1 факторы и закономерности миграции тяжелых металлов в

ФАКТОРЫ И ЗАКОНОМЕРНОСТИ МИГРАЦИИ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ
В ЛЕСНЫХ ГЕОСИСТЕМАХ РЯЗАНСКОГО РЕГИОНА
С.А. Тобратов, В.И. Попов, А.В. Попова
Рязанский государственный университет имени С.А. Есенина,
ФГУ станция агрохимической службы «Рязанская»
Введение. Значимость исследований поведения в ландшафтах тяжелых металлов (ТМ)
обусловлена их приоритетной ролью в современных процессах загрязнения окружающей
среды, экологической опасностью их малых концентраций, а также сохраняющимся
дефицитом данных по их гипергенной геохимии. В частности, при относительно более
высокой степени изученности распределения ТМ в сельскохозяйственных почвах
Рязанской области [9], аналогичные сведения по лесным геосистемам практически
отсутствуют. Тем не менее, именно леса являются фоновым типом экосистем в нашем
регионе, именно древесная растительность до широкого антропогенного освоения
территории выступала в качестве регулятора почвообразования, эрозии, твердого и
гидрохимического стока. Таким образом, реконструкция фоновых условий миграции
вещества должна базироваться на изучении функционирования лесных геосистем. Кроме
того, такое изучение позволяет оценить наиболее устойчивые, долговременные тенденции
геохимических процессов в связи с тем, что химический состав биомассы древесных
растений интегрально отражает условия не одного, а, по крайней мере, нескольких
вегетационных периодов. Тем самым, наиболее техногенно загрязняемые территории
могут быть отграничены от тех, где загрязнение проявляется нерегулярно и не является
значимым.
Материалы и методы. Объектами исследований были лесные геосистемы центральной и
юго-западной части Рязанской области, от мещерских лесов Клепиковского района до
лесных массивов Окско-Донского плоскоместия на границе с Тамбовской областью,
включая сохранившиеся пойменные дубравы (Луковский лес). Исследовались не только
близкие к фоновым, но и вторичные сообщества и искусственно созданные экосистемы
лесных полос, имеющие в регионе широкое распространение. Уделено внимание
интразональным гидроморфным природным комплексам западин на Окско-Донской
равнине. Геохимическая структура и функционирование геосистем изучались путем
опробования их сопряженных компонентов (верхнего 0-20 см слоя почв, двухгодичного
прироста древесных растений, грунтовых и поверхностных вод). В качестве маркеров
функционирования рассматривались ТМ (Cu, Zn, Pb, Cd), которые относятся к числу
приоритетных как для фонового мониторинга окружающей среды, так и экологических
оценок территории. Отбор образцов компонентов проводился в августе – сентябре 2006 г.
Содержание ТМ анализировалось атомно-абсорбционным методом; экстрагенты для
валовых и подвижных форм – соответственно 5 н. HNO3 и ацетатно-аммонийный буфер с
рН 4,8, что примерно соответствует реакции клеточного сока корневых волосков
растений. Проведено также изучение факторов миграции ТМ в геосистемах:
гранулометрического состава почв (по Качинскому), рН KCl почвенного раствора,
содержания в почвах гумуса (по Тюрину). Результаты лабораторных испытаний
подвергались
статистической
обработке
(корреляционный,
регрессионный,
дисперсионный анализы, описательная статистика), при установлении географических
закономерностей миграции использовался бассейновый подход.
Результаты и обсуждение. 1) Накопление и миграция ТМ в почвах. Почвенногеохимические условия являются исходной предпосылкой всех форм миграции элементов.
В литературе [2,3,5,6,7,10,11] широко освещены геохимические особенности различных
ТМ и факторы, способствующие их аккумуляции в почвах. В частности, отмечено
1
сходство в поведении в ландшафте геохимических аналогов – Zn и Cd, Pb и Cu. Для
первых двух элементов такое сходство обусловлено строением валентных эленктронных
орбиталей, что отражено в их положении в таблице Менделеева; для второй пары
ведущую роль играет сродство к органическому веществу [8], вследствие чего
