Содержание к диссертации
Введение
Глава 1. Взаимодействие почв лесных экосистем с атмосферными поллютантами 15
1.1. Источники и масштабы атмосферного загрязнения 17
1.1.1. Кислотообразующие компоненты атмосферных осадков 17
1.1.2. Тяжелые металлы 20
1.2. Основные процессы взаимодействия почв с поллютантами 21
1.2.1. Взаимодействие почв с протонами 22
1.2.2. Взаимодействие почв с соединениями серы 27
1.2.3. Взаимодействие почв с тяжелыми металлами 31
1.3. Устойчивость почв к поллютантам 41
1.3.1. Оценка устойчивости почв к кислотным выпадениям 42
1.3.2. Устойчивость почв к тяжелым металлам 46
1.3.3. Проблемы экологического нормирования 47
1.3.4. Концепция критических нагрузок 53
1.3.5. Критические концентрации и экологические нормативы 56
1.4. Экологические последствия атмосферного загрязнения почв 61
1.4.1. Пути и механизмы поступления элементов в растения 61
1.4.2. Влияние подкисления почв на растения 64
1.4.3. Поглощение тяжелых металлов растениями 66
1.5. Основные подходы к ремедиации загрязненных почв 72
1.5.1. Промывание почв 74
1.5.2. Стабилизация загрязняющих веществ in situ с помощью сорбентов и других мелиорантов 74
1.5.3. Фиторемедиация 77
1.5.4. Естественное восстановление 78
1.5.5. Проблемы ремедиации почв Кольской субарктики 79
1.5.6. Оценка эффективности ремедиации 81
Глава 2. Объекты и методы исследований 84
2.1. Природные условия 84
2.2. Атмосферное промышленное загрязнение 88
2.2.1. Основные источники загрязнения 88
2.2.2. Локальный и региональный уровни выпадений сульфатов из атмосферы 90
2.2.3. Атмосферные выпадения никеля и меди 95
2.3. Объекты исследований 97
2.4. Методы исследований 105
2.4.1. Полевые методы 105
2.4.2. Лабораторные эксперименты 108
2.4.3. Аналитические методы 110
2.4.4. Методы математической обработки 112
Глава 3. Влияние атмосферного загрязнения на кислотность и катионообменные свойства почв 114
3.1. Основные закономерности подкисления почв в модельных экспериментах 114
3.1.1. Реакция подзолов на имитированные кислые осадки 114
3.1.2. Буферность лесных почв по отношению к кислотам 116
3.2. Пространственная изменчивость кислотности и катионообменных свойств подзолов сосновых лесов в зоне влияния ГМК «Печенганикель» 123
3.2.1. Пределы пространственной изменчивости 123
3.2.2. Основные закономерности пространственной изменчивости и взаимосвязи кислотности и катионообменных свойств почв 130
3.2.3. Кислотное состояние подзолов и возможные экологические последствия подкисления 138
3.3. Пространственная изменчивость кислотности и катионообменных свойств подзолов еловых лесов в зоне влияния ГМК «Североникель» 140
3.4. Резюме 145
Глава 4. Поведение серы в почвах 148
4.1. Соединения серы в почвах региона 148
4.2. Изменения содержания соединений серы по градиенту загрязнения 154
4.3. Адсорбция сульфатов в почвах 159
4.4. Резюме 161
Глава 5. Загрязнение почв тяжелыми металлами 164
5.1. Подзолы сосновых лесов в окрестностях ГМК «Печенганикель» 165
5.1.1. Пространственное распределение тяжелых металлов 165
5.1.2. Временная динамика содержания тяжелых металлов 189
5.2. Подзолы еловых лесов в окрестностях ГМК «Североникель» 190
5.2.1. Пространственное распределение тяжелых металлов 190
5.2.2. Временная динамика содержания тяжелых металлов 199
5.3. Резюме 201
Глава 6. Трансформация почвенных растворов под воздействием атмосферного загрязнения 203
6.1. Изменения состава почвенных растворов подзолов под воздействием техногенной нагрузки 204
6.1.1. Состав почвенных растворов подзолов под сосновыми и еловыми лесами в фоновых условиях 204
6.1.2. Изменения состава почвенных растворов подзолов по градиенту загрязнения.207
6.1.3. Подвижность элементов 212
6.1.4. Связь состава почвенных растворов со свойствами твердой фазы почв 213
6.2. Сравнительный анализ разных методов выделения почвенных растворов 216
6.2.1. Лабораторные и полевые модификации вакуумных пробоотборников 216
6.2.2. Вытеснение этанолом 216
6.2.3. Лизиметрические воды 218
6.3. Резюме 220
Глава 7. Анализ устойчивости почв как компонентов экосистем к загрязняющим веществам 222
7.1. Содержание и запасы органического вещества почв 222
7.2. Устойчивость почв к антропогенному подкислению 224
7.2.1. Оценка скорости выветривания по модели PROFILE 224
7.2.2. Оценка и прогноз устойчивости почв к антропогенному подкислению помощью модели SMART 231
7.3. Устойчивость почв по отношению к тяжелым металлам 238
7.3.1. Основные закономерности поглощения № и Си почвами 238
7.3.2. Оценка токсичности тяжелых металлов с помощью биотестирования 247
7.3.3. Влияние свойств почв на фитотоксичность Ni и Си 253
7.3.4. Критические содержания тяжелых металлов и современные риски их избыточного накопления в почвах 258
7.4. Резюме 262
Глава 8. Роль почв в техногенной дигрессии лесных фитоценозов 266
8.1. Видовой состав и структура сосновых лесов в зоне влияния ГМК «Печенганикель» 267
8.1.1. Древесный ярус 268
8.1.2. Напочвенный покров 270
8.1.3. Связь напочвенного покрова с атмосферными выпадениями и свойствами почв 274
8.1.4. Ординация фитоценозов 276
8.2. Элементный состав сосны 282
8.2.1. Хвоя сосны 282
8.2.2. Ветви 303
8.2.3. Кора 304
8.2.4. Древесина ствола 304
8.2.5. Аккумуляция тяжелых металлов в биомассе сосны 305
8.3. Видовой состав и структура еловых лесов в зоне влияния ГМК «Североникель» 306
8.4. Элементный состав ели 310
8.4.1. Хвоя ели 310
8.4.2. Ветви 321
8.4.3. Кора 321
8.4.4. Древесина ствола 322
8.4.5. Аккумуляция тяжелых металлов в биомассе ели 323
8.5. Временная динамика элементного состава сосны и ели в условиях сокращения атмосферных выбросов 324
8.6. Почвы как основа сохранения фитоценозов в условиях атмосферного загрязнения 327
8.6.1. Обеспеченность элементами питания 327
8.6.2. Вклад природных и техногенных факторов в изменчивость состава хвои 330
8.6.3. Связь содержания тяжелых металлов в растениях и почвах 331
8.6.4. Запасы тяжелых металлов в древостоях и почвах 339
8.7. Резюме 343
Глава 9. Ремедиация техногенных пустошей 345
9.1. Промывание почв 346
9.1.1. Подбор сорбентов для связывания вымываемых металлов 346
9.1.2. Эффективность промывания загрязненных почв 348
9.2. Ремедиация почв техногенных пустошей 351
9.2.1. Состояние почв техногенных пустошей 351
9.2.2. Ремедиация техногенных пустошей 356
9.2.3. Состояние растительности 358
9.2.4. Эффективность известкования почв техногенных пустошей 362
9.3. Резюме 366
Выводы 368
Список цитируемой литературы 372
- Взаимодействие почв с протонами
- Изменения содержания соединений серы по градиенту загрязнения
- Оценка и прогноз устойчивости почв к антропогенному подкислению помощью модели SMART
- Состояние растительности
Введение к работе
Актуальность. В последние десятилетия важным фактором деградации лесных экосистем планеты признано атмосферное загрязнение (Ковда, 1985; Смит, 1985; Израель и др., 1989; Ulrich, 1989; van Breemen, 1990; The global exposure..., 1999; Vallack et al., 2001). Всемирно известны катастрофические последствия загрязнения вблизи предприятий цветной металлургии в Садбери (Канада), Дактауне (США), Квинтеросе (Чили), Квинстауне (Автралия), Ашио (Япония), Карабаше (Россия) и др. (Udachin et al., 2003; Kozlov, Zvereva, 2007).
