов было показано, что дафнии успешно конкурировали с мелки-ми кладоцерами и коловратками за съедоб-ные виды зоопланктона. При этом рыбы бо-лее эффективно потребляли более крупных конкурентов - дафний . В результате, при низ-ком прессе рыб (ключевого хищника) основ-ной поток энергии двигался от водорослей и бактерий к рыбе через популяцию дафний. При увеличении плотности популяции рыб плотность дафний быстро уменьшалась, что приводило увеличению биомассы съедобных видов водорослей с последующим возраста-нием численности популяций коловраток и мелких кладоцер и далее популяции цикло-НОВ, которые в свою очередь потреблялись рыбой . Таким образом, при низкой числен-ности рыб в озер доминировала трехзвенная пищевая цепь, а при высокой четырехзвен-ная с промежуточным хищником - циклопом. Манипуляция численностью рыб приводило к«переключению» потока энергии и одной трофической цепи на другую. Биомасса во-дорослей при четырехзвенной пищевой цепи была выше, так как мелкие кладоцеры и ко-ловратки являются не столь эффективными фильтраторами, как дафния . Однако эффектив-ность передачи энергии от водорослей к рыбе была значительно ниже, прежде всего из-за появления дополнительно звена беспозво-ночных хищников, на котором, как и на лю-бом другом звене, часть энергии рассеивалась на процессы обмена веществ. Очевидно, что в условиях недостатка пищи (энергии) высо-кая плотность популяции рыб не могла бы поддерживаться длительное время естествен-ным путем и через некоторое время верну-лась бы в исходное состояние. То же самое произошло бы и при низкой численности рыб в водоеме, когда благодаря высокой эффектив- ности передачи энергии трехзвенной трофи-ческой цепью и, следовательно , хорошим пищевым условиям для рыб, их численность в водоеме должна возрасти. Очевидно , что точка равновесия будет в значительной сте-пени определяться условиями развития фи-топланктона, важнейшим из которых являет-ся количество биогенов в трофогенном слое воды . Время, которое требуется для достиже-ния точки равновесия, зависит от времени генерации ключевого хищника, в данном слу-чае рыб .

Для того , чтобы экосистема перешла к дру-гому равновесному состоянию с конфигура-цией пищевых цепей и потоком энергии от-личным от исходного требуются воздействие дополнительных механизмов, которые бы стабилизировали это новое состояние. Один из них, перенос фосфора из эпилимниона в гиполимниона в ходе вертикальных мигра-ций крупного зоопланктона [45], уже упоми-нался выше . Если озеро достаточно глубокое, хорошо стратифицировано и в нем обитают крупные виды зоопланктона, совершающие вертикальные миграции, то уменьшение пресса рыб планктофагов вызовет увеличе-ние численности этих видов зоопланктона, что в свою очередь приведет к уменьшению фосфора в эпилимнионе, где располагается трофогенный слой озера.

Другой механизм стабилизации «нисходя-щего» (top-down) эффекта описан для мелко-водных озер. У таких озер имеется два ста-бильных состояния . Первое из них отличает высокая концентрация фитопланктона (или другой взвеси), низкая прозрачность (высо-кая мутность) воды и из-за этого слабое раз-витие донной растительности. Напротив, второе устойчивое состояние отличает вы-сокая прозрачность воды, высокая плотность донной растительности (например, макрофи-тов) и относительно слабое развитие фито-планктона [35, 36]. К механизмам, обеспечи-вающим устойчивость второго состояния , относится накопление биогенных веществ в биомассе донной растительности и, следова-тельно, уменьшение их количества в толще воды, уменьшение ресуспензии донных осад-ков, приводящей к уменьшению прозрачное- ти воды, а также выделение макрофитами аллелопатрических веществ, ингибирующих развитие фитопланктона [43]. К основным факторам, лимитирующим развитие донной растительности, относятся световые условия в придонных слоях воды , поэтому, -зрачность воды в мелководном водоеме по каким -либо причинам повышается, водоем может перейти из устойчивого состояния с низкой прозрачностью воды в состояние с высокой прозрачность воды. Причиной тако-го перехода может быть , например, увеличе-ние количества фильтраторов в водоме, про-изошедшей в результате гибели (изъятия) рыб планктофагов или проникновение в водоем вида-вселенца, способного к эффективной фильтрации воды, например дрейссены . Чем больше внешняя биогенная нагрузка на во до-ем , тем более маловероятен этот переход [35]. Тем не менее возможность такого перехода экспериментально продемонстрирована даже для гиперэвтрофных водоемов [30].

