ЭКОЛОГИЧЕСКИЙ МОНИТОРИНГ ЛЕСНЫХ ЭКОСИСТЕМ

УДК 581.5 (574.23 504.054)
В. Т. ЯРМИШКО, В. В. ГОРШКОВ, И. В. ЛЯНГУЗОВА,
И. Ю. БАККАЛ
ЭКОЛОГИЧЕСКИЙ МОНИТОРИНГ ЛЕСНЫХ ЭКОСИСТЕМ КОЛЬСКОГО
ПОЛУОСТРОВА В УСЛОВИЯХ АЭРОТЕХНОГЕННОГО ЗАГРЯЗНЕНИЯ
Проблема мониторинга лесных экосистем
является актуальной как на региональном, так
и глобальном уровне. Разработана международная программа мониторинга ICP Forest, в которой
подробно изложена методология мониторинга
древостоев, однако состояние других компонентов лесных экосистем не учитывается. В настоящее время важным фактором, оказывающим
существенное влияние на функционирование
бореальных лесов на значительных территориях,
является атмосферное промышленное загрязнение. В центральной части Кольского полуострова находится самый мощный в Европе комбинат
по выпуску цветных металлов (никеля и меди) —
комбинат «Североникель». Начиная со второй
половины XX века, исследователи наблюдали
негативное воздействие атмосферных выбросов
комбината на окружающие растительные сообщества (Раменская, 1974; Дончева, 1978; Евдокимова и др., 1984; Крючков, Сыроид, 1984; Лукина,
Никонов, 1988, 1996, 1998; Крючков, Макарова,
1989; Влияние..., 1990; Ярмишко, 1997 и др.).
В последние 10–20 лет ужесточение экологического законодательства в экономически развитых
странах вызвало снижение объемов атмосферных
выбросов, в том числе и в России (Государственный..., 2006). Логично предположить, что в ответ
на снижение аэротехногенной нагрузки должен
начаться процесс восстановления разрушенных
лесных экосистем и их компонентов.
Цель данной работы — анализ динамики
состояния сосновых лесов и их компонентов
в условиях различного режима аэротехногенной
нагрузки на Кольском полуострове и обобщение
результатов, полученных авторами за 30-летний
период исследований.
Комбинат «Североникель» (г. Мончегорск
67°55с. ш., 32°48в. д.) начал свою деятельность
в 1939 г. (Позняков, 1999). Максимальные выбро-
сы, составляющие в год в среднем 230 тыс. т SO2
и 15 тыс. т мелкодисперсной полиметаллической
пыли, содержащей смесь сульфидов и оксидов
тяжелых металлов, в основном Ni и Cu, наблюдались в период с 1973 по 1992 гг. (рис. 1). В интервале с 1993 по 1999 гг. происходило последовательное снижение уровня аэротехногенного
загрязнения, в результате которого к концу этого
периода объем выбросов сернистого ангидрида
снизился в 8 раз, полиметаллической пыли —
в 5 раз по сравнению с их максимальными величинами. С 1999 по 2007 гг. ежегодный объем
выбросов оставался относительно стабильным
Рис. 1. Динамика атмосферных выбросов сернистого
ангидрида (А), твердых веществ, никеля и меди (Б)
(по данным Pozniakov, 1993; Ежегодник..., 2007)
21
и в среднем составлял 40 тыс. т сернистого ангидрида и 5 тыс. т полиметаллической пыли
(Ежегодник..., 2007).
Исследования проводились в период с 1981
по 2008 гг. в лишайниково-зеленомошных сосновых лесах, расположенных на различном расстоянии от комбината в пределах трех зон: фоновой,
буферной и импактной*. В каждой зоне была
заложена серия постоянных пробных площадей
(ППП) площадью 0.1–0.15 га. Характеристика
древесного яруса и напочвенного покрова ППП
приведена в табл. 1–2.
На каждой ППП выполнено определение
категорий жизненного состояния всех особей
Pinus sylvestris L., входящих в состав древесного
яруса (Санитарные правила..., 1977; Ярмишко,
1997; Методы..., 2002). На основе полученного
распределения категорий жизненного состояния
рассчитан индекс жизненного состояния древостоев (Ln) (Алексеев, 1990; Методы..., 2002):
5
Ln ki fi ,
i 1
где ki — коэффициент, составляющий для неугнетенных [здоровых], ослабленных, сильно ослабленных, отмирающих и сухих деревьев соответственно 1.0, 0.71, 0.43, 0.14, 0 и определяемый
по величине плотности кроны дерева по сравнению со здоровой особью, ƒi — встречаемость
* Названия зон даны в соответствии с номенклатурой
ЮНЕП (Global..., 1973).
конкретных категорий жизненного состояния
деревьев на ППП.