Почва служит приемником большинства техногенных веществ, вовлекаемых в биосферу, их главным аккумулятором и регулятором миграции (Глазовская, 1978; 1997, 1999; Микроэлементы..., 1981; Добровольский, Гришина, 1985; Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989; Добровольский, Никитин, 1990; Соколова и др., 1991; 2001; Мотузова, 1999, 2000; 2001). Являясь геохимическим барьером на пути миграции поллютантов, почва предохраняет сопредельные среды от загрязнения. Однако возможности почвы как буферной системы не безграничны. Аккумуляция поллютантов и продуктов их превращения в почве может сопровождаться ее деградацией и токсичным воздействием на фито-, зоо-, микробоценозы, грунтовые и поверхностные воды, приземные слои атмосферы.
Проблема атмосферного загрязнения особенно актуальна для лесных экосистем Кольского полуострова, формирующих северный предел распространения древесной растительности. Основные загрязнители - горно-металлургические комбинаты (ГМК) «Печенганикель» и «Североникель», крупнейшие в Европе источники выбросов диоксида серы (S02) и тяжелых металлов (ТМ), преимущественно Ni и Си, в атмосферу. Первые признаки повреждения экосистем в окрестностях ГМК «Североникель» были отмечены в середине 1960-х годов, а систематические исследования начаты в 1970-е годы (Добровольский, 1972; Раменская, 1974; Дончева, 1978, Крючков, 1987; Крючков, Макарова, 1989). Оценка состояния лесных экосистем в окрестностях ГМК «Печенганикель» впервые была осуществлена в начале 1990-х годов в рамках российско-норвежского сотрудничества (Effect of Air Pollutants..., 1992, 1995).
Предпринятые в последнее время активные исследования экосистем Северной Фенноскандии (Лесные экосистемы..., 1990; Капелькина, 1993; Козлов и др., 1993; Евдокимова, 1995; Воздействие металлургических производств..., 1995; Лукина, Никонов, 1996, 1998; Ярмишко, 1997; Экологический атлас..., 1999; Кашулина, 2002, 2010; Черненькова, 1987, 2002; Лянгузова, 2010; Tommervik et al., 1993; Aamlid et al., 1995, 2000; Derome, Lindroos, 1998; Reimann et al., 1998; Steinnes et al., 2000; Arctic Pollution..., 2006) привели к накоплению обширного экспериментального материала, отражающего изменения свойств почв и биоценозов под воздействием атмосферного загрязнения. Однако многофакторность воздействия, многокомпонентный состав атмосферных
выбросов, сложный характер процессов взаимодействия почв с загрязняющими компонентами осадков, высокое природное варьирование, отсутствие длительных наблюдений за состоянием почв, различия методологических и методических приемов затрудняют обнаружение четких закономерностей. Количественная оценка трансформации и устойчивости почв, их роли в деградации лесных экосистем в условиях атмосферного загрязнения и реакции на сокращение выбросов далека от завершения. Необходимость ремедиации техногенных территорий ставит перед исследователями и практиками новые вопросы.
Цель работы - оценка трансформации и устойчивости почв как основы сохранения и восстановления лесных экосистем Кольской Субарктики в условиях атмосферного загрязнения серой и тяжелыми металлами.
Задачи исследований:
-
Установить основные закономерности и особенности трансформации почв под воздействием атмосферного загрязнения.
-
Изучить основные процессы и механизмы взаимодействия почв с поллютантами (протонами, серой, никелем и медью).
-
Дать оценку и прогноз устойчивости почв лесных экосистем к кислотным выпадениям. Оценить современные экологические риски избыточного накопления тяжелых металлов в почвах.
-
Проанализировать состояние лесных фитоценозов и роль почв в их техногенной дигрессии.
-
Оценить эффективность ремедиации техногенных пустошей и разработать рекомендации по дальнейшему восстановлению экосистем. Научная новизна. Дана комплексная оценка состояния почв и
фитоценозов лесных экосистем в условиях многокомпонентного атмосферного промышленного загрязнения, основанная на системном подходе и включающая последовательные этапы теоретического обоснования, полевых и аналитических исследований и применения апробированных математических моделей.
Впервые на единой методологической основе оценена устойчивость почв по отношению к кислотным выпадениям и тяжелым металлам. Впервые в отечественном почвоведении оценены современные риски избыточного накопления тяжелых металлов путем сравнения их реальных содержаний в почвах с критическими, рассчитанными с помощью выведенных на основании экотоксикологических экспериментов зависимостей от свойств почв.
Впервые количественно охарактеризованы основные процессы, контролирующие поведение протонов, серы и тяжелых металлов в подзолах региона (выветривание, поглощение протонов, сульфатов и тяжелых металлов).
Впервые исследован состав почвенных растворов, извлеченных из фоновых и загрязненных подзолов с помощью вакуум-фильтрационного метода. Обнаружено увеличение миграционной активности органического вещества, калия, натрия, кальция, магния, марганца, цинка, кадмия, свинца, меди,
сульфатов, нитратов, хлоридов и, особенно, никеля в растворах под воздействием загрязнения. Низкий градиент концентрации сульфатов в почвенных растворах под ельниками связан с сокращением атмосферных выбросов ГМК «Североникель», что соответствует европейской тенденции восстановления природных вод в регионах с низкой сульфат-адсорбционной способностью.