Важно подчеркнуть, что в мелководных водоемах в случае устойчивого состояния с низкой прозрачностью воды основной поток энергии направляется через планктонную пищевую цепь, а в случае устойчивого состо-яния с высокой прозрачностью воды - через донную . Таким образом, благодаря непрямым биотическим взаимодействиям в мелковод-ных водоемах, так же как и в глубоководных, возможно «переключение» потока энергии с одной трофической цепи на другую .

Динамическая изменчивость трофо-динамики экосистем водоемов. Роль климатических факторов

Динамическая изменчивость относится к характерным особенностям экологических систем , хотя многие гидробиологии до сих пор склонны относить ее к категории случай-ных изменений . Климатические факторы яв-ляются к важнейшей (хотя и не единствен-ной) группой причин, вызывающих такую изменчивость. Во многих случаях их действие оказывает непосредственное воздействие на трофодинамику экологических систем.

Воздействие климатических факторов на структуру пищевых цепей и поток энергии в экосистемах может иметь разную продолжи-тельность, а также циклический и нецикли-ческий характер . Примером циклических ко-ротко периодичных изменений в трофичес-ких цепях водоемов может служить сезонная сукцессия планктона в озерах, вызванная циклическими изменениями погодных уело-ВИЙ . Благодаря маленьким размерам и, как результат, -сти популяции у организмов планктона, сук-цессионные изменения, которые в наземных экосистемах занимают десятки, а иногда и сотни лет, -исходят заново каждый год [42]. В ходе се-зонной сукцессии наблюдается закономерная динамика пищевых цепей, проявляющаяся в закономерной смене весеннего планктона с преобладанием мелких продуцентов и кон-сументов с высокой скоростью оборота био-массы (мелких быстро растущих видов водо-рослей, инфузорий и коловраток) на летний планктон с преобладанием крупных организ-мов (крупных и колониальных видов водо-рослей и рачкового зоопланктона) [41]. Тро-фодинамическим следствием этой сукцессии является переход от весеннего сообщества с двумя трофическими уровнями к летнему со-обществу с тремя уровнями [42], а также от высокой весенней продуктивности (весенняя вспышка фитопланктона) к более низкой лет-ней .

Межгодовая динамика пищевых цепей также может вызываться климатическими флуктуациями . Например, для крупных глу-боководных водоемов Италии показано, что содержание фосфора и концентрация хлоро-филла в эпилимнионе летом зависит от силы ветра в зимнее время, которые определяет глубину перемешивания воды в период зим-ней гомотермии [34]. В целом продолжитель-ность ледяного покрова, время наступления и интенсивность перемешивания воды ока-зывает очень значительный эффект на фор-мирование и интенсивность весеннего цве-тения водоемов, ход сезонной сукцессии и, как ясно из предыдущего примера, продуктив-ность водоема летом . Поэтому погодные ус-ловия в зимнее и весеннее время имеют пер-востспсннос значение для динамики пище- вых цепей и продуктивности водоемов [42]. Важно отметить, что наблюдаемая в после-днее время тенденция к потеплению клима-та в первую очередь касается погодных уело-вий в зимнее время [33, 42].

Погодные условия могут вызвать динами-ку пищевых цепей и в мелководных водоемах. Например, изучение мелководного гиперсо-леного оз . Тобечикского (восточный Крым) показало, что жаркие безветренные весна и лето привели к значительному повышению солености воды в озере и массовому разви-тие в нем планктонного фильтратора Artemia salina, что в свою очередь вызвало увеличе-ние прозрачности воды и массовое развитие нитчатых водорослей на дне озера [20]. Их первичная продукция которых заметно пре-высила продукцию фитопланктона. Это ,в свою очередь, повлекло за собой массовое развитие зообентоса. Таким образом, изме-нения погодных условий вызвали переход мелководного озера из одного равновесного состояния в другое.

Приведенные примеры показывают, если изменения затрагивают в первую оче-редь сообщества продуцентов, то их продол-жительность зависит от продолжительности климатических изменений . Если же клима-тические колебания в первую очередь влия-ют на популяции животных верхних трофи-ческих уровней с длительным циклом разви-тия , то изменения в трофодинамике водоемов становятся более длительными. Например, исчезновение в результате зимнего замора хищного большеротого окуня из оз . Винтег-рин (США)в 1978 г.                       - ному доминированию мелких рыб планкто-фагов и снижению плотности крупного зоо-планктона и эвтрофированию озера. Только после реинтродукции этого хищника в водо-ем в 1986 т.

и качество воды в озере улучшилось [29].

Долго периодичные колебания климата и вызываемые ими гидрологические измене-ния также могут оказывать значительное вли-яние на сообщества организмов и функцио-нирование экосистем водоемов. Так , иссле-дования донных сообществ эстуария р. Невы показали, что долгосрочные (около двух де- сятков лет) колебания стока Невы в XX сто-летии оказывали значительное влияние на состав и количественное развитие зообенто-са верхней пресноводной части эстуария (Не-вской губы): биомасса донных животных в периоды высокого стока в придельтовой ча-сти губы была более чем на порядок выше, чем в периоды низкого стока реки [7]. В от-личие от верхней части эстуария состав и количественное развитие зообентоса в ниж-ней части эстуария р. Невы зависит от пери-одических затоков придонных бескислород-ных вод из глубоководных впадин Финского залива и центральной части Балтийского моря. Эти затоки периодически уничтожают зообентос на значительных участках дна за-падной части эстуария [27]. Частота затоков глубоководных бескислородных вод из цент-ральной Балтики в свою очередь зависят от частоты затоков соленых вод Северного моря в Балтийское, которая определяется фазой климата. С середины 1970-х гт .

1990-хгг.,                                     - ной зональной циркуляции атмосферы, про-являющейся в увеличении циклонической ак-тивности и увеличении стока рек, затоки были сначала редки, а с середины 1980- . по 1995 г.                        , что позво- лило донным сообществам достичь высоких количественных показателей [28]. С середи-ны 1990-хгг.                               - мосферной циркуляции, количество осад-ков и сток рек уменьшились, и в результате в 1996 и 2003 гг .

североморских вод в Балтику и в дальнейшем «выдавливание» глубоководных безкислород-ных вод в мелководные участки моря, в том числе восточную часть Финского залива. Помимо уничтожения зообентоса эти затоки способствуют увеличению внутренней био- генной нагрузки в Финском заливе и, по-ви-димому, в значительной степени ответ-ственны за возрастание первичной продук-ции и удлинение периода цветение циано-бактерий в эстуарии р . Невы в 2000 г. [5]. Очевидно , что природоохранные меры в эс-туарии, такие как строительство новых и мо-дернизация уже построенных очистных со-оружений, должны проводиться с учетом ди-намики экосистемы, вызванной происходя-щими климатическими изменениями.

Список литературы Трофодинамика континентальных водоемов: от балансового подхода к динамической изменчивости экосистем