Продолжительность жизни хвои P. sylvestris
определялась для каждой особи в верхней (8–
10 мутовка) и нижней (18–20 мутовка) частях
кроны с южной стороны на 3–5 побегах II порядка по наличию хвои на приростах, сформированных в разные годы. Оценка площади повреждения хвои 1-го, 2-го и 3-го лет жизни хлорозами
и некрозами выполнена на основе анализа 100 пар
хвоинок, отобранных с побегов II порядка ветвления 5–7 деревьев (Ярмишко, 1997).
Проективное покрытие и высоту травяно-кустарничкового и мохово-лишайникового ярусов
и конкретных видов измеряли на постоянных
учетных площадках (20–40 шт.) размером 1 1 м,
расположенных блоками по четыре в регулярном
порядке на расстоянии 7–10 м друг от друга (Методы..., 2002).
Для оценки уровня загрязнения территории
определяли содержание кислоторастворимых
форм тяжелых металлов (Ni, Cu) в органогенном горизонте Al-Fe-подзолистых почв (Практикум..., 2001; Методы..., 2002). Определение
содержания никеля и меди в 1–4-летней хвое
P. sylvestris, листьях Vaccinium myrtillus L., V. vitisidaea L., Empetrum hermaphroditum Hagerup
и Arctostaphylos uva-ursi (L.) Sprenger, талломах
Cladina stellaris (Opiz.) Brodo, а также солянокислых экстрактах из почв проводили в 2–3-кратной
повторности методом атомно-абсорбционной
спектрофотометрии (Методы..., 2002).
Таблица 1
Краткая характеристика древостоев лишайниково-зеленомошных сосновых лесов на Кольском полуострове
(на начало исследований в 1980-е годы)
Расстояние
и направление
от комбината,
км
Состав
древесного
яруса
Высота
,м
Диаметр
, см
Возраст
,лет
Фоновые территории
65 ююз
100С
3.5
4.5
15–35
75 зюз
93С7Б
8.7
12.0
25–60
80 в
100С
8.1
8.0
51–83
Сумма
площадей
сечения
деревьев, м2/га
Плотност
ь
деревьев,
экз./га
0.9
0.1
10.4
0.1
17.6
0.1
474
53
920
15
3364
24
8.4
1.0
7.6
0.1
1852
170
1975
25
3.5
0.0
1.4
0.2
1790
0
600
120
Давност
ь
пожара,
лет
35
65
60
91
Буферная зона
30 ююз
100С
7.2
7.6
45–60
30 ююз
100С
6.0
7.0
35–50
65
55
Импактная зона
12 ююз
100С
4.2
5.1
45
8 ююз
100С
4.2
5.6
45
55
53
22
Таблица 2
Динамика характеристик напочвенного покрова (основные виды) в лишайниково-зеленомошных сосновых лесах Кольского полуострова
с давностью пожара 60–80 лет на разном удалении от источника аэротехногенного загрязнения в период с 1984 по 2006 гг. (на примере 3-х ППП)
Фоновый район
Характеристика
19841
1992
58
66
16.5
12
4.0
2.0
1.0
0.0
8.0
1.5
Общее проективное покрытие яруса, %
Высота, см
Покрытие лишайников, %
Доля лишайников, %
Cladina mitis (Sandst.) Hustich
Cladina rangiferina (L.) Nyl.
Cladina stellaris (Opiz.) Brodo
Cladonia uncialis (L.)Weber ex F.H. Wigg.
Cladonia deformis (L.)Hoffm.
Cladonia gracilis (L.) Willd.
Cladonia crispata (Ach.) Flot.
Cladonia cornuta (L.) Hoffm.
Cladonia coccifera (L.) Willd.
Stereocaulon paschale (L.) Hoffm.
Trapeliopsis granulosa (Hoffm.) Lumbsch
Первичные слоевища видов р. Cladonia
Покрытие мохообразных, %
Pleurozium schreberi (Brid.) Mitt.
Dicranum scoparium Hedw.
Polytrichum juniperinum Hedw.
Polytrichum piliferum Hedw.
Pohlia nutans (Hedw.) Lindb.
Hepaticae spp.