Подчеркнута роль лесной подстилки как биогеохимического барьера на пути миграции протонов и тяжелых металлов в почвах. На основании полевых исследований и модельных экспериментов оценена буферная емкость подстилки по отношению к протонам, никелю и меди. Установлена постепенная потеря подстилкой барьерной функции с нарастанием загрязнения, проявляющаяся в проникновении металлов вглубь почв и сужении соотношения концентраций элементов в растворах из подстилок и иллювиальных горизонтов.
Впервые на основе сопряженных почвенно-геоботанических исследований и многопараметрического анализа показана роль техногенной трансформации свойств почв в деградации лесных фитоценозов, включая снижение их разнообразия и нарушения поглощения элементов растениями. Установлена количественная связь содержания тяжелых металлов в органах сосны и ели с содержанием доступных соединений металлов в почвах. Дана сравнительная оценка аккумуляции тяжелых металлов в древостоях сосновых и еловых лесов и в почвах.
Впервые на основе 20-летних исследований выявлены закономерности пространственно-временной динамики аккумуляции тяжелых металлов в почвах и растениях сосновых и еловых лесов в связи с сокращением атмосферных выбросов комбинатов «Печенганикель» и «Североникель».
Защищаемые положения:
К защите представляется общая концепция устойчивости почв по отношению к поллютантам как основы сохранения, поддержания и восстановления экосистем в условиях длительного многокомпонентного атмосферного промышленного загрязнения, включающая следующие положения:
-
Доминирующие в почвенном покрове автономных ландшафтов Кольского полуострова маломощные иллювиально-железистые/гумусовые подзолы сохраняют основные свойства, типичное строение профиля и классификационную принадлежность в условиях атмосферного промышленного загрязнения. Трансформация свойств почв под прямым и косвенным воздействием поллютантов проявляется в накоплении тяжелых металлов, обеднении элементами питания и органическим веществом и, в конечном итоге, приводит к деградации подзолов в абраземы альфегумусовые на техногенных пустошах.
-
Маломощные подзолы характеризуются низкой устойчивостью к подкислению в связи с низкой скоростью выветривания - единственным долговременным источником оснований в почвах, низкой сульфат-адсорбционной способностью, низкими запасами обменных оснований. Для
предотвращения антропогенного подкисления необходимо 90% сокращение выбросов диоксида серы в атмосферу по сравнению с уровнем 1990 г.
3. Низкая буферность подзолов по отношению к тяжелым металлам определяет
их высокую подвижность, биологическую доступность и токсичность. Ана
лиз современных экологических рисков на основании зависимости
критических содержаний тяжелых металлов от свойств почв свидетельствует
об избыточном накоплении никеля и, особенно, меди в отношении
биоразнообразия и функционирования наземных экосистем Кольского п-ова.
Развит подход к нормированию содержания тяжелых металлов и рассчитаны
их критические уровни в органогенных и минеральных горизонтах,
дифференцированные в зависимости от свойств почв.
-
Поведение основных поллютантов - протонов, серы, никеля и меди в подзолах обусловлено спецификой элементов, уровнем поступления и свойствами почв, в первую очередь, кислотностью, содержанием органического вещества и оксалаторастворимых соединений алюминия и железа, контролирующих процессы сорбции, ионного обмена и осаждения/растворения.
-
Лесная подстилка является важным биогеохимическим барьером, эффективно связывающим поллютанты и препятствующим их проникновению вглубь почвы и в сопредельные среды. Под воздействием сильной техногенной нагрузки защитные функции подстилки ослабляются вплоть до полной утраты.
-
В сочетании с экстремальными климатическими условиями и прямым воздействием атмосферных поллютантов техногенная трансформация почв -важный фактор дигрессии лесных экосистем на северном пределе их распространения. Среди почвенных свойств содержание в подстилке доступных соединений тяжелых металлов и обеспеченность ее элементами питания вносят определяющий вклад в сохранение и восстановление разнообразия и функционирования экосистем.
Практическая значимость. Развита методология и методы оценки состояния почв как компонентов лесных экосистем в условиях интенсивного атмосферного загрязнения. Оценена степень техногенной трансформации почв Кольского п-ова. Предложен подход к оценке устойчивости почв к тяжелым металлам и нормированию их содержания в зависимости от свойств почв. Дан прогноз изменения состояния почв в условиях различных сценариев сокращения атмосферных выпадений. Уточнены рекомендации по проведению экологического мониторинга в условиях атмосферного загрязнения. Разработаны рекомендации по коррекции технологии хемо-фитостабилизации загрязненных тяжелыми металлами почв. Материалы исследований вошли в отчеты по НИР факультета почвоведения МГУ, ИГКЭ РАН, ЦЭПЛ РАН, ВНИИ охраны природы, по программам межфакультетского сотрудничества МГУ, «Университеты России», Минприроды, Кольской ГМК. Результаты исследований включены в учебные пособия «Трансформация органического вещества почв» (1990), «Организация и
проведение почвенных исследований для экологического мониторинга» (1991), «Почвенно-экологический мониторинг» (1994), «Принципы и методы оценки устойчивости почв к атмосферным кислотным выпадениям» (1998) и использованы при проведении практик студентов факультета почвоведения и биологического факультета МГУ, выполнении дипломных и аспирантских работ.
Апробация работы. Материалы диссертации представлены более чем на 40 научных конференциях, симпозиумах, съездах. Среди них - всероссийские съезды почвоведов (Санкт-Петербург, 1996; Суздаль, 2000, Ростов-на-Дону, 2008), Ломоносовские чтения (МГУ, 1997, 2002), всероссийские и международ-ные конференции: Проблемы устойчивости биологических систем (Харьков, 1990), Растения и промышленная среда (Днепропетровск, 1990), Norwegian-Russian Symposium (Svanvik, 1992, 1994), EERO Symposium on Chemical Risk Assessment (Moscow, 1994), Acid Reign 1995 (Goteborg, 1995), 10th World Clean Air Congress (Helsinki, 1995), ICEP-3 (Budapest, 1996), Biogeochemistry of Trace Elements (Berkeley, 1997; Uppsala, 2003), Environmental Pollution in the Arctic (Tromso, 1997; Rovaniemi, 2002), Криопедология'97 (Сыктывкар, 1997), Экология таежных лесов (Сыктывкар, 1998), Fourth IUFRO Division 8 Conference (Kyoto, 1998), 10th ISCO Conference (West Lafayette, Indiana, 1999), Экологический мониторинг лесных экосистем (Петрозаводск, 1999), Acid Rain 2000 (Tsukuba, 2000), Annual Meeting of ASA, CSSA and SSSA (Charlotte, NC, 2001), Nickel Conference (Murmansk, 2002), Устойчивость почв к естественным и антропогенным воздействиям (Москва, 2002), Eurosoil (Freiburg, 2004; Vienna, 2008), Современные проблемы загрязнения почв (Москва, 2004, 2007, 2010), Acid Deposition (Prague, 2005), Современные экологические проблемы Севера (2006), 10th Congress of CSSS (Sibe-nik, 2006), Mining and the Environment (Sudbury, 2007), Soil and Wetland Ecotoxico-logy (Barcelona, 2007), Soil Processes under Extreme Meteorological Conditions (Bay-reuth, 2007), TIES 2007 (Mikulov, 2007), Pedometrics 2007 (Tuebingen, 2007), Реме-диация загрязненных почв: проблемы, перспективы, инновации (Москва, 2008), Экологические проблемы Северных регионов и пути их решения (Апатиты, 2008), BOSICON 2009 (Rome, 2009), Проблемы рекультивации отходов быта, промышленного и сельскохозяйственного производства (Краснодар, 2010), География продуктивности и биогеохимического круговорота наземных ландшафтов (Пушино, 2010), Опыт иностранных и российских компаний в сфере рекультивации техногенных территорий (Заполярный, 2010), Экология мегаполисов: фундаментальные основы и инновационные технологии (Москва, 2011), Охрана окружающей среды и промышленная деятельность на Севере (Норильск, 2011), заседаниях кафедры общего почвоведения факультета почвоведения МГУ (2004, 2011).