формирование органо-минеральных форм миграции нивелирует различия в строении
атомов. Подчеркивается также [5] тяготение Cd к пребыванию в ионной форме.
Отмечается, что выведению из миграции и накоплению ТМ в почвах способствуют
тяжелый гранулометрический состав, богатство стабильными высокомолекулярными
компонентами гумуса и щелочная реакция. Указанные закономерности чаще всего
устанавливались в лабораторных экспериментах [12] и слабо обеспечены фактическим
материалом по конкретным геосистемам.
В ходе проведенного исследования установлено, что в распределении валовых форм ТМ
многие известные закономерности проявляются достаточно четко, причем все изученные
металлы демонстрируют значительное сходство в своем поведении (табл. 1). Наиболее
благоприятные условия для аккумуляции складываются при богатстве органикой и
илистой фракцией (т.е. в торфяных и черноземных почвах), причем совместное влияние
данных двух факторов в черноземах в большинстве случаев (за исключением свинца)
оказывается более значимым. Минимумы валовых почвенных концентраций всех
элементов приурочены к дерново-подзолистым почвам, сформированным на
четвертичных песках Мещеры и Раново-Пронского зандра. В распределении подвижных
форм ТМ регулярности значительно меньше. Их накопление, более или менее
значительное для всех ТМ, отмечается в поймах, что свидетельствует о макромасштабных
процессах перераспределения элементов по формам рельефа с водным потоками – выносе
с водоразделов и аккумуляции в супераквальных ландшафтах. Данное перераспределение
проявляется лишь в отношении растворимых форм миграции ТМ и в наибольшей степени
характерно для Cd, тяготеющего именно к таким формам. На распределение при этом Cu
влияет не только рельеф, но и избирательное поглощение ольхой – типичным растением
пойм малых рек (подробнее – см. ниже: рис. 9). Свинец, однозначно тяготеющий к
органическому веществу, проявляет максимальную подвижность в торфяных почвах
Мещеры, а подвижность Zn и Cd в них, наоборот, минимальна, т.к. на данные элементы, в
отличие от Pb, торф действует в качестве иммобилизатора. Тяжелый мехсостав и
относительное богатство гумусом – факторы, определяющие аккумуляцию валовых форм,
– одновременно снижают подвижность ТМ, в результате чего в серых лесных почвах и
черноземах подвижность находится на среднем уровне или вообще минимальна (Zn). Для
элементов, тяготеющих к органике (в основном Pb и Cu), подвижность в черноземах при
этом заметно выше, чем в серых лесных. Песчаные малогумусные легко промываемые
дерново-подзолистые почвы, с одной стороны, стимулируют подвижность элементов, а с
другой, не способны эффективно сохранять их подвижные формы в пределах профиля.
Поэтому закономерно, что подвижность Cu, Pb и Cd в таких почвах близка к минимуму и
лишь для Zn, наоборот, максимальна. Последнее возможно только при наличии постоянно
действующего источника поступления элемента в почву. Таким источником, как показано
ниже, является опад растений – аккумуляторов цинка. Отметим также, что аллювиальные
почвы поймы Оки, несмотря на тяжелый гранулометрический состав, отличаются очень
низким содержанием ТМ (при чрезвычайно высокой – до 100% – степени подвижности),
причины чего нам в настоящее время неясны.
Данные табл. 1 характеризуют также статистическую значимость влияния
почвообразующих процессов на распределение ТМ. Наиболее тесно связана с процессами
почвообразования медь (пространственное варьирование на 23-30% обусловлено
различиями в генетических типах почв, максимально – для подвижных форм). Подобная
связь статистически существенно (при р=95%) проявляется в отношении подвижных форм
2
мобильного Cd и валовых – менее мобильного Pb. А цинк, зависимый от совершенно
самостоятельного фактора – избирательности биопоглощения – не проявляет связи с
почвообразовательным процессом.
Таблица 1
Содержание ТМ в почвах различных типов, верхний 0-20 см горизонт
(результаты дисперсионного анализа)
а) валовые формы (мг/кг)
Cu
Zn
Pb
Cd
Типы почв
2
2
2
Х
Х
Х
Х