70.0
6
60.0
86.0
28.0
10.0
2.0
6.0
1.0
1.0
3.0
2.0
0.0
1.0
0.5
0.0
10.0
4.0
0.5
2.5
0.2
0.3
0.0
Травяно-кустарничковый ярус
17.2
21.9
20.1
14
14
8
5.0
10.2**
3.2
0.9
2.5
14.8
0.3
3.2
2.1
0.0
0.1
0.0
10.3
4.9**
0.0
0.3
0.3
<0.1
Мохово-лишайниковый ярус
70.9
74.6
64.6
7
7
4
59.8
39.1***
49.9
84.3
53.3***
77.2
34.4
6.5***
7.0
11.7
24.9***
3.7
2.2
3.4
4.1
7.1
1.7***
0.5
0.3
0.1
7.4
0.9
0.2**
5.2
0.8**
0.3**
9.7
0.3
0.2
2.3
0.0
0.0
0.1
1.3
1.2
0.0
0.0**
0.0
10.4
0.0
0.0
0.0
11.0
35.5***
14.7
6.9
32.8***
2.32
0.6
1.0
5.2
2.9
1.4
4.7
0.0
0.0
2.3
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.2
2006
75
15.1**
12
6.3
5.2***
3.2
0.0
0.0
0.4
16.8
12
6.0
6.3
4.7
0.0
0.0
<0.1
14.7
8
0.5
<0.1
0.9
7.0
4.2
1.3
13,0
7
1.4
0.7
1.3
5.3
3.5
0.8
6.3
7
0.1
<0.1
0.2
5.0
0.8
<0.1
50.0
3
48.0
92.4**
0.7***
0.6***
<0.1***
0.1
13.7***
2.4**
12.8**
2.3
0.5
0.2
13.8
0.1
2.2***
0.0***
0.0***
0.2**
0.5**
1.2
0.0
47.3
3
44.5
94.0
5.8***
2.1***
0.8**
0.4
5.7***
0.8**
15.6
2.9
0.5
0.1
8.5
0.2
2.8
0.1
0.2
0.4
0.1
2.1
0.0
12.2
0.5
4.5
36.5
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.6
0.1
2.3
1.3
7.8
0.0
0.0
0.6
0.0
2.4
4.8
10.5
0.5
4.0
38.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
9.6
0.5
3.7
44.8
0.0
0.0
0.0
0.0
0.1
0.2
0.0
<0.1
0.2
0.2
2.3
0.6
5.9
0.0
0.0
0.0
0.0
4.6
1.2**
0.5
0.2
2.5
0.8
6.5
0.0
0.0
<0.1
0.0
2.5
4.0
23
Примечания. 1 Расчетные данные, полученные на основе выявленных авторами закономерностей послепожарного восстановления напочвенного покров сосновых лесов в фоновых районах (Горшков, 1990, 1994; Горшков и др., 1995; Баккал, Горшков, 2000; Баккал и др., 2005; 2 Покрытие ветоши (отмерших в текущем году побегов) составляет 10 %.
Региональная экология, № 1–2 (31), 2011
Общее проективное покрытие, %
Высота, см
Vaccinium vitis-idaea L.
Vaccinium myrtillus L.
Empetrum hermaphroditum Hagerup
Arctostaphyllos uva-ursi (L.) Spreng.
Calluna vulgaris (L.) Hull
Avenella flexuosa (L.) Drej.
Буферная зона
Импактная зона
Год проведения исследований
2006
1984
1994
2006
1984
1994
Давность пожара на пробной площади на момент проведения исследований
80
56
66
78
53
63
Региональная экология, № 1–2 (31), 2011
Индекс техногенной нагрузки (Il) рассчитывали как суммарное превышение концентраций
кислоторастворимых форм никеля и меди в органогенном горизонте почв в зоне загрязнения
по отношению к их содержанию в том же горизонте почв фонового района.
Статистическую обработку данных проводили методами дисперсионного и регрессионного
анализа (Зайцев, 1984).
Фоновые сосновые леса. В органогенном
горизонте Al-Fe-гумусовых подзолистых почв
в фоновых районах Кольского полуострова содержание подвижных форм каждого из тяжелых
металлов (Ni, Cu) в среднем составляет 10 мг/кг
(Динамика..., 2009). Эти концентрации приняты
за фоновое содержание тяжелых металлов в органогенном горизонте почвы.
Содержание тяжелых металлов в 1–4-летней
хвое P. sylvestris и листьях доминантных видов
кустарничков за период 1981–2008 гг. варьировало: Ni — от 1.5 до 16.1 и Cu — от 2.5 до 11.7 мг/
кг абсолютно сухого вещества (АСВ) (табл. 3).
Эти величины находятся в интервале региональных фоновых концентраций и соответствуют нормальному содержанию этих элементов в растениях (Раменская, 1974; Лукина, Никонов, 1996, 1998;
Кабата-Пендиас, 1989; Лозановская, 1998).
В фоновых районах Кольского полуострова
индекс жизненного состояния древесного яруса (Ln) сосновых лесов варьирует в пределах
0.8–0.96 отн. ед. За период исследования этот
индекс снизился с 0.94 до 0.82 отн. ед. (рис. 2),
что обусловлено увеличением конкурентного
взаимодействия особей в древостоях (Ярмишко
и др., 2003). Продолжительность жизни хвои P.
sylvestris за весь период исследований находилась в пределах от 5.7 до 6.7 лет, доля здоровой
хвои — 95–100 % (рис. 3, табл. 4). Колебания
в продолжительности жизни хвои сосны на конкретных пробных площадях связаны, главным
образом, с климатическими факторами, в частности, с различиями погодных условий в отдельные годы.
