В настоящее время ведущим принципом, определяющим общую стратегию охраны флористического разнообразия является сохранение не отдельных видов, а целых растительных сообществ. В последние десятилетия отмечается большой интерес отечественных и зарубежных ученых к проблеме выделения сообществ с особой природоохранной значимостью (Лавренко, 1971; Андриенко, 1982; Булохов, 1983, 1995а, 1995б, 2001; Зеленая книга Украинской ССР…, 1987; Solomeshch et al., 1987; Dierssen, 1988; Балявичене, 1991; Moravec a kol., 1995; Зеленая книга Сибири, 1996; Rodwell, Cooch, 1996; Булохов, Радченко, 1999; Радченко, 1999; Журавлева, 1999; Морозова, 1999; Булохов, 2001; Булохов, Соломещ, 2003; Ермаков, 2003; FSC…, 2004; Аксенов, Дубинин и др., 2006; Лысенко, 2006; Семенищенков, 2006 и мн. др.).
Одним из первых в нашей стране сформулировал принципы выбора растительных сообществ, нуждающихся в охране, Е. М. Лавренко на первом Всесоюзном совещании по проблеме охраны ботанических объектов в 1968 году. Он разделил нуждающиеся в охране сообщества на три категории: 1 – сообществ, эдификаторы которых являются редкими видами; 2 – сообщества на границе ареала; 3 – сообщества, уничтоженные на значительной части ареала (Лавренко, 1971).
Многими исследователями используется критерий «редкости» сообществ. Этот критерий, разработанный для видов растений (Rabinowitz, 1981), был адаптирован для растительных сообществ. Варианты этого критерия использованы при составлении списков охраняемых растительных сообществ Чехословакии (Moravec a kol., 1995) и Великобритании (Rodwell, Cooch, 1997). В целом, как отмечает С. Е. Журавлева (1999), в практике оценки редкости наблюдается тенденция к уменьшению субъективности путем применения количественных методов. Однако не следует путать понятие «редкости» и «природоохранной значимости» растительного сообщества. Очевидно, что редкость распространения – важный, но не единственный критерий для установления общего природоохранного статуса растительности.
Региональная охрана растительных сообществ ведется через образование сети более мелких охраняемых территорий (памятники природы и заказники), причем в целях создания этих ООПТ также перспективно использование данных эколого-флористической классификации (Мартыненко, Миркин, 2003). Однако в созданных резерватах охраняется лишь небольшая часть фитоценотического разнообразия. По мнению Л. М. Сапегина, для целей охраны растительности на ценотическом уровне необходимо выделять наиболее типичные «эталонные» участки (Сапегин, 1988).
Достаточно эффективной основой для охраны растительного покрова являются данные эколого-флористической классификации, которая основывается на анализе полных флористических списков при оценке распространения редких, эндемичных и реликтовых видов, а также при установлении тонких флористических и экологических отличий между фитоценозами (Соломещ и др., 1998; Миркин и др., 1998; 2000).
Сейчас в России принципы охраны растительности на основе эколого-флористической классификации разрабатываются Уфимской геоботанической школой (Миркин, Наумова, 1998; Соломещ и др., 1998; Журавлева, 1999; Миркин и др., 2000; Мартыненко, Миркин, 2003; Миркин и др., 2004). Тем не менее, подходы для выделения нуждающихся в охране сообществ различны.
Интересен подход С. Е. Журавлевой (1999) к синтаксономическому обоснованию выбора охраняемых растительных сообществ в Республике Башкортостан. Использованы следующие критерии: 1 – флористико-фитоценотическая значимость сообществ; 2 – естественность; 3 – сокращение площади; 4 – восстанавливаемость; 5 – опасность исчезновения; 6 – обеспеченность охраной.
При оценке редкости и уязвимости синтаксонов лесной растительности заповедника «Брянский лес» О. В. Морозова (1999) предложила оригинальные критерии, объединенные в 3 группы: 1 – распространение сообществ; 2 – влияние антропогенных факторов; 3 – разнообразие.
При разработке стратегии охраны растительного покрова Южного Нечерноземья России были предложены интегральные диагностические критерии оценки природоохранного статуса растительных сообществ (Булохов, 2001, Булохов, Соломещ, 2003). Согласно этого подхода синтаксоны получают определенный статус в каждой из 4 категорий: А – типы сообществ по степени редкости и подверженности опасности исчезновения; Б – уменьшение (обеднение) флористического и синтаксономического разнообразия; В – охранные мероприятия и ухода за типами сообществ; Г – режим охраны (Булохов, 2001). Эти критерии, использованные А. Д. Булоховым для установления природоохранного статуса травяной (2001) и лесной (2003) растительности Южного Нечерноземья, применялись и позднее (Радченко, 1999; Аверинова, 2006; Харин, 2006).
При изучении естественной растительности Судость-Деснянского междуречья в Брянской области применялась оригинальная балльная шкала для установления природоохранного статуса растительных сообществ: I – редкость (оценивается по 4 показателям, наибольшая сумма баллов – 13); II – геоботанические особенности сообществ (4 показателя, 8 баллов); III – значение сообществ (5 показателей, 9 баллов); IV – включение сообществ в антропогенную деятельность (3 показателя, 6 баллов). Наиболее ценное с природоохранной точки зрения сообщество характеризуется наибольшим значением суммы баллов по шкале (36 баллов). C использованием указанных критериев на территории Судость-Деснянского междуречья выявлено 8 синтаксонов древесной и 12 синтаксонов травяной растительности, нуждающихся в особой охране.
В настоящее время по аналогии с Красными книгами создаются Зеленые книги, содержащие сведения о распространении и особенностях нуждающихся в охране синтаксонов и сообществ (Зеленая книга Украинской ССР…, 1987; Зеленая книга Сибири, 1996; Зеленая книга Самарской области…, 2006 и др.). Так, например, «паспорт» сообществ и синтаксонов в базе данных Зеленой книги Сибири (1996) содержит следующие данные: название сообщества или синтаксона, место описания, географический и экологический ареалы, описание основных дестабилизирующих факторов, мотивы и категория охраны, фитоценотическая характеристика, синтаксономия, современная обеспеченность охраны и др.
Недостатком многих перечисленных систем установления природоохранного статуса является отсутствие численных шкал, позволяющих отказаться от субъективизма при выборе нуждающихся в охране растительных сообществ. Однако в любом случае эффективность подхода определяется не числом выделенных единиц, а возможностью последующего использования результатов и даже их доступностью, наглядностью природоохранным организациям.