Личный вклад автора. Диссертация представляет законченную научно-исследовательскую работу, опирающуюся на полученные лично автором или под ее руководством результаты. Основой диссертации являются материалы, собранные при выполнении плановых работ по темам НИР кафедры общего почвоведе-
ния факультета почвоведения МГУ (1991-2012), в рамках российско-норвежского сотрудничества в области охраны окружающей среды (1991-95), ГНТП «Экологическая безопасность России» (1993-94), EERO (1994-95), ФЦП «Интеграция», по проектам РФФИ (1996-98, 2002-04, 2005-07, 2008-10, 2011-13), НАТО (1995, 1996-98), NWO-РФФИ (2002-05), ИНТАС (2002-05), Научного Совета Норвегии (1996), FP6 ЕС (2005-08), договору с ОАО «Кольская ГМК» (2010-12).
Благодарности. Автор глубоко благодарен своему первому учителю профессору Л.А. Гришиной, привившей интерес к почвенно-экологическим исследованиям и определившей формирование научного мировоззрения. Автор сердечно благодарен своим учителям и коллегам Т.И. Евдокимовой, Т.А. Соколовой, Л.А. Воробьевой, А.С. Владыченскому, М.И. Макарову, С.Я. Трофимову, Н.П. Недбаеву, Е.А. Каравановой, Ю.А. Завгородней, М.М. Карпухину за поддержку, консультации и помощь в части экспериментальных исследований. Автор признателен коллективу кафедры общего почвоведения за доброжелательное отношение при выполнении работы. Искренняя благодарность зарубежным коллегам К. Venn, D. Aamlid, S. Teveldal, L. Strand (Норвежский институт леса и ландшафтов, Норвегия), A. Stuanes (Сельскохозяйственный университет Норвегии), W. De Vries, В.-J. Groenenberg (Университет и исследовательский центр Вагенингена, Нидерланды), S. Lofts (Центр окружающей среды Ланкастера, Великобритания), С. Alewell (Байройтский университет, Германия), G. Spiers (Лаврентьевский университет, Канада) за творческие дискуссии, обсуждение новых идей и полезные советы. Автор искренне признателен своим молодым коллегам и ученикам, СЮ. Ливанцовой, И.Е. Смирновой, И.В. Ермакову, Т.А. Щербенко, А.И. Захаровой, М.С. Кадулину, А.И. Бенедиктовой, всем студентам, в разное время внесшим свой неоценимый вклад в полевые и аналитические исследования. Эта работа не состоялась бы без постоянной поддержки, критических замечаний и всесторонней помощи СВ. Копцика.
Публикации. По теме диссертации опубликовано 145 работ, из них 2 монографии, 4 главы в монографиях (3 в зарубежных), 64 статьи, их них 34 - в рецензируемых отечественных (26) и зарубежных (8) журналах.
Структура и объем диссертации. Диссертация состоит из введения, 9 глав, выводов, изложена на 384 страницах машинописного текста, включает список литературы из 498 наименований, 48 рисунков и 56 таблиц.
Взаимодействие почв с протонами
Подкисление почвы является естественным и непрерывным процессом и определяется характером растительного покрова, климатом, гранулометрическим составом почвы и типом почвообразующей породы. Каждая почва представляет собой квазиравновесную систему процессов потребления и продуцирования протонов. Наиболее важные процессы с участием протонов включают реакции поглощения, минерализации, выветривания, адсорбции и десорбции катионов и анионов, окислительновосстановительные реакции, реакции диссоциации и протонирования слабых кислот и связаны с круговоротом соединений углерода, азота, серы и ряда катионов в экосистемах (de Vries, 1994). В целом подкисление почв вызывается разрывом циклов элементов в экосистеме (Ulrich, 1980; de Vries, Breeuwsma, 1987 и др.). Для оценки степени подкисления почв необходимо представление о полном балансе протонов в почве, включающем все процессы с их участием в циклах основных макроэлементов.
К основным источникам естественного подкисления почв относятся образование углекислоты при метаболизме почвенных микроорганизмов и дыхании корней растений, сильных минеральных кислот в процессе нитрификации и органических кислот при разложении растительных остатков. Ежегодное внутрипочвенное продуцирование протонов варьирует от 0.1-0.7 в подзолистых почвах до 7-13 кмоль Н+ га 1 в карбонатных почвах различных экосистем (van Breemen et al., 1984; Soil Acidity, 1991). Скорость продуцирования протонов в карбонатных почвах Нидерландов составляет 7.5-20.4, в некарбонатных почвах - 0.1-2 кмоль Н+ га 1 в год (de Vries, Breeuwsma, 1986; de Vries, 1994) . Дополнительное поступление протонов в почвы лесных экосистем может происходить в результате повышенного потребления молодыми древостоями катионов по сравнению с анионами (0.1-0.6 кмоль Н+ га 1 в год, Skeffmgton, Brown, 1986).
Наиболее эффективное связывание протонов в почве происходит в реакциях выветривания минералов, аммонификации органического вещества, протонирования гумусовых соединений, катионного обмена и растворения гидроксидов алюминия. Скорость внутрипочвенного потребления протонов составляет в среднем 0.2-2.0 кмоль Н+ га 1 в год (Ulrich et al., 1980) и может варьировать от 0.9 до 15.6 кмоль Н+ га 1 в год (van Breemen et al., 1984).