Среднее значение общего проективного покрытия травяно-кустарничкового яруса в изученных сосновых лесах за период исследования
составило 18 %. Оно достоверно не изменялось
в результате разнонаправленности динамики
проективного покрытия отдельных видов в указанном интервале давности пожара (табл. 2).
Общее проективное покрытие мохово-лишайникового яруса также не изменялось и в среднем составляло 70–75 %. Отмечено перераспределение
участия ранне-, средне- и позднесукцессионных
видов мхов и лишайников в формировании напочвенного покрова. Покрытие раннесукцессионных видов лишайников (Trapeliopsis granulosa
(Hoffm.) Lumbsch, Cladonia deformis (L.) Hoffm.,
C. cornuta (L.) Hoffm., C. crispata (Ach.) Flot.,
C. gracilis (L.) Willd.) за период исследований
уменьшилось от 8 до 1 %. Покрытие среднеи позднесукцессионных видов (Cladonia uncialis
(L.) Weber ex F.H. Wigg., Cladina spp. и Pleurozium
schreberi (Brid.) Mitt.) увеличилось с 50 до 70 %,
при этом проективное покрытие Pleurozium
schreberi возросло с 4 до 33 %. Отмеченные изменения в мохово-лишайниковом ярусе обусловлены восстановлением средообразующих функций
древесного яруса.
Таким образом, весь комплекс наблюдаемых
в фоновых условиях изменений древесного, травяно-кустарничкового и мохово-лишайникового
ярусов в исследуемых лишайниково-зеленомошных сосновых лесах отражает естественные сукцессионные процессы при восстановлении сообществ после пожаров.
Буферная зона. Содержание кислоторастворимых форм никеля и меди в органогенном горизонте почвы до 1997 г. в 4–8 раз превышало фоновые значения. К концу периода исследований
(2008 г.) величина индекса техногенной нагрузки
достигла 21.6 отн. ед. (рис. 4).
Суммарное содержание никеля и меди в хвое
P. sylvestris в буферной зоне превышало фоновые
значения в 5–10 раз (табл. 3). В 2008 г. их содержание снизилось в 3 раза по отношению к мак-
Рис. 2. Динамика индекса жизненного состояния древостоев Pinus sylvestris в фоновом районе, буферной и импактной зонах
Рис. 3. Динамика продолжительности жизни хвои Pinus sylvestris в фоновом районе, буферной и импактной
зонах
24
Региональная экология, № 1–2 (31), 2011
Таблица 3
Динамика суммарного содержания (мг/кг АСВ) никеля и меди
в ассимиляционных органах растений, произрастающих по градиенту
аэротехногенного загрязнения в период с 1981 по 2008 гг.
Год
отбора
проб
1981
1984
1988
1997
2005
2008
F1
Фоновый район
Буферная зона
Импактная зона
Pinus sylvestris
7.0 ± 0.2
8.4 ± 0.1
16.5 ± 0.4
7.2 ± 0.3
5.3 ± 0.2
4.6 ± 0.1
9.8*
59.3 ± 2.2
88.2 ± 1.4
92.9 ± 4.7
34.3 ± 1.9
22.5 ± 1.0
37.9 ± 0.6
21.4*
234 ± 9
339 ± 15
379 ± 43
190 ± 20
47.4 ± 4.2
76.4 ± 2.9
43.1*
Vaccinium myrtillus
1981
1989
1997
2000
2002
2005
2008
F
10.3 ± 0.4
9.1 ± 0.9
17.3 ± 0.4
11.7 ± 0.2
15.9 ± 0.5
10.0 ± 0.5
11.1 ± 0.1
10.5*
28.4 ± 1.5
27.4 ± 0.7
47.6 ± 1.4
34.4 ± 0.3
35.2 ± 0.3
29.9 ± 1.4
34.0 ± 0.4
20.8*
152 ± 2
122 ± 2.1
176 ± 4
69.4 ± 2.0
57.5 ± 0.2
36.1 ± 2.1
70.6 ± 0.7
203*
V. vitis-idaea
1981
1989
1997
2000
2002
2005
2008
F
8.9 ± 0.3
8.4 ± 0.3
12.9 ± 0.9
9.5 ± 0.8
11.4 ± 0.5
4.7 ± 0.2
6.2 ± 0.2
35.0*
30.2 ± 1.5
27.5 ± 1.0
38.3 ± 2.0
26.1 ± 3.6
26.1 ± 1.0
14.2 ± 0.7
18.7 ± 1.0
8.9*
127 ± 3
75.4 ± 4.0
141 ± 2
51.8 ± 7.6
55.3 ± 0.8
42.5 ± 2.0
63.2 ± 1.2
45.9*
Empetrum hermaphroditum
1981
1989
1997
2004
2008
F
20.0 ± 1.0
23.8 ± 1.3
26.6 ± 2.0
19.2 ± 0.8
16.5 ± 1.2
12.4*
40.6 ± 1.6
42.2 ± 2.7
60.5 ± 2.0
27.1 ± 2.1
30.7 ± 1.0
23.8*
1375 ± 32
н.д.