2
9,67
91,78
2,04
0,020
серые лесные
12,17
36,83
6,02
0,366
16,68
6,24
0,004
дерново-подзолистые 3,19
21,19 296,13
2,88
0,263
96,08
5,40
0,026
аллювиальные
11,68
26,65 313,57
3,57
0,300
154,00
2786,31
20,67
0,029
болотные торфяные 11,23
40,59
8,21
0,360
5,99
2,54
0,006
черноземы
12,99
43,74 293,81
6,04
0,413
rw
0,233
0,067
0,363
–

0,046
0,252
0,008
0,413
б) подвижные формы (мг/кг)
Типы почв
Cu
Zn
Х

0,003
серые лесные
0,115
0,002
дерново-подзолистые 0,132
0,033
аллювиальные
0,353
0,013
болотные торфяные
0,148
0,002
черноземы
0,172
rw
0,496

2
<0,001
Pb

Cd
–
Х

0,124
1,068
0,176
1,390
0,787
1,651
1,890
2,237
0,063
1,495
0,192
Х
2
0,072 0,0008
0,049 0,0009
0,143 0,0056
0
0,050
0,086 0,0013
0,367
0,527
0,075
0,007
Х
1,446
5,793
3,875
1,242
1,242
2
0,374
138,50
8,236
0,155
0,687
2
Примечания: 1) экстрагенты: для валовых форм – 5 н. HNO3, для подвижных – ацетатноаммонийный буфер с рН 4,8.
2) Х – среднее значение, мг/кг;
2
- внутригрупповая дисперсия, мг/кг;
rw – внутриклассовый коэффициент корреляции, характеризующий влияние фактора (в данном
случае – группировка по типам почв) на результативный признак и рассчитываемый по формуле:
rw =
А2 – Z 2
2
А + (nc-1) z2
2
2
где А и z – соответственно факториальная и случайная дисперсии значений концентраций, nс –
усредненный объем градаций изучаемого фактора;
 – уровень значимости.
3) прочерк означает отсутствие связи на любом уровне доверительной вероятности (случайная
дисперсия равна или больше межгрупповой).
Масштабное освоение территории под пашню должно было сказаться на состоянии
рассеянных элементов в почвах. Насколько существенно? Получение ответа на данный
вопрос затруднено тем, что пашня и лесные массивы в настоящее время приурочены к
принципиально различным компонентам ландшафта, а также применением в прошлом
переложной системы земледелия. Сопоставление результатов настоящего исследования с
полученными нами ранее данными по агроландшафтам зоны воздействия Рязанской ГРЭС
(Пронский, Старожиловский, Кораблинский, частично Скопинский районы) [9]
показывает, что пахотные почвы богаче валовыми формами всех ТМ, которые, однако, в
них значительно (для Zn и Pb – в 3-4 раза) менее подвижны, чем в «лесных» почвах (табл.
2). Во многом это обусловлено тем, что современные лесные массивы приурочены в своем
большинстве к эродируемым склонам и песчаным аллювиальным почвам, где условия для
3
Таблица 2
Масштабы трансформации состояния ТМ в почвах зоны воздействия
Рязанской ГРЭС под влиянием земледелия
1
Cu
2
3
13,13
0,166
14,30
0,175
Объект
Почвы
лесных
массивов*
Пахотные
почвы**
Объект
Почвы
лесных
массивов*
Пахотные
почвы**
1
Zn
2
1
Pb
2
3
1,56%
37,13
2,029
1,41%
45,46
0,885
1
Cd
2
3
3
6,16%
6,42
2,085
28,7%
0,348
0,089
27,4%
1,95%
10,41
0,744
7,33%
0,378
0,082
21,2%
Песчаная
фракция, %
Физ. глина, %
Илистая
фракция, %
Гумус, %
рН, %
5,83
38,8
17,5
6,04
5,6
1,79
48,3
20,4
4,14
5,65
Примечание: 1 – среднее валовое содержание в почвах, мг/кг; 2 – среднее содержание в почвах
подвижных форм (экстрагент – ацетатно-аммонийный буфер с рН 4,8), мг/кг; 3 – степень подвижности, %.
*данные 2006 г. **данные 2001 г. [9].
валовые формы
подвижные формы
50
40
50,2
30
Zn
Pb
Cd*
ил
гумус
5,6
поле
5
лесной массив
5
поле
лесной массив
5,6
18,3
поле
лесной массив
0,6
3,7
поле
1,4
2,4
лесной массив
0,82
поле
7,3
12,6
0,86
лесной массив
поле
0,72
1,17
27,2
Cu
лесной массив
15,09
0,13
поле
лесной массив
0
15,2
10
37,9
20
0,23
мг/кг (ТМ), %(ил, гумус), -lg (рН)
60
рН
Рис. 1. Зависимость почвенных концентраций ТМ и их факторов от влияния
земледелия на примере т. № 23 (водораздел) и прилегающего поля (верхняя часть
склона) в условиях темно-серых лесных почв (данные 2001 г.)
*концентрации форм Cd увеличены в 10 раз
4
стабилизации ТМ менее благоприятны – в частности, из-за более легкого
гранулометрического состава (табл. 2). Для пахотных почв характерно также
значительное (почти на 2%) обеднение гумусом и более высокая рН, что (теоретически)
также снижает подвижность. Мобильное состояние ТМ стимулирует радиальную
внутрипрофильную миграцию, в результате реализуется обратная зависимость валовых
концентраций элементов в горизонте А1 от их подвижности. При этом минимальные
различия между пахотными и ненарушенными почвами свойственны меди, которая и в
других аналогичных ландшафтах является самым стабильным элементом [7]. В табл. 2
представлены осредненные значения по региону площадью 1000 км2. Сопоставление
рядом расположенных лесных массивов и полей (рис. 1) может давать несколько иные
результаты (например, накопление в «лесных» почвах Cu, Zn и Pb), но соблюдаются
другие, более устойчивые закономерности: обеднение «лесных» почв легкоподвижным
кадмием, повышение рН на пашне и снижение там гумуса (и илистой фракции) из-за
активизации деградационных процессов после вырубки леса.
Для выявления ведущих факторов поведения ТМ в почвах региона был использован
распространенный статистический прием – расчет регрессионных уравнений. Смысл
метода сводится к установлению коэффициентов, которые отражают степень
и
направление влияния фактора на результативный признак, т.е. на концентрацию в
фитомассе. Чем больше коэффициент по модулю, тем больше вклад фактора;
положительные коэффициенты говорят об усилении биопоглощения под влиянием
данного фактора, отрицательные – об ослаблении. Результаты приведены табл. 3, причем
факторы в уравнениях расположены в порядке убывания значимости; данные по
органическим (болотным) почвам не учитывались.
Подвижная
Валовая
Таблица 3
Факторы накопления форм ТМ в минеральных почвах лесных геосистем
Рязанского региона (результаты регрессионного анализа)

