Дендроиндикация

(от греч. dendron - дерево и лат. indicatio - указатель)

использование древесных растений для оценки состояния и изменений окружающей среды под воздействиемэкологических факторов. Среди биоиндикационных методов исследования природных процессов иантропогенных воздействий дендроиндикации занимает особое место, т. к. позволяет решать многие разноплановые и междисциплинарные задачи: от оценки воздействия выбросов конкретного предприятия на ближайший лесной массив до влияния гелиофизических и астрофизических факторов на лесные экологические системы. К достоинствам дендроиндикации относятся возможность оперативного проведения исследований с минимальными затратами.

Основные методы дендроиндикации: морфометрические - анализ изменения прироста побегов, радиального прироста ствола, площади и массы листьев (хвои), продолжительности жизни хвои на деревьях (сосна, ель) и др.;анатомо-цитологические - оценка изменений анатомического строения листьев (хвои); физиолого-биохимические - изменение физиологических и биохимических процессов (из-за сложности и трудоемкости эти методы пока не находят широкого применения на практике); фенологические - исследование закономерностей сезонного развития древесных растений (см. Фенология); дендрохронологические - методы датировки природных явлений и археологических остатков, основанные на анализе годичных колец древесины. Дендрохронология является специальным разделом дендроиндикации.

Др. направление дендроиндикации - дендроклиматология. Предметом ее изучения является взаимосвязь между колебаниями климата и приростом древесных растений, их репродуктивной способностью и состоянием. В основе системы ее исследований лежат дендрохронологические методы. Дендроклиматические исследования позволяют выявить связи между колебаниями климата и изменчивостью радиального прироста (по диаметру) различных древесных пород-долгожителей (сосны, лиственницы, дуба и др.). В качестве индикаторов изменений природных условий используются около 20 видов хвойных и лиственных пород. Ряды дендроклиматических данных охватывают временные интервалы (500-1000 лет), превышающие продолжительность инструментальных наблюдений. По изменчивости прироста деревьев в разные годы, наблюдаемой как у живущих, так и давно отмерших, но сохранившихся в торфяных болотах и в вечной мерзлоте остатков стволов, можно получить представление об изменениях климата за последние 10-12 тыс. лет. Это позволяет при соответствующей математической обработке многовековых рядов, характеризующих радиальный прирост и его связь с климатическими условиями, составлять дендрохронологические шкалы и прогнозировать возможные изменения климата в будущем. Дендроклиматология позволяет оценивать изменения продуктивности лесов, колебания урожайности древесных пород не только в связи с изменениями климата, но и с циклической активностью Солнца. Согласно исследованиям, проведенным Н. В. Ловелиусом (1979), анализ прироста деревьев, произрастающих на границе ареала, не подтвердил определяющей роли экотопа в их реакции на региональные и глобальные изменения природных условий. Установлено сходство в изменении их роста на больших пространствах. Выявлены ритмы внутривековых и вековых колебаний роста деревьев, обусловленные глобальными изменениями определяющих их факторов природной среды. На верхней границе леса в горных районах Евразии четко проявляются 12-24-летние ритмы. По материалам обобщенной серии годичных колецхвойных пород с северной границы леса (профиль: Кольский п-ов -Чукотский п-ов) установлена прямая связь роста деревьев с солнечной активностью, а на южном пределе распространения хвойных в Монголии - обратная зависимость.

ВОПРОС №20.

Некоторые организмы являются чувствительными индикаторами изменений условий окружающей среды, в частности, загрязнения экосистем токсичными веществами. К таким организмам относят лишайники, чувствительность которых к загрязнению окружающей среды обусловлена несколькими причинами. Во-первых, в силу того, что лишайники представляют собой симбиотическую ассоциацию гриба и водорослей, любое воздействие, которое изменяет баланс взаимодействия между симбионтами, будет влиять на их жизнеспособность. Кроме того, лишайники поглощают аэрозоли и газы всей поверхностью талломов, что также повышает их чувствительность к загрязнению, а периодически происходящая дегидратация талломов, позволяющая переживать лишайникам периоды засухи, приводит к росту концентрации загрязняющих веществ в талломах до высоких уровней [14].

Под воздействием токсичных веществ (диоксид серы, оксиды азота, тяжелые металлы, озон, органические оксиданты и др.) происходят изменения биохимического состава, физиологических процессов, анатомических и морфологических признаков, структуры популяций, видового состава и структуры лишайниковых сообществ. Наиболее изученными являются биохимические реакции лишайников и изменения видового состава эпифитных лихеносинузий в условиях атмосферного загрязнения. Последний подход, ввиду его простоты и быстроты, получил наибольшую популярность среди методов лихеноиндикации.