437 ± 24
211 ± 8
112 ± 3.0
169*
Arctostaphylos uva-ursi
1981
1989
1997
2002
2008
F
н.д.
6.0 ± 0.5
7.9 ± 0.2
7.6 ± 0.2
4.2 ± 0.1
21.4*
16.9 ± 0.2
22.4 ± 2.0
н.д.
14.6 ± 0.4
10.7 ± 0.3
15.8*
72.0 ± 2.0
64.2 ± 2.6
83.3 ± 3.0
37.1 ± 0.4
37.5 ± 1.9
12.4*
Примечания. Приведены средние значения и ошибка среднего; 1 критерий Фишера; * различия достоверны при уровне значимости <0.05; н.д. нет данных.
25
Региональная экология, № 1–2 (31), 2011
Таблица 4
Распределение хвои Pinus sylvestris с разной степенью повреждения
в условиях разного уровня аэротехногенного загрязнения в 1988 и 2008 гг.
Площадь
повреждени
я,
% от общей
поверхност
< 1 (здоровая)
и
1–5
Фоновый район
Импактная зона
Возраст хвои, лет
1
2
3
1
2
3
1
2
3
100
98
100
95
0
5
98
96
2
2
66
98
31
1
3
0
17
93
56
6
17
0
9
0
1
0
0
1
10
94
56
6
16
0
16
0
2
0
25
74
37
23
17
3
12
0
9
0
0
55
6
27
21
13
38
5
19
0
3
0
13
0
0
12
0
49
27
32
36
7
20
0
7
0
10
0
6–10
11–25
Буферная зона
0
2
26–50
51–75
0
1
> 76
Примечание. Над чертой — данные 1988 г., под чертой — данные 2008 г.
симальным значениям, зарегистрированным
в 1984–1988 гг. Между суммарной концентрацией никеля и меди в хвое P. sylvestris и объемом
выбросов твердых веществ комбината существует линейная связь (r = 0.93, n = 6, p < 0.05).
В период с 1980 по 1990 гг. продолжительность жизни хвои P. sylvestris была достоверно
ниже, чем в фоновых условиях, и составляла
в среднем около 4 лет, при этом преобладание
неповрежденной хвои (66 %) зарегистрировано
только для 1-летней хвои. У большей части (56 %)
2-х и 3-х-летней хвои площадь повреждения составляла 1–5 %. В 2005–2008 гг. состояние хвои
как по продолжительности жизни, так и по степени повреждения достигло фоновых значений
(рис. 3, табл. 4). Между продолжительностью
жизни хвои P. sylvestris и ежегодным объемом
атмосферных выбросов сернистого ангидрида
и твердых веществ отмечается отрицательная
связь: коэффициенты корреляции составляют
соответственно –1.0 и –0.97 (n = 4, p < 0.05). Взаи-
Рис. 4. Динамика индекса техногенной нагрузки в период исследований
мосвязь между содержанием тяжелых металлов
в хвое P. sylvestris и продолжительностью ее жизни отсутствует.
В начале исследований (1982 г.) при максимальных объемах атмосферных выбросов
индекс жизненного состояния сосновых древостоев был достоверно ниже, чем его фоновое значение, и составлял 0.76 отн. ед. (рис. 2).
В дальнейшем ухудшение состояния сосновых
древостоев продолжалось, минимальные значения (0.53–0.57 отн. ед.) были зарегистрированы
в 1987–1990 гг., через 15 лет после достижения
объемов ежегодных выбросов загрязняющих
веществ максимальных величин, наблюдавшихся в период с 1973 по 1992 гг. В 2005–2008 гг.
на фоне существенного снижения количества
выбросов (в 5–8 раз) начался процесс улучшения жизненного состояния древостоев, при этом
величина индекса достигла значений, зарегистрированных в начале исследований.
Проективное покрытие и высота травянокустарничкового яруса сосновых лесов за весь
период исследований достоверно не отличались
от фоновых значений (табл. 2), при этом содержание никеля и меди в листьях доминантных видов кустарничков в 2–3 раза превышало фоновые
концентрации (табл. 3). Связь между изменением
концентраций тяжелых металлов в листьях кустарничков и динамикой выбросов, а также динамикой содержания кислоторастворимых форм
никеля и меди в органогенном горизонте почвы
не выявлена.