Антропогенная кислотная нагрузка представляет собой дополнительный к природным источник подкисления почв. Она определяется типом землепользования (лесное и сельское хозяйство) и уровнем кислотных выпадений. Удаление растительной биомассы при лесозаготовках или сборе урожая приводит к устранению избытка катионов из почвы, нарушению равновесия между минерализацией и поглощением и снижению запасов органического вещества в почвах. Первые два явления сопровождаются ростом поступления протонов, последнее - снижением их естественного продуцирования, в сумме приводя к подкислению почв. Скорость подкисления лесных и сельскохозяйственных почв в ходе землепользования составляет 0.3-0.7 и 3-14 кэкв га 1 в год соответственно (Ulrich, 1983; de Vries, Breeuwsma, 1987; de Vries, 1994). Ежегодное поступление потенциально кислых веществ с атмосферными выпадениями в Западной Европе и Северной Америке варьирует обычно от 2 до 4 кэкв га 1 (van Breemen et al., 1984; Soil Acidity, 1991). Потенциальная кислотная нагрузка в Нидерландах составляет в среднем 5.8 кэкв га 1 в год, из которых около 35% приходится на NHX вследствие интенсивного развития животноводства. Согласно балансовым расчетам, скорость подкисления почв Западной Европы и Северной Америки, обусловленная кислыми выпадениями, колеблется от 1 до 6 (van Breemen et al., 1984), а почв Нидерландов - от 2 до 6.5 и даже 10 кэкв га 1 в год (de Vries, 1994). Таким образом, интенсивность антропогенного подкисления почв может быть равной или даже превышать их естественное подкисление.
Поступление из атмосферы минеральных кислот антропогенного происхождения приводит к подкислению почв, проявляющемуся в снижении pH, потере обменных оснований, мобилизации А1 и тяжелых металлов и сопровождающемуся нарушением баланса минерального питания растений.
Почвы обладают определенной устойчивостью к воздействию кислотных поллютантов, под которой понимают их способность противостоять проявлению негативных последствий такого воздействия. Характер и степень проявления негативных последствий определяются, прежде всего, особенностями функционирования и емкостью систем буферности в разных почвах. Буферность почв по отношению к кислотам определяется буферностью минеральных, органических и органо-минеральных компонентов их твердой, жидкой и газообразной фаз. Б. Ульрих (Ulrich, 1980, 1983), основываясь на почвенных реакциях с участием протонов, выделил 5 основных буферных зон, каждая их которых приурочена к определенному интервалу значений pH.
Карбонатная буферная зона (6.2 рН 8.6) характерна для почв, содержащих карбонаты в тонкодисперсных фракциях. Буферная емкость почвы внутри этой зоны обеспечивается реакцией образования бикарбонат-ионов и достигает 150 кмоль Н+ га 1 дм 1 на 1% карбонатов. В результате этого процесса происходит растворение карбонатов и выщелачивание кальция из почвы. Если карбонаты присутствуют не в мелкоземе, а в скелетной части почвы или распределены в почвенной толще неравномерно, нейтрализующая способность почвы существенно снижается.
Силикатная зона буферности охватывает весь диапазон pH, доминируя при рН 5.0 в некарбонатных почвах. Буферность к кислотной нагрузке определяется процессом выветривания первичных силикатов и зависит от минералогического состава почв. В первом приближении буферная емкость составляет 6 кмоль Н+ га 1 дм 1 на 1% ила (Ulrich, 1980) и может достигать 25-75 кмоль Н+ га 1 дм"1 на 1% первичных силикатов (Soil Acidity, 1991). Процесс выветривания силикатов является многоступенчатым, связан с высвобождением в почвенный раствор катионов I-II групп, которые на промежуточных стадиях могут связываться в почвенном поглощающем комплексе (ППК) в обменных формах. Большинство почв лесных экосистем в настоящее время находятся в силикатной зоне буферности.
Катионообменная зона буферности (4.2 рН 5.0) характерна для многих слабо- и умеренно кислых почв. Утилизация поступающих с атмосферными осадками протонов происходит в реакциях ионного обмена с катионами ППК. При этом обменные основания могут замещаться не только на ионы водорода, но также и на алюминий, который освобождается при выветривании силикатов и обладает большой энергией внедрения в ионообменный комплекс. Буферная способность почв в катионообменной зоне эквивалентна емкости катионного обмена и зависит от содержания гумуса и глинистых минералов, степени насыщенности ППК основаниями. При содержании в почве 1 % ила, в составе которого доминируют иллиты, буферная емкость катионообменной зоны равна приблизительно 7 кмоль Н+ га 1 дм 1. Связывание протонов в пределах катионообменной зоны сопровождается снижением степени насыщенности основаниями от высоких до очень низких ( 5%) значений; при этом доминирующим обменным катионом становится А13+. Одновременно уменьшается эффективная емкость катионного обмена. Это свидетельствует о переходе значительной части постоянных зарядов в pH-зависимые или их блокировании, например, при покрытии поверхности тонкодисперсных минеральных частиц пленками полуторных оксидов. Действие алюминиевой зоны буферности (3.2 рН 4.2) проявляется в сильно кислых почвах при высокой протонной нагрузке. Связывание ионов Н+ происходит при растворении алюмосодержащих минералов с высвобождением в раствор мономеров А13+. Буферная емкость алюминиевой зоны зависит от содержания алюмосиликатов и полуторных оксидов и достаточно высока (100-150 кмоль Н+ га 1 дм 1 на 1% ила), чтобы предотвратить дальнейшее подкисление почвы. Однако концентрация ионов А13+ в почвенном растворе может достигать при этом токсичного уровня. В алюминиевой зоне буферности в настоящее время находятся большинство неудобренных бескарбонатных лесных почв центральной Европы, некоторые почвы северо-западной Швеции (Ulrich, 1980; Tamm, Hallbacken,1986).
Изменения содержания соединений серы по градиенту загрязнения
С приближением к источнику загрязнения общее содержание серы в органогенных горизонтах возрастает (і?=-0.67 , табл. 4.4, рис. 4.3), демонстрируя зависимость от уровня ее атмосферных выпадений. Однако различия в содержании серы в загрязненных и фоновых почвах не столь велики, как в атмосферных выпадениях. Содержание серы в минеральных горизонтах не зависит от расстояния до комбината. При исследовании почв 8 водосборов (Raisanen et al., 1997; Kashulina, Reimann, 2001) и геохимическом картографировании территории Баренцевой) региона (Reimann et al., 1998; Kashulina, Reimann, 2002) не было выявлено аккумуляции серы в органогенных горизонтах почв вблизи источников загрязнения, хотя обнаружено ее повышенное содержание в горизонтах В почв российской территории (183 мг/кг) по сравнению с финской (154 мг/кг) и норвежской (135 мг/кг) территориями. По-видимому, накопление серы в подзолах в условиях атмосферного загрязнения на Кольском полуострове имеет локальный характер и в значительной степени определяется свойствами почв. В лесных экосистемах США содержание серы и в органогенных, и в минеральных горизонтах почв значимо коррелировало с ее поступлением из атмосферы (Mitchell, Lindberg, 1992).