Первое, что происходит в местообитаниях с высоким содержанием поллютантов – это накопление их (в особенности тяжелых металлов) в талломах лишайников [13]. Под воздействием токсических агентов происходят биохимические изменения. Характерной биохимической реакцией лишайников, происходящей под воздействием поллютантов, является деградация хлорофилла (вследствие этого – повышение концентрации феофитина) и снижение интенсивности его синтеза [9, 10, 14]. Индикатором крайней степени повреждения таллома поллютантами служит появление желтых и коричневых некротических пятен в местах локализации фотобионта [14]. Другими биохимическими реакциями лишайников в ответ на воздействие за-грязнителей являются снижение концентрации АТФ в талломе [10, 14], увеличение pH и электропроводимости внутренней среды таллома, высвобождение из клеток K⁺ и Mg²⁺ [13], угнетение синтеза лишайниковых кислот [7], белков и липидов [9], изменение активности многих ферментов. Так, рибулозофосфат-карбоксилаза, фосфоенолпируват-карбоксилаза, нитратредуктаза, фосфатаза, ферменты фотофосфорилирования [9], а также каталаза [11] снижают свою активность, тогда как пероксидаза увеличивает ее [8, 11].

Ингибирование активности ферментов и деградация важнейших для метаболизма молекул под воздействием поллютантов приводит к угнетению основных физиологических процессов у лишайников: фотосинтеза, дыхания и азотфиксации. Наиболее чувствителен к воздействию токсичных агентов процесс азотфиксации, в меньшей степени – фотосинтез. Дыхание же при низких концентрациях поллютантов усиливается, но при дальнейшем повышении концентрации агента угнетается [9]. Под воздействием поллютантов уменьшается скорость роста таллома [13] и снижается образование апотециев [14]. Загрязнение среды приводит к уменьшению содержания в талломе клеток фотобионта, особенно в молодых частях таллома [6]. Число мертвых клеток фотобионта увеличивается, происходит снижение частоты деления клеток водорослей, уменьшение их размеров и числа контактов с грибным партнером [13].

Изменения популяционной структуры лишайников в условиях загрязнения изучены в меньшей степени. Определены [5] изменения в размерной и возрастной структурах популяций лишайника Hypogymnia physodes в условиях атмосферного загрязнения. Было показано, что при увеличении загрязнения частотные распределения массы и длины талломов сдвигаются в сторону особей меньших размеров. При переходе от фоновой к импактной зоне происходит смещение спектра возрастных состояний, которые выделены по количеству и степени развития соралей, от высоко фертильных к минимально фертильным и стерильным особям. Такие изменения в возрастной структуре популяций связаны с задержкой развития особей прегенеративного периода в условиях загрязнения.

Методы лихеноиндикации, основанные на изучении изменения структуры лишайниковых сообществ и состава лихенобиоты под воздействием загрязнения, могут быть подразделены на следующие группы:

· анализ исторических данных, основанный на сравнении результатов нынешних наблюдений за составом видов лишайников и предшествующих наблюдений в том же месте [3];

· изменение структуры лишайниковых сообществ вдоль градиента источника загрязнения – фон [4];

· зонирование территории, основанное на определении изменений в обилии и общем числе видов под воздействием загрязнения [1];

· картирование распространения индикаторных видов и их характеристик;

· использование индексов для количественной оценки степени загрязнения среды, например, индексов атмосферной чистоты (IAP) или индекса полеотолерантности [7].

Общие изменения структуры лишайниковых сообществ под воздействием загрязнения проявляются в уменьшении числа видов и обилия чувствительных видов, смене субстратов и увеличении обилия токситолерантных видов [13]. Выявлены [2] следующие изменения в видовом составе лишайников в условиях загрязнения: обеднение его видового состава, изменение спектра жизненных форм (уменьшение доли кустистых и, в меньшей степени, листоватых лишайников), сокращение числа напочвенных видов и увеличение доли эпифитов, мультизональных и нитрофильных видов.

В основе изменения видового состава лишайниковых сообществ под влиянием загрязнения лежит дифференциальная чувствительность различных видов к воздействию поллютантов. Большое количество данных, касающихся распространения видов, и длительный мониторинг по определению концентраций поллютантов в местах их произрастания позволяют составить точные количественные шкалы чувствительности видов к различным загрязнителям [15].