Состояние мохово-лишайникового яруса в течение всего периода исследований оставалось
26
Региональная экология, № 1–2 (31), 2011
существенно нарушенным: в покрове преобладали раннесукцессионные виды, покрытие климаксовых видов не превышало 10 %, что в 5 раз
меньше, чем в фоновых условиях (табл. 2). Высота яруса составляла в среднем 3 см, что в 1.5–
3 раза меньше соответствующих фоновых значений. Наиболее нарушенное состояние яруса
зарегистрировано в 1994 г. в ответ на 20-летний
период максимальных атмосферных выбросов
(1973–1992 гг.): полное отсутствие основного
доминанта мохового покрова фоновых сосновых лесов — Pleurozium schreberi и минимальное
(~1.5 %) покрытие видов рода Cladina (табл. 2).
В 2006 г. общее проективное покрытие яруса
оставалось на уровне 1994 г., но покрытие климаксовых видов увеличилось до ~9 %, что свидетельствует о незначительном улучшении состояния яруса в ответ на резкое снижение воздушного
загрязнения. Скорость восстановления покрытия
климаксовых видов в буферной зоне составляет
0.5% год–1, что примерно в 3 раза меньше, чем
в фоновых условиях. В настоящее время в сложении мохово-лишайникового яруса основную роль
по-прежнему играют раннесукцессионные виды
лишайников (Trapeliopsis granulosa, Cladonia
spp.) (табл. 2). Такое состояние напочвенного
покрова наблюдается при давности пожара 10–
15 лет (Горшков 1993, Горшков, Баккал, 2009),
тогда как современная давность пожара в анализируемых сообществах составляет ~80 лет.
Таким образом, в буферной зоне динамика состояния древесного яруса определяется режимом
атмосферных выбросов сернистого ангидрида,
а не уровнем загрязнения почв тяжелыми металлами. В отличие от древесного яруса, динамика
состояния мохово-лишайникового покрова связана как с уровнем атмосферного, так и почвенного загрязнения. Следует отметить, что моховой
компонент мохово-лишайникового яруса является наиболее чувствительным к комплексному
воздействию загрязнителей. Травяно-кустарничковый ярус устойчив к наблюдавшимся в данной
зоне концентрациям загрязнителей в атмосфере
и почве.
Импактная зона. Динамика содержания
кислоторастворимых форм тяжелых металлов
в органогенном горизонте почв в период исследований имела характер, не зависимых от режима атмосферных выбросов флуктуаций. Индекс
техногенной нагрузки варьировал в интервале
30–100 отн. ед., причем в последние годы отмечаются максимальные его величины (рис. 4). Следует отметить, что вымывание тяжелых металлов
из органогенного горизонта почвы – очень длительный процесс, и время, за которое произойдет
самоочищение почвы (при полном отсутствии
атмосферного загрязнения) до значений, наблю-
дающихся в буферной зоне, оценивается примерно в 100 лет (Лянгузова, 2009).
Максимальные концентрации тяжелых металлов в хвое P. sylvestris, в 20–40 раз превышающие фоновые значения, были зарегистрированы
в 1984–1988 гг., а минимальные (в 10–20 раз
выше, чем фоновые) отмечались в 2005–2008 гг.
(табл. 3). Коэффициент корреляции между содержанием никеля и меди в хвое P. sylvestris и ежегодным объемом выбросов твердых веществ
составляет 0.95 (n = 6, p < 0.05). Снижение суммарной концентрации никеля и меди в ассимиляционных органах P. sylvestris обусловлено уменьшением доли их воздушного поступления, т. к.
уровень загрязнения верхнего горизонта почвы
остается очень высоким.
Продолжительность жизни хвои P. sylvestris
в пределах импактной зоны за период исследований варьировала от 1.4 до 4.6 лет (рис. 3). Минимальные величины зарегистрированы в 1987 г.,
максимальные — в 2005–2008 гг. Динамика продолжительности жизни хвои характеризуется
отрицательной связью с объемом выбросов сернистого ангидрида и твердых веществ: коэффициенты корреляции в обоих случаях составляют
–1.00 (n = 4, p < 0.05).
В 1988 г. неповрежденной была только 1-летня хвоя P. sylvestris, доля которой составляла 25 %
(табл. 4). Двух- и трехлетняя хвоя по степени поврежденности практически не различались (повреждения составляли 20–40 %). В 2008 г. доля
неповрежденной хвои P. sylvestris последовательно снижалась с увеличением возраста и составляла 74, 55 и 12 % для 1–3-летней хвои соответственно. При этом у поврежденной хвои площадь
хлорозов и некрозов не превышала 10 %. В целом,
несмотря на значительное улучшение состояния
ассимиляционного аппарата P. sylvestris к концу
периода исследований (2005–2008 гг.), продолжительность жизни и степень повреждения хвои
были существенно ниже фоновых значений.
В течение всего периода исследований в пределах импактной зоны древесный ярус характеризовался высокой степенью угнетенности.