С приближением к источнику загрязнения содержание органических соединений серы в органогенных горизонтах возрастает (Л=-0.68 ), a C:Sopr - снижается (R=0.72 ). При этом отношение C:N снижается как в органогенных (7?=0.68 ), так и в минеральных (R-0.57 ”) горизонтах. Аккумуляция органических соединений серы может быть связана как с поглощением диоксида серы, так и с иммобилизацией сульфатов. Часть поглощенного почвой диоксида серы способна сразу связываться почвенным гумусом (Чертов, 1982). В результате происходит его перестройка: в молекулах фульвокислот углерод замещается серой, содержание которой возрастает в 20 раз, тогда как количество азота снижается в 7, а углерода - в 3 раза (Hutchinson, Whytby, 1976). Возрастает количество кислых сульфоновых групп по отношению к карбоксильным, что сопровождается образованием более прочных связей с катионами и снижением их доступности растениям.
В превращении неорганических соединений серы в органические участвуют, по- видимому, и растения, и микроорганизмы. Растения могут поглощать значительные количества SO2 и сульфатов и превращать их в органические соединения, которые затем возвращаются в почву с растительными остатками. Поглощение SO2 происходит, главным образом, через устьица, хотя есть указания на поглощение и через кутикулу (Смит, 1985). В соответствии с нашими данными (Копцик и др., 1999в), повышенное содержание серы в хвое сосны характерно для всего исследуемого региона, а в радиусе до 30 км от комбината оно достигает 1400-1900 мг/кг, вдвое превышая фоновые значения. Эта территория совпадает с зоной, внутри которой среднегодовая концентрация SO2 превышает 10 мкг/м3 (Sivertsen et al., 1994). Аналогичные результаты были получены финскими исследователями (Raitio et al., 1995). Повышенные величины отношения S:N в хвое сосны в загрязненной зоне (0.031-0.046) по сравнению с фоновыми районами (0.028) подтверждают происходящее накопление серы. “Избыточное” количество серы в хвое разного возраста, рассчитанное на основе содержания азота и фонового отношения S:N, составляет в среднем 5-14 ммоль/кг или 160-450 мг/кг, увеличиваясь с приближением к источнику загрязнения (гл. 8.2.1).
Микроорганизмы, по всей вероятности, также перерабатывают значительные количества сульфатов в органические формы. Установлено, что при соотношении C:S 400 сера в основном входит в состав органического вещества (Френей, Уильямс, 1983). В органогенных горизонтах исследуемых почв отношение С:S обычно превышает 400, что свидетельствует о преобладании процессов иммобилизации. Низкое соотношение C:S (100-300) характерно лишь для сильнозагрязненных почв, однако, интенсивной минерализации содержащего серу органического вещества там должна препятствовать пониженная биологическая активность. Повышенная дефолиация и заторможенное разложение органического вещества вблизи источника загрязнения (Копцик и др., 2003) могут косвенно влиять на запасы серы в почвах.
Снижение атмосферных выпадений серы способно привести к усилению минерализации серосодержащих органических соединений, как наблюдалось недавно в эксперименте по восстановлению подкисленного водосбора озера Гордшен (Gardsjon) в Швеции (Morth, Torssander, 1998; Moldan, 1999), последующему выносу образующихся сульфатов и соответствующему подкислению. Эти процессы могут задержать будущее восстановление лесных экосистем.
Содержание в почвах сульфатов, экстрагируемых раствором фосфата, отличалось значительной изменчивостью, но не отражало уровня поступления серы с атмосферными выпадениями (рис. 4.3). Это не удивительно для подстилок, содержащих обычно мало сульфатов и обладающих низкой сульфат-адсорбционной способностью в связи с ограниченностью положительно заряженных адсорбционных центров и конкурирующим действием анионов органических кислот. Иллювиальные горизонты подзолов, обогащенные полуторными оксидами и илом, в принципе способны аккумулировать сульфаты и ограничивать вертикальный поток серы в почвах. Однако наши исследования не выявили аккумуляции экстрагируемых сульфатов в иллювиальных горизонтах подзолов вблизи источника загрязнения, вероятно, в связи с высоким пространственным варьированием, обусловленным природными факторами - различиями гранулометрического и минералогического состава, обогащенностью органическим веществом, оксидами и гидроксидами алюминия и железа, pH, контролирующими процессы сорбции. Усиления адсорбции сульфатов в сподиковых горизонтах В под воздействием повышенных выпадений серы не было обнаружено также при изучении 26 почв вдоль трансекты от северной Швеции до северо-восточной Норвегии (Gustafsson, 1996). Хотя в почвах Швеции содержание адсорбированных сульфатов, нормированное на количество оксалаторастворимых железа и алюминия, было в целом ниже в районах с низкими выпадениями серы из атмосферы (Karltun, Gustafsson, 1993). В исследуемом регионе в горизонтах В почв недалеко от источников загрязнения было обнаружено повышенное содержание сульфатов, экстрагируемых ацетатом аммония (Raisanen et al., 1997; Kashulina, Reimann, 2001). По мнению авторов, накоплению сульфатов в иллювиальных горизонтах способствовало пониженное содержание основных конкурентов - фосфат-ионов - в почвах поврежденных экосистем.
Подзолы вблизи комбината отличались повышенными содержанием водорастворимых сульфатов в органогенных горизонтах (R=-0.55) и отношением SH2o/S06m (Я=-0.52 ) в иллювиальных горизонтах (табл. 4.4, рис. 4.3-4.4). При этом органогенные горизонты загрязненных почв содержали значительно больше сульфатов, экстрагируемых водой, чем раствором фосфата; аналогичная закономерность была свойственна и минеральным горизонтам почв техногенной пустоши. Наиболее вероятной причиной этого является мобилизация серосодержащих органических соединений. Повышенные концентрации водорастворимых сульфатов были обнаружены также в иллювиальных горизонтах почв Норвегии и Финляндии, находящихся в зоне влияния комбината (Gustafsson, 1996). Увеличенное абсолютное и относительное содержание экстрагируемых водой сульфатов было найдено в горизонтах В и даже С почв наиболее загрязненных водосборов региона (Kashulina, Reimann, 2001, 2002). В связи с высокой мобильностью сульфатов почвенные растворы в этой зоне могут быть подкислены. Исследования вблизи аналогичного по составу выбросов комбината «Североникель» в центральной части Кольского полуострова выявили увеличение концентрации сульфатов и снижение pH лизиметрических вод по градиенту загрязнения (Горбачева, 2001). Однако роль органических соединений серы в мобилизации сульфатов остается неясной.
Оценка и прогноз устойчивости почв к антропогенному подкислению помощью модели SMART
Реакция лесных экосистем на кислотную нагрузку в значительной степени определяется устойчивостью почв, зависящей от характера и емкости их буферных систем в кислой области. Важнейшим инструментом исследования долговременной реакции почв на воздействие кислотообразующих поллютантов и определения стратегии сокращения их выбросов в атмосферу служат динамические процесс-ориентированные модели. Оценка и прогноз последствий долговременного воздействия кислотообразующих соединений серы на почвы лесных экосистем Кольского Севера в зоне влияния локальных источников выбросов проведена с помощью модели SMART (Копцик и др., 19996).
Модель SMART (Simulation Model for Acidification s Regional Trends) - простая процесс-ориентированная динамическая модель, направленная на анализ долговременного поведения почв (de Vries et al., 1989; Posch et al., 1993). Несомненными достоинствами модели и одновременно ее характерными особенностями являются минимальное количество входных данных, обеспечивающее возможность ее применения в региональном масштабе, и описание поведения почв в различных буферных зонах в диапазоне значений pH от 7 до 3. Модель построена на основе концептуального обобщения сходных биогеохимических процессов и включает следующие допущения.
1. Разнообразные процессы, протекающие в экосистеме, ограничены несколькими ключевыми процессами. Химический состав почвенных растворов в SMART определяется исключительно поступлением элементов из атмосферы (выпадения за вычетом поглощения растениями и иммобилизации) и геохимическими взаимодействиями в почве (равновесие СО2, выветривание карбонатов, силикатов и гидроксидов алюминия, катионный обмен). Модель не учитывает трансформацию атмосферных осадков кронами деревьев (обмен на поверхности листьев), процессы круговорота элементов питания (поступление и разложение опада наземной биомассы и отпада корней, биологическое поглощение элементов), трансформацию серы (иммобилизацию, восстановление) и азота (азотфиксацию, адсорбцию аммония) в почвах, превращения органических кислот (формирование и комплексообразование органических кислот).
2. Моделирование ключевых процессов основано на упрощенных концептуальных представлениях. Упрощения относятся как к внутрипочвенным взаимодействиям, так и к миграции элементов. Внутрипочвенные реакции описываются либо простыми уравнениями нулевого порядка, ограничивающими скорость процессов (поглощение растениями и выветривание силикатов), либо уравнениями химического (выветривание карбонатов и гидроксидов алюминия) и катионообменного равновесий. Влияние факторов окружающей среды, например pH, не учитывается. Миграция растворов описывается в предположении равномерного распределения поступающих элементов в пределах одного гомогенного почвенного слоя с постоянным объемным весом и фиксированной глубиной. Основываясь на предположении об использовании лесами влаги из верхней части рассматриваемого слоя, ежегодный водный поток, фильтрующийся через него, принимается равным разности между количеством осадков, их перехватом кронами деревьев и эвапотранспирацией. Являясь простой однослойной моделью, интегрирующей вертикальную гетерогенность почв, SMART прогнозирует концентрацию почвенных растворов на выходе из корневой зоны. Более детальное описание модели дано авторами (de Vries et al., 1989; Posch et al., 1993; de Vries, 1994).
Входные параметры
Величины атмосферных выпадений, использованные в расчетах, оценены по данным регулярных наблюдений и численного моделирования ряда исследователей (Sivertsen et al., 1992; Torseth, Pedersen, 1994; Hagen et al., 1995). Максимальные различия наблюдаются для выпадений серы: 0.024, 0.025, 0.028, 0.075 и 0.125 моль(+)/(м2тод) на участках S66, S41, S35, S16 и N8.5, соответственно. Была проанализирована реакция подзолов (0-25 и 0-50 см) на четыре сценария атмосферных выпадений в течение столетия (1945-2045 гг.): высокий уровень поступления серы (0.50 моль(+)/(м2год)), современные выпадения (0.02-0.50 моль(+)/(м2 год)), их 30% и 90% сокращение.
Поглощение азота и элементов минерального питания полновозрастными лесами, оценено на основании данных по среднему многолетнему приросту древесины (Таксационное описание..., 1991) и ее химическому составу.
Скорость выветривания расчитывали с помощью многослойной геохимической модели PROFILE на основании данных гранулометрического и минералогического анализов почв (см. гл. 7.1.1). В качестве входных параметров использовали средневзвешенные значения показателей химического состояния почв для слоев 0-25 (средняя глубина распространения корневых систем) и 0-50 см (средняя мощность почв), рассчитанные с учетом мощности генетических горизонтов и плотности почв. В связи с низкой сульфат-адсорбционной способностью сравнительно молодых песчаных почв адсорбцию сульфатов почвами не учитывали. Исходную степень насыщенности почв основаниями полагали находящейся в равновесии с уровнем выпадений оснований, соединений серы и азота в начале прогнозируемого периода. При расчетах были использованы рекомендованные авторами модели для песчаных подзолов значения коэффициента растворения гиббсита, коэффициентов селективности обмена и давления С02 в почвенном растворе (Sverdrup et al., 1990; Posch et al., 1993; de Vries, 1994).
Изменение химического состояния почв под воздействием кислотной нагрузки в течение 1945-2045 гг. оценивали в работе на основании модельных расчетов динамики рНн2о, отношения Al/(Ca+Mg) и степени насыщенности основаниями. Именно эти показатели часто используются для диагностики подкисления почв; их критические значения приведены в табл. 1.3. Адекватность модели в отношении описания трансформации исследуемых почв при подкислении проверяли путем сопоставления расчетных величин с экспериментальными, определенными в середине (1991-1993, 2002 и 2010 гг.) прогнозируемого срока.
Модельные оценки
По своим химическим и физическим свойствам почвы района исследований можно охарактеризовать как чувствительные к антропогенному кислотному воздействию. Они отличаются грубым гранулометрическим составом с преобладанием песчаных фракций. В соответствии с расчетами по модели PROFILE (см. гл. 7.1.1) скорость выветривания, характеризующая единственный долговременный источник поступления оснований в почве, очень низка и составляет 0.005-0.02В моль(+)/(м2тод) в слое 0-50 см.
Структура и количественные характеристики почвенного поглощающего комплекса (ППК), в значительной мере ответственного за обеспечение буферности в кислой области, также свидетельствуют о высокой чувствительности исследуемых почв к подкислению. Подзолы характеризуются сильнокислой реакцией среды, низким содержанием обменных оснований, малой емкостью катионного обмена (ЕКО) и слабой степенью насыщенности основаниями (СНО) (табл, 3.4-3.6).
Располагаясь в труднодоступном регионе на северной границе распространения, низкопродуктивные леса района исследований практически не используются для нужд лесной промышленности. В связи с этим полновозрастные леса в долговременном аспекте почти не влияют на катионно-анионный баланс в почвах. Рассчитанные нами средние многолетние величины поглощения элементов питания растениями близки к нулю, составляя тысячные доли моль (+)/(м2 год).
В соответствии с расчетами, низкий уровень кислотных выпадений на фоновых участках не приводит к существенным изменениям химического состояния почв (S34, S41, SW66) (рис. 7.4). Однако наблюдается четкая тенденция снижения pH и степени насыщенности основаниями и роста отношения Al/(Ca+Mg) в почвах, изменяющаяся лишь при 90% сокращении выбросов. Результаты расчетов удовлетворительно совпадают с экспериментальными данными.
Состояние растительности
Посадки ив находятся в удовлетворительном состоянии, большая часть их сохранилась, но основные побеги у многих кустов погибли. У большинства кустов развиты порослевые побеги. Вблизи комбината и на открытых верхних участках склонов с сильными ветрами жизненность кустов ив крайне низкая. На листовых пластинках ив практически повсеместно отмечены пятна рыжего, единично - черного цвета (некрозы).
Оптимальные условия питания растений - важный фактор поддержания их продуктивности. Об условиях питания растений часто судят на основе химического анализа их ассимилирующих органов или листовой диагностики. Метод подразумевает определение содержания элементов питания в растении и сопоставление с оптимальными уровнями. Следует иметь в виду, что иногда элемент питания может накапливаться в растении не вследствие его необходимости для развития, а по другим причинам, например, в результате атмосферного осаждения. Кроме того, недостаток или избыток одного из элементов может нарушать поступление в растение другого элемента. И, наконец, оптимальные уровни содержания элементов в растениях известны далеко не для всех видов. Все эти причины ограничивают возможности применения методов химической диагностики. С этой точки зрения могут быть полезны функциональные методы диагностики, позволяющие оценить не содержание того или иного элемента питания, а потребность растения в нем.
Результаты исследований 2010 г. выявили близкие диапазоны содержания элементов питания в листьях ивы большинства посадок. Содержание Са изменяется от 6400 до 9700, Mg - от 1240 до 1350, К - от 5000 до 11500, Р - от 2600 до 4200 мг/кг (табл. 9.7, рис. 9.4). Наименьшее количество Са содержат листья ивы в первых посадках 2004 г., наибольшее - в посадках 2005-2008 гг., при этом оно везде превышает фоновый уровень. Mg свойственен самый узкий диапазон изменчивости, различия в его содержании в листьях ив разных участков незначимы, все они обеднены Mg по сравнению с фоном и испытывают его дефицит. Уровень содержания К в листьях ивы всех посадок близок к фоновому и лишь в посадках 2004 г. с насыпным окультуренным слоем (НРНЗ) значимо выше. Листья ивы на участке с насыпным слоем (НРНЗ) мало отличаются по содержанию Са и Mg, однако, содержат значительно больше К и Р по сравнению с листьями ивы на соседнем участке без насыпного слоя (НРЗ). Однако согласно шкале нормативов содержания элементов питания в ассимилирующих органах лиственных пород [16], обеспеченность К большин ства ивовых посадок низкая (НР4, НР5, НР6) и очень низкая (НР1, НР2, НРЗ, ЗР1) и лишь в посадках с насыпным окультуренным слоем (НРНЗ) может быть оценена как нормальная. Низкие отношения К:Са в листьях ивы большинства посадок (кроме НРНЗ и НР6) также свидетельствуют о дефиците К. Содержание Р в листьях ив всех посадок оптимально и превышает фоновый уровень.
Все посадки отличаются дефицитом Мп и Zn (табл. 9.7, рис. 9.4). Низкое содержание Мп и Zn в значительной мере обусловлено проявлением антагонизма между этими металлами, с одной стороны, и Ni и Си, с другой. Наибольшее содержание Zn, близкое к фоновому уровню, свойственно листьям ивы в посадках 2004 г. с насыпным слоем. Больше всего Мп, но значительно меньше фонового уровня, содержат листья ив в посадках в санитарно-защитной зоне промплощадки Заполярный. Продолжающееся поступление тяжелых металлов с атмосферными выпадениями будет сопровождаться нарастанием дефицита Мп и Zn.
Во всех посадках листья ивы поглощают значительные количества Ni и Си, заметно превышающие таковые в посадочном материале и многократно - фоновые уровни (табл. 9.7, рис. 9.4). Содержание Fe в листьях также в несколько раз превышает как фоновый уровень, так и исходное содержание в саженцах. Содержание Ni в листьях ивы тесно коррелирует с содержанием Си (Я2=0.85) и Fe (/?2=0.81), свидетельствуя об общем источнике поступления этих металлов - преимущественно сухом осаждении компонентов выбросов и пыли с эродированной поверхности почвы. Резкий рост корневого поглощения растениями тяжелых металлов в 1-2-ой годы после известкования могут быть обусловлены выходом их в раствор в результате вытеснения с обменных позиций катионами Са и Mg. Минимальные концентрации металлов свойственны листьям в посадках 2004 г. с насыпным слоем. Наибольшие количества металлов накапливают листья ив, посадки которых расположены в аккумулятивном ландшафте санитарно-защитной зоны промплощадки Никель (НР6). Неблагоприятные для растений условия здесь, наряду с высоким уровнем загрязнения, обусловлены наличием оглеения в силу избыточного увлажнения.
Во всех посадках листья ив, в отличие от почв, содержат больше Ni по сравнению с Си. Такое соотношение может быть обусловлено преобладающим осаждением Ni из атмосферы, с одной стороны, и ограниченным корневым поглощением более токсичной Си растениями, с другой. Тяжелые металлы поглощаются растениями как через корни из почвы, так и из атмосферы. Вблизи источника атмосферных выбросов обычно преобладает поверхностное осаждение металлов. Осаждаясь на поверхности листовых пластинок, металлы постепенно проникают в устьица, покровные и ассимиляционные ткани. Следует отметить, что токсическое действие тяжелых металлов на растения при атмосферном осаждении, в отличие от корневого поступления, менее вероятно. Однако осаждение пыли негативно сказывается на процессах фотосинтеза, дыхания, внекорневого питания растений. Вместе с тем, увеличение поглощения Ni и Си ЛИСТЬЯМИ ИВ В посадках в загрязненную почву по сравнению с посадками в насыпной слой (2004 г.) свидетельствует о весомом вкладе корневого поглощения в аккумуляцию металлов растениями.
Направление господствующих ветров, особенности ландшафта и свойства почв в значительной мере влияют на состояние растений и степень их повреждения. Древостой на защищенных от ветра элементах рельефа, в речных долинах и локальных депрессиях ландшафта обычно меньше повреждены и быстрее восстанавливаются. Этому способствуют благоприятные микроклиматические условия, достаточная обеспеченность влагой и элементами питания. Наглядным подтверждением служит сохранение и быстрое самостоятельное восстановление мелколиственных растительных сообществ в увлажненных местообитаниях локальных понижений рельефа вблизи промплощадки Никель и вдоль дороги Никель - Заполярный в условиях сокращения атмосферных выбросов.
Необходимость дифференцированного проведения биологической рекультивации с учетом возможности естественного зарастания подчеркивается Л.П. Капелькиной (2008) для породных отвалов. Самозарастание породных отвалов на Кольском Севере протекает с различной скоростью в зависимости от местоположения, рельефа и микрорельефа, характера окружающей растительности, близости естественных источников семян, площади породных отвалов и их возраста, свойств складируемых пород и микроклиматических условий.