Форма* ТМ
Уравнение регрессии
R2 (R2ТМ)
Cu
Y=5,47+1,219h–0,095п.ф.
0,465
<0,001
Zn
–
–
–
Pb
Y=2,881+1,72pH–0,89h–0,13п.ф.
0,424
<0,001
Cd
Y= –0,244+0,112pH
0,202
0,005
Cu
Y= –0,663+0,218pH –0,056h
0,434 (–)
<0,001
Zn
Y= –9,04+0,375Znвал
0,994 (0,994) <0,001
Pb
Y= –4,86+0,78Pbвал +0,63pH–0,08ил +0,035п.ф.
0,665 (0,330) <0,001
Cd Y= –0,190+0,831Cdвал+0,046pH–0,039h–0,002п.ф.
0,793 (0,435) <0,001
Примечания: 1) Y – зависимая переменная (почвенная концентрация элемента, мг/кг);
Cuвал, Znвал, Pbвал, Cdвал и Cuподв, Znподв, Pbподв, Cdподв – содержание в верхнем 0-20-см слое
почв соответственно валовых и подвижных форм элементов, мг/кг;
рН – реакция почвенного раствора (рНKCl);
ф.гл. – содержание в почвах физической глины (частиц мельче 0,01 мм), %;
ил – содержание в почвах илистой фракции (частиц мельче 0,001 мм), %;
п.ф. – содержание в почвах песчаной фракции (частиц крупнее 0,05 мм), %;
h – содержание в почвах гумуса, %;
R2 – коэффициент детерминации (статистический параметр, характеризующий
адекватность модели экспериментальным данным, в долях от единицы);
R2ТМ – часть интегрального R2, обусловленная наличием в числе предикторов почвенных
концентраций ТМ;
 – уровень значимости.
2) Прочерк означает отсутствие значимой зависимости.
3) Во всех случаях не учитывались данные по зоне влияния выбросов ОАО «Рязцветмет».
*см. примечание 1 к табл. 1
5
Укрупненная оценка факторов показала, что минимальную связь с любыми почвенногеохимическими факторами проявляет распределение Zn (более