В период с 1981 по 1990 гг. продолжался процесс
ухудшения его состояния (индекс снизился с 0.39
до 0.29) (рис. 2). Как и в буферной зоне, наихудшее состояние древесного яруса отмечено через
15 лет после достижения объемов ежегодных выбросов максимальных величин, наблюдавшихся
в период с 1973 по 1992 гг. На фоне последующего резкого снижения аэротехногенной нагрузки состояние древесного яруса сосновых лесов
заметно улучшилось, и в 2008 г. индекс жизненного состояния существенно увеличился, однако его величина (0.47) осталась почти в 2 раза
ниже, чем в фоновых условиях. Следует отме27
Региональная экология, № 1–2 (31), 2011
тить, что в 2005–2008 гг. впервые на территории
импактной зоны было зарегистрировано появление в древесном ярусе неугнетенных (здоровых)
особей P. sylvestris, доля которых составила 22 %
от общего числа деревьев. Улучшение состояния
древесного яруса в ответ на сокращение атмосферных выбросов при сохраняющемся уровне
почвенного загрязнения, по-видимому, обусловлено тем, что основная масса всасывающих корней P. sylvestris расположена в минеральных, значительно менее загрязненных горизонтах почвы
(Влияние..., 1990).
Общее проективное покрытие травяно-кустарничкового яруса за период с 1984 по 2006 гг.
снизилось от 14 до 6 % (табл. 2). Последняя величина достоверно отличается от фоновых значений. Отрицательная реакция яруса на снижение
атмосферных выбросов связана с длительным
воздействием высоких концентраций тяжелых
металлов в органогенном горизонте почвы,
где расположена основная масса корней и подземных побегов кустарничков. Средняя высота
яруса за период исследований составляла 7–8 см,
что в 1.5–2 меньше, чем в фоновом районе. Доминантом яруса в течение всего периода исследований в отличие от фоновых сообществ является
Arctostaphyllos uva-ursi.
Содержание тяжелых металлов в листьях
кустарничков к концу периода исследований сократилось в среднем в 2 раза по отношению к
их максимальным концентрациям в этой зоне,
а в листьях E. hermaphroditum — более чем
в 10 раз (табл. 3). В течение всего периода исследований максимальные (110–1375 мг/кг АСВ)
концентрации тяжелых металлов отмечены в листьях E. hermaphroditum, минимальные (37–83 мг/
кг АСВ) — A. uva-ursi. В то же время, в пределах
импактной зоны динамика суммарного содержания тяжелых металлов в листьях кустарничков
не связана ни с режимом атмосферных выбросов,
ни с изменением уровня загрязнения верхнего
почвенного горизонта.
В течение всего периода исследований мохово-лишайниковый ярус находился в полностью
разрушенном состоянии: его проективное покрытие составляло ~10 %, а высота — 0.5 см, что соответственно в ~7 и 15 раз меньше фоновых значений этих величин (табл. 2). В формировании
покрова участвуют только раннесукцессионные
виды. Общее состояние яруса соответствует начальным стадиям восстановления в фоновых
районах, регистрируемое через 5–10 лет после
пожара (Горшков 1993; Горшков, Баккал, 2009).
Время восстановления всех характеристик мохово-лишайникового яруса при полном отсутствии
атмосферного загрязнения с учетом скорости
самоочищения почвы можно оценить в 200 лет.
При сохраняющемся уровне аэротехногенного загрязнения мохово-лишайниковый ярус останется в полностью разрушенном состоянии
на неопределенно долгое время.
Таким образом, в пределах импактной зоны
динамика жизненного состояния сосновых древостоев определяется уровнем аэротехногенного
загрязнения. Отсутствие заметных положительных реакций травяно-кустарничкового и мохово-лишайникового ярусов на снижение объема
атмосферных выбросов обусловлено сохранением высокого уровня загрязнения почв тяжелыми
металлами. Различие в реакции P. sylvestris, с одной стороны, и растений травяно-кустарничкового и мохово-лишайникового ярусов, с другой,
на снижение объема атмосферных выбросов связано с сохранением высоких концентраций тяжелых металлов в органогенном горизонте почвы
и разной степенью контакта с ней всасывающих
корней деревьев и кустарничков и слоевищ мхов
и лишайников.
Заключение
Многолетняя динамика содержания подвижных форм никеля и меди в органогенном
горизонте почв характеризуется флуктуациями,
не связанными с изменением поступления полиметаллической пыли от источника выбросов.
Содержание кислоторастворимых форм тяжелых металлов в органогенном горизонте почвы
может служить индикатором для выделения зон
загрязнения, но не маркером режима воздушного
поступления загрязнителей. Концентрации тяжелых металлов в органогенном горизонте почвы,
в 30–100 раз превышающие фоновые, являются
пороговыми и приводят к сильно нарушенному состоянию травяно-кустарничкового яруса
и полностью разрушенному — мохово-лишайникового яруса.