  • Алимов А.Ф. Элементы теории функционирования водных экосистем. СПб.: Наука, 2000.
  • Алимов А. Ф., Бульон В.В., Голубков С.М., Крылов П.И., Руденко Г.П. Влияние рыб на структуру и функционирование экосистем озер-рыбопитомников//Биотические взаимоотношения в экосистеме озер-рыбопитомников. СПб.: Гидрометеоиздат, 1993.
  • Бульон В.В. Структура и функция микробиальной "петли" в планктоне озерных экосистем//Биол. внутр. вод. 2002. № 2.
  • Голубков С.М. Влияние чужеродных видов на функционирование водных экосистем//Биологические инвазии в водных и наземных экосистемах. М.: Научный мир, 2004.
  • Голубков С.М, Никулина В.Н., Голубков М.С., Губелит Ю.И., Умнова Л.П. Динамика процесса эвтрофирования эстуария р. Невы в последние десятилетия//Материалы конф. "Акватерра-2005". СПб., 2005.
  • Каратаев A.M., Бурлакова Л.Е. Роль дрейссены в озерной экосистеме//Экология. 1995. Т. 26, №3.
  • Максимов А.Л. Многолетние изменения макрозообентоса Невской губы//Биол. внутр. вод. 2004. № 3.
  • Остапеня А.П. Нарочанские озера: проблемы и прогнозы//Озерные экосистемы: биологические процессы, антропогенная трансформация, качество воды. Минск: Бел. ун-т, 2000.
  • Холинг К.С. Экологические системы. Адаптивная оценка и управление. М.: Мир, 1981.
  • Bendorf J. Food web manipulation without nutrient control: A useful strategy in lake restoration?//Schweiz. Z. Hydrol. 1987. Vol. 49, № 2.
  • Bendorf J. Possibilities and limits for controlling eutrophication by biomanipulation//Intern. Rev. Ges. Hydrobiol. 1995. Vol. 80, №4.
  • Bianchi T.S., Engelhaupt E., Westman P. et al. Cyanobacterial blooms in the Baltic Sea: Natural or human-induced?//Limnol. Oceanogr. 2000. Vol. 45, №3.
  • Caraco N.F., Cole J.J., Raymond P.A. et al. Zebra mussels invasion in large, turbid river: phytoplankton response to increasing grasing//Ecology. 1997. Vol. 78, №2.
  • Carpenter S.R. Regime shifts in lake ecosystems: pattern and variation. Oldendorf: Intern. Ecology Institute, 2003.
  • Carpenter S.R., Kitchell J.F., Hodgson J. Cascading trophic interaction and lake productivity//Bioscience. 1985. Vol. 35, № 10.
  • De Bernardi R., Giussani G. Effect of mass fish mortality on zooplankton structure and dynamics in a small Italian lake (Lago di Annone)//Verh. Intern. Ver. Limnol. 1978. Vol. 20, pt. 2.
  • DeMelo R., France R., McQueen D.J. Biomanipulation: Hit or myth?//Limnol. Oceanogr. 1992. Vol. 37, №1.
  • Fahnenstiel G.L., Bridgeman T.B., Lang G.A., McCormick M.J., Nalepa T.F. Phytoplankton productivity in Siginaw Bay, Lake Huron effects of zebra mussels (Dreissena polymorpha) colonization//J. of Great Lakes Research. 1995. Vol. 21, №4.
  • Gophen M. Biomanipulation: perspective and future development//Hydrobiologia. 1990. Vol. 200/201.
  • Golubkov M.S., Golubkov S.M., Gubelit Y.I., Litvinchuk L.F. Primary production and composition of phytoplankton assemblages in hypersaline lakes of Crimea Peninsula//Proc. Zool. Inst. Russ. Acad. Sci. 2006 (in press).
  • Hairston N.G., Smith F.E., Slobodkin L.B. Community structure, population control, and competition//Amer. Nat. 1960. Vol. 94, № 879.
  • Hakenkamp C.C., Palmer M.A. Introduced bivalves in freshwater ecosystems: the impact of Corbicula on organic matter dynamics in a sandy stream//Oecologia. 1999. Vol. 119, № 4.
  • Hendrikson L., Nyman H.G., Oscarson H.G., Stenson J.A.E. Trophic changes without nutrient loading//Hydrobiologia. 1980, Vol. 68, № 3.
  • Kerfoot W.C. Cascading effects and indirect pathways//Predation: direct and indirect impacts on aquatic communities. Yfnover: University Press of New England, 1987.
  • McQueen D.J., Post J.R., Mills E.L. Trophic relationships in freshwater pelagic ecosystems//Can. J. Fish. Aquat. Sci. 1986. Vol. 43, № 8.
  • McQueen D.J., France R., Kraft C. Confounded impacts of planktivorous fish on freshwater biomanipulation//Arch. Hydrobiol. 1992. B. 125, h. 1.
  • Maximov A.A., Changes of bottom macrofauna in the eastern Gulf of Finland in 1985-2002//Proc. Estonian Acad. Sci. Biol. Ecol. 2003. Vol. 52, №4.
  • Matthaus W., Schinke H. The influence of river runoff on deep water conditions of the Baltic Sea//Hydrobiologia. 1999. Vol. 393.
  • Mittelbach G.G., Turner A.M., Hall D.J., Rettig J.E., Osenberg C.W. Perturbation and resilience -a long-term, whole-lake study of predator extinction and reintroduction//Ecology. 1995. Vol. 76.
  • Ozimek T., Gulati R.D., van Donk E. Can macrophytes be useful in biomanipulation in lakes? The lakes Zwemlust example//Hydrobiologia. 1990. Vol. 200/201.
  • Paine R. T. Food web complexity and species diversity//Amer. Nat. 1966. Vol. 100, № 1.
  • Reinertsen H., Olsen J. Effect of fish elimination on phytoplankton community of a eutrophic lake//Verh. Intern. Ver. Limnol. 1984. Vol. 22, pt. 1.
  • Rodionov S., Assel R.A. Winter sensitivity in Great Lakes region: tale of two oscillations//Climatic Res. Vol. 24, №1.
  • Salmaso N., Decet F., Cordella P. Spring mixing depth affects the interannual variations in phytoplankton abundance and composition in deep lakes. A case study from Lake Garda (Nothern Italy)//Verh. Intern. Ver. Limnol. 2003. Vol. 28, pt. 3.
  • Scheffer M. Multiplicity of stable states in freshwater systems//Hydrobiologia.. 1990. Vol. 200/201.
  • Scheffer M. Ecology of Shallow Lakes. London: Chapman & Hall, 1998.
  • Shapiro J. Biomanipulation: the next phase -making it stable//Hydrobiologia. 1990. Vol. 200/201.
  • Shapiro J., Lamarra V., Lynch M. Biomanipulation: an ecosystem approach to lake restoration//Proc. Symp. on Water Quality Management Through Biological Control. Gransville, Univ. of Florida, 1975.
  • Shapiro J., Wright D.I. Lake restoration by biomanipulation: Round Lake, Minnesota the first two years//Freshwater Biol. 1984. Vol. 14, №4.
  • Shindler D.W., Fee E.J., Ruszczynski T. Phosphorus input and its consequences for phytoplankton standing crop and production in the Experimental Lakes Area and in similar lakes//J. Fish. Res. Board Can. 1978. Vol. 35, № 1.
  • Sommer U., Gliwicz Z.M, Lampert W., Duncan A. The PEG-model of seasonal succession of planktonic events in fresh waters//Arch. Hydrobiol. B. 106. h.5.
  • Strile D. Food webs in lakes -seasonal dynamics and the impact of climate variability//Aquatic food webs. An ecosystem approach. Oxford: Oxford Univ. Press, 2005.
  • Takamura N., Kadono Y., Fukushima M., Nakagawa M., Kim B.-H.O. Effects of aquatic macrophytes on water quality and phytoplankton communities in shallow lakes//Ecological Res. 2003. Vol.18, №4.
  • Van den Brink F.W.B., Van der Veide G., Bij de Vaate A. Ecological aspects, explosive range extention and impact of a mass invader, Corophium curvispinum Sars, 1895 (Crustacea: Amphipoda), in the Lower Phine (The Netherlands)//Oecologia 1993. Vol. 93, №2.
  • Wright D.I., Shapiro J. Nutrient reduction by biomanipulation: An unexpected phenomenon and its possible cause//Verh. Intern. Ver. Limnol. 1984. Vol. 22, pt. 1.
Еще
Статья научная