Изучение изменения структуры лишайниковых сообществ вдоль градиента загрязнения дает возможность построить зависимости типа "доза-эффект", в которых в качестве "дозы" рассматривают величины поступления токсикантов в экосистему, а "эффекта" – параметры состояния лихеносинузий. Эти зависимости необходимы для понимания закономерностей реакций лишайниковых сообществ в ответ на стрессовые воздействия. В прикладном плане их анализ нужен для установления предельно допустимых ан-тропогенных нагрузок [4]. Показана зависимость параметров структуры лихеносинузий (количество видов, видовая насыщенность (число видов на ствол), проективное покрытие лишайников у основания ствола дерева и на высоте 1.3 м, высота поднятия по стволу доминирующего в фоновых условиях вида) от расстояния точки сборов до источника выбросов поллютантов и от содержания тяжелых металлов в почве и снеге. С увеличением загрязнения происходило уменьшение значений этих показателей, однако на постепенное увеличение дозы токсической нагрузки эпифитные лихеносинузии реагировали не постепенным изменением своих параметров, а резким переходом от фонового к импактному уровню. Из перечисленных параметров наиболее информативными для индикации степени загрязнения среды оказались количество видов и видовая насыщенность [4].

Для количественной оценки зависимости структуры лишайниковых сообществ от воздействия поллютантов используют разнообразные индексы, главным образом различные модификации индекса атмосферной чистоты (IAP):

· IAP = (1/n)SQi, где n – число видов, Qi – индекс полеофобности, рассчитанный как среднее число сопровождающих видов для i-го вида;

· IAP = SPHi, где PHi – индекс полеофобности Хоффмана для i-го вида;

· IAP = S(aiCi)/Cin, где ai – класс полетолерантности i-го вида, Ci – покрытие i-го вида, Cin – суммарное покрытие видов лишайников [7];

· IAP = SFi, где Fi – частота i-го вида в пробной решетке.

В специальном исследовании [12], посвященном определению относительной эффективности различных биоиндикационных методов с использованием эпифитов, был проведен анализ 91-го IAP. Показана наибольшая корреляция значений концентрации диоксида серы в атмосфере и индексов, основанных на анализе распространения избранных индикаторных видов лишайников. Это эвритопные виды, но с некоторыми ограничениями в распространении, связанными с кислотностью среды. Предложены для проведения анализа следующие 17 индикаторных видов (перечислены в порядке убывания их токситолерантности): Lecanora conizaeoides, Buellia punctata, Parmelia sulcata, Lecanora expallens, Physcia tenella, Xanthoria parietina, Lecanora chlorotera, Ramalina farinacea, Punctelia sub-rudecta, Lecidella elaeochroma, Pleu-rosticta acetabulum, Lecanora carpinea, Flavoparmelia caperata, Diploicia canescens, Melanelia glabratula, Ramalina fastigiata, R. farinacea. Индексы, основанные на учете всех видов лишайников или всех видов эпифитов, включая и мхи, не дали более высокой корреляции с величиной содержания диоксида серы в атмосфере.

Эффективность метода определял также способ отбора проб: наиболее точные результаты дают методы, основанные на сборе проб с десяти соседних деревьев; данные, полученные при учете лишайников с одного случайно выбранного дерева или при использовании пробной решетки, для учета эпифитов на деревьях, несущих наибольшее их число, проявляли несколько меньшую корреляцию с величиной содержания диоксида серы в атмосфере. Однако использование последних двух методов отбора проб позволило существенно сократить время исследований. Использование количественных оценок покрытия или обилия видов при определении значений индексов не дало более высокой корреляции с величиной содержания диоксида серы в атмосфере по сравнению с использованием при вычислении IAP индексов полеофобности или токситолерантности [12].

На наш взгляд, несмотря на обилие лихеноиндикационных работ, существуют несколько направлений, на которых из-за их слабой разработанности можно было бы сосредоточить основное внимание. Несмотря на то, что биохимические и физиологические реакции лишайников на влияние токсичных веществ хорошо известны, а также составлены шкалы чувствительности видов к воздействию поллютантов, механизмы, лежащие в основе дифференциальной чувствительности различных видов лишайников, проанализированы недостаточно. В связи со слабой изученностью морфогенеза таллома у лишайников также недостаточно сведений о механизмах влияния токсических веществ на процесс развития таллома и об индукции тератологических изменений у лишайников. Очень мало работ, посвященных изучению популяционной организации лишайников в условиях загрязнения. В то же время, обилие сведений об изменениях видового состава и структуры лихеносинузий позволяет на современном этапе развития лихеноиндикации определять и анализировать количественные закономерности процессов, происходящих под воздействием загрязнения на уровне сообществ лишайников.

Осуществление исследований по этим направлениям даст возможность построить феноменологически полную и математически оснащенную теорию полефобности лишайников, описывающую и объясняющую механизмы реакций этих уникальных организмов в ответ на воздействие токсичных веществ на всех уровнях их организации – от молекулярного до экосистемного. Полагаем, что такая теория позволит разработать методологически строгую стратегию индикации состояния окружающей природной среды с использованием лишайников.

ВОПРОС №20.

Благодаря широкому спектру использования мохообразных, в биомониторинге загрязнения окружающей среды, метод бриоиндикации может быть применен в рамках мониторинга биоты территории объекта уничтожения химического оружия (ОУХО). Для решения поставленных задач использовался маршрутный учет полного бриофлористического состава, работа на стационарных пробных площадях (ПП) на различном удалении от объекта по хранению химического оружия, на ПП в реперных точках объекта по утилизации химического оружия, геоботанические методы для описания экологических условий в лесных сообществах, методы лабораторно-химических исследований для определения концентрации элементов группы тяжелых металлов в мохообразных и почве.

ВОАПОС №21.

Термин «эвтрофирование» происходит от греческого слова «эутро», что означает «тучность, жирность». По отношению к природным водоемам под эвтрофированием понимают процесс роста общей продуктивности экосистемы водоема, включающей водные массы, донные отложения и населяющие их организмы. Этот процесс ведет к увеличению общего содержания органического вещества в воде водоема. В ГОСТе 17.1.1.01-77 приводится следующее определение этого явления – "Эвтрофированием называется повышение биологической продуктивности водных объектов в результате накопления биогенных элементов под действием антропогенных или естественных факторов".

Принято различать антропогенное и естественное эвтрофирование. Антропогенное эвтрофирование обусловлено возрастанием потоков биогенных веществ в биосфере в результате хозяйственной деятельности человека и протекает значительно быстрее, чем естественное. Естественное эвтрофирование водоемов обусловлено постепенным накоплением в водоемах органических и биогенных веществ в течение длительных геологических периодов времени. Следует заметить, что не все лимнологи согласны с таким разделением, отрицая наличие естественного эвтрофирования и рассматривая явление эвтрофирования природных вод как следствие исключительно деятельности человека [Бульон, 1998, Harper, 1992]. Еще в 80-е годы была высказана мысль, что естественное эвтрофирование не что иное, как обычная сукцессия фитопланктонного сообщества озера и колебания продуктивности водных экосистем обусловлены только колебаниями климата, а процесс увеличения продуктивности связан исключительно с влиянием человека.

На самом деле концепция естественного эвтрофирования не базируется на тенденциях климатических изменений, и озера проходят различные стадии своего развития от олиготрофной до эвтрофной при стационарном состоянии климата. Как известно, озера в ландшафте играют роль накопительных систем, аккумулируя приносимые с притоками минеральные и органические вещества. При длительной эволюции озера такой фактор как изменение глубины в результате заиления озера оказывает влияние не только на характеристики водообмена, но и на особенности гидрологической структуры водных масс, следствием изменения которой выступают изменения термического режима, условий вертикального перемешивания, стратификации озера, т.е. важные абиотические факторы первичной продуктивности экосистемы озера. Поэтому процесс эвтрофирования озер протекает постоянно, даже в условиях теоретически полного отсутствия антропогенного влияния, следовательно, естественное эвтрофирование водоемов имеет место в природе [Даценко, 1998].

В ХХ веке быстрый рост населения и хозяйственная деятельность человека привели к заметным изменениям глобального материально-энергетического обмена и потоков химических веществ. С позиций геохимии, наибольшие изменения миграционных потоков должны происходить для элементов с высокими коэффициентами технофильности (отношения годовой добычи элемента величине Кларка этого элемента) , в частности, для фосфора - одного из главных элементов, контролирующих продуктивность водных экосистем [Савенко и др., 1999, Фосфор…, 1977, Эволюция… 1988, Элементы…, 1987, Phosphorus management…, 1980, Phosphorus in …1995].

Хотя первые признаки эвтрофирования водоемов появились еще в начале ХХ века [Россолимо, 1977], серьезное внимание исследованиям этого процесса лимнологи начали уделять середине ХХ столетия, когда во многих озерах Европы и Северной Америки отчетливо проявился ускоренный рост продуктивности озер с явно выраженными негативными последствиями их экологического состояния. Описание многочисленных, ставших уже классическими для лимнологической литературы, примеров быстрой (в течение нескольких десятилетий) деградации всемирно известных своей красотой озер Европы, Северной Америки, Японии приведено Сакамото в фундаментальном обзоре развития исследований процесса эвтрофирования [Sakamoto, 1996]. В последующие десятилетия работы, посвященные процессу эвтрофирования доминируют в лимнологической литературе. Возникшая необходимость в обмене информацией и широких дискуссиях реализуется на многочисленных специальных международных симпозиумах и конференциях [Буяновская, 1985]. Проблемы эвтрофирования природных вод выступили предметом специального обсуждения даже на конференции ООН по водным ресурсам планеты (Аргентина, 1977). Огромную роль в развитии исследований этого процесса сыграла специальная программа детального мониторинга озер Европы и Северной Америки, выполненная под эгидой Европейской Организации Экономического Сотрудничества и Развития (OECD – Organization Economic Cooperation and Developments) в начале 70-х годов [OECD… 1982].

Само понятие "трофическое состояние озера" и первые предложения по типизации озер были сформулированы классиками современной лимнологии Э.Науманом и А.Тинеманом еще в 20-х годах. Однако, в середине ХХ столетия в естественные науки, и в науки о Земле в частности, стали активно проникать методы системного анализа, которые позволили шведскому лимнологу В.Оле сформулировать новую концепцию типизации озер [Olhe, 1958]. Эта концепция была основана на представлениях о непрерывной динамике экосистем водных объектов, характеризующихся определенным типом и интенсивностью круговорота вещества и энергии. Таким образом, эвтрофирование – это процесс перехода от стадии олиготрофного состояния экосистемы водоема через мезотрофную к эвтрофной – наиболее биологически продуктивной. Но при превышении биогенной нагрузки некоторого критического, индивидуального для конкретной экосистемы значения наступает стадия гипертрофии, выражающаяся в резком снижении продуктивности и в ухудшении качества воды.

Подход В. Оле был дополнен российским гидробиологом Г.Г.Винбергом, обосновавшим необходимость балансовых оценок энергетических потоков в экосистеме [Винберг, 1960]. Идеи В.Оле и Г.Винберга во многом способствуют продолжающимся до сих пор попыткам преодоления противоречий между целостной сущностью экосистем и покомпонентным подходом к ее изучению. Рассматривая природный водоем как целостную экосистему, механизм эвтрофирования согласно современным представлениям можно описать следующим образом.

Последовательность развития любой природной экосистемы направлена на усложнение ее организации и совершенствование метаболической эффективности. В сбалансированной экосистеме это достигается при симбиотическом взаимодействии водных организмов. В таких условиях обмен веществ на единицу поступающего потока солнечной и химической энергии наиболее эффективен, чему способствуют сложные переплетения экологических ниш. Все это формирует высокие защитные свойства экосистемы, определяя ее устойчивость и саморегулирование.

Главной причиной антропогенного эвтрофирования водных объектов служит избыточное поступление биогенных элементов, создающих потенциальную возможность ускоренного развития продукционных процессов при прочих благоприятных условиях. Концентрация биогенных элементов в воде представляется исходным показателем процесса эвтрофирования, развитие же продукционных процессов выступает следствием, зависящим от ряда абиогенных факторов, в первую очередь гидрологических и радиационно-термических особенностей водоема. При избытке биогенных веществ на определенной стадии процесса может произойти нарушение сбалансированности экосистемы. В первую очередь, это проявляется в нарушении естественного баланса между продукцией и деструкцией органического вещества в водоеме и, как следствие, накоплении органического вещества в экосистеме. В водоеме начинает происходить отставание развития гетеротрофных организмов, - водных беспозвоночных и даже бактерий, что определяется верхним пределом скорости ассимиляции ими питательных веществ [Геринг, 1976]. Отставание деструкции от продукции сопровождается изменением качественного состава органического вещества – происходит накопление трудноразлагаемого органического вещества вследствие вытеснения соответствующих видов бактерий [Багоцкий и др., 1989].

При антропогенном эвтрофировании водоема его экосистема начинает развиваться в сторону более низкого разнообразия и направленного перехода к иным доминантным группам организмов. Сообщество фитопланктона изменяется от стадии с преобладанием диатомовых водорослей через стадию, когда диатомовые сочетаются с обилием динофлагеллят и синезеленых водорослей, к стадии высокопродуктивного фитопланктона при значительном количестве цианобактерий (синезеленых водорослей). Последние хорошо адаптируются как к недостатку, так и к избытку света, а также обладают механизмом фиксирования растворенного в воде большого количества атмосферного азота [Саут, Уиттик, 1990]. В процессе эвтрофирования прямолинейная связь численности и биомассы фитопланктона переходит в экспоненту, а затем резко увеличивается численность клеток и их агрегированность в крупные колонии непригодные для зоопланктона. Таким образом, чем выше трофность водоема, тем более мелкие организмы преобладают [Михеева, 1983]. В зоопланктоне возрастает численность коловраток, в зообентосе исчезают олиготрофные организмы. Когда экосистема водоема достигает высокоэвтрофного и гипертрофного состояния, начинается доминирование крупных колониальных форм синезеленых водорослей и крупных динофитовых водорослей, не пригодных для пищи зоопланктона, при этом роль последнего в трофическом круговороте заметно снижается. Радикальные изменения в структуре зоопланктона и ихтиоценозе выражаются в замене длинноцикловых и крупных форм на короткоцикловые и мелкие. В эвтрофных водоемах из групп зоопланктона доминируют кладоцеры, вытесняющие более крупные копеподы, эффективней усваивающих питание лишь в условиях олиготрофии [Антропогенное…,1980 , Romanovsky, 1985]. В ихтиофауне происходит замена ценных видов рыб малоценными, обладающими в этих условиях большей скоростью воспроизводства.

Общим следствием снижения эффективности утилизации первичной продукции органического вещества последующими звеньями трофической цепи становится смена пастбищного цикла трофической цепи на детритный, доминирующий в гипертрофных водоемах. В таких водоемах роль аллохтонного (приносимого с водосбора) вещества в общем балансе органического вещества по сравнению с автохтонным, создаваемым экосистемой в процессе фотосинтеза, становится крайне малой. Преобладание детрита в экосистеме, с окислением которого не могут справиться бактерии, резко увеличивает поток неразложившегося органического вещества в донные отложения, в результате чего последние становятся едва ли не ключевым звеном в дальнейшем развитии эвтрофирования [Мартынова, 1984, Сапожников, 1979].

Вследствие увеличения содержания органического вещества в воде и, соответственно, в донных отложениях интенсифицируются процессы его деструкции, усиливается расход растворенного в воде кислорода, изменяются окислительно-восстановительные условия среды (снижается рН воды и поровых растворов), увеличивается содержание в донных отложениях лабильных (подвижных) минеральных форм азота и фосфора. Усиливается поток этих соединений из дна в воду. В эвтрофных водоемах этот поток становится важным источником дополнительного (вторичного) загрязнения вод водоема биогенными веществами и поэтому процесс эвтрофирования начинает самоускоряться.

Все эти процессы протекают относительно медленно и даже в условиях высокой антропогенной нагрузки занимают десятилетия, но именно в этом заключается главная опасность эвтрофирования. Изменения экосистемы водоема достаточно глубоки и периоды возможного восстановления экосистем оказываются очень длительными.

ВОПРОС №22.

АЦИДИФИКАЦИЯ син. ЗАКИСЛЕНИЕ – acidifikation – (от лат. acidus - кислый и facere - делать) - уменьшение величины водородного показателя рН (рост кислотности) атмосферных осадков, воды, почв, вследствие природной и антропогенной эмиссии в атмосферу веществ, образующих при соединении с парами воды, кислоты, а также применения физиологически кислых минеральных удобрений и глубокой вспашки почв.

ТОКСИФИКАЦИЯ увеличение ядовитости образующихся веществ в результате разложения (биологических или физико-химических) пестицидов.

ТЕРМОФИКАЦИЯ ВОДОЁМОВ

(от термо... и ...фикация), сброс в водоемы подогретых вод тепловых и атомных электростанций, в результате чего продукция органические вещества начинает резко превалировать или деструкцией, аэробные процессы во все большей степени заменяются анаэробными, гигиеническое качество воды и санитарное состояние водомов ухудшается. Термофикация — особый вид физических загрязнении водоемов, приводящий к существенным изменениям в биоте.