Наличие связи между режимом выбросов с содержанием тяжелых металлов в хвое P. sylvestris
и ее отсутствие с содержанием тяжелых металлов
в листьях кустарничков в буферной и импактной
зонах свидетельствует о том, что древесный ярус,
даже в разрушенном состоянии, сохраняет свою
фильтрующую функцию и перехватывает основное количество пылевых загрязняющих веществ
из воздуха.
Динамика разных компонентов сосновых лесов в фоновых условиях обусловлена естественными сукцессионными процессами, в буферной
и импактной зонах — режимом атмосферных
выбросов и содержанием тяжелых металлов
в почве.
Нормальное функционирование лесных экосистем невозможно без восстановления парамет28
Региональная экология, № 1–2 (31), 2011
ров мохово-лишайникового яруса, обеспечивающего стабильность гидротермического режима
верхних горизонтов почв. В буферной зоне его
восстановление и, следовательно, полное восстановление лесных сообществ возможно только
через ~100 лет, даже при полном прекращении
поступления загрязнителей. При сохранении
современного объема атмосферных выбросов
параметры мохово-лишайникового яруса на территории буферной зоны полностью не восстановятся. В импактной зоне при сохранении современного уровня аэротехногенной нагрузки
мохово-лишайниковый ярус останется полностью разрушенным, следовательно, и все другие
ярусы будут находиться в угнетенном состоянии
неопределенно долгое время. При прекращении
деятельности комбината восстановление моховолишайникового яруса в импактной зоне начнется
через ~100 лет, когда концентрации тяжелых металлов в органогенном горизонте почвы достигнут значений, наблюдающихся в буферной зоне.
Для полного восстановления всех компонентов
лесных сообществ в импактной зоне потребуется
период порядка 200 лет.
Работа выполнена при поддержке Программы ОБН РАН «Биоресурсы». Авторы выражают искреннюю признательность коллегам, помогавшим в сборе материала, принимавшим активное участие
в обсуждении результатов и давшим ценные советы и консультации.
БИБЛИОГРАФИЧЕСКИЙСПИСОК
1. Алексеев В. А. Некоторые вопросы диагностики
и классификации поврежденных загрязнением лесных
экосистем // Лесные экосистемы и атмосферное загрязнение. Л.: Наука, 1990. С. 38–54.
2. Влияние промышленного атмосферного загрязнения на сосновые леса Кольского полуострова. Л.:
БИН РАН, 1990. 195 с.
3. Государственный доклад «О состоянии и об охране окружающей среды Российской Федерации
в 2005 году» / Под ред. Туманова Т. В., Лешкевич Т. В.
М.: АНО «Центр международных проектов», 2006. 500 с.
4. Динамика лесных сообществ Северо-Запада России. — СПб.: ВВМ, 2009. 276 с.
5. Загреев В. В., Сухих В. И., Швиденко А. З., Гусев Н. Н., Мошкалев А. Г. Общесоюзные нормативы
для таксации лесов. М.: Колос, 1992. 495 с.
6. Зайцев Г. Н. Математическая статистика в экспериментальной ботанике. М.: Наука, 1984. 424 с.
7. Кабата-Пендиас А., Пендиас Х. Микроэлементы
в почвах и растениях. М.: Мир, 1989. 439 с.
8. Кольская ГМК. Ежегодник. 2007. № 5. 87 с.
9. Лозановская И. Н., Орлов Д. С., Садовникова Л. К. Экология и охрана биосферы при химическом
загрязнении. М., 1998. 287 с.
10. Лукина Н. В., Никонов В. В. Биогеохимические
циклы в лесах Севера в условиях аэротехногенного загрязнения. Апатиты: КНЦ РАН, 1996. Ч. 1–2.
11. Лукина Н. В., Никонов В. В. Питательный режим
лесов северной тайги: природные и техногенные аспекты. Апатиты: КНЦ РАН, 1998. 316 с.
12. Методы изучения лесных сообществ. СПб.: НИИ
химии СПбГУ, 2002. 240 с.
13. Позняков В. Я. Североникель. 1999. 370 с.
14. Практикум по агрохимии. М.: МГУ, 2001. 689 с.
15. Раменская М. Л. Микроэлементы в растениях
Крайнего Севера. — Л.: Наука, 1974. 158 с.
16. Санитарные правила в лесах Российской Федерации (Утв. приказом Федеральной службы лесного хозяйства России от 15.01.1998). М., 1998. № 10. 18 с.
17. Ярмишко В. Т. Сосна обыкновенная и атмосферное загрязнение на Европейском Севере. СПб.: НИИ химии СПбГУ. 1997. 210 с.
29
Региональная экология, № 1–2 (31), 2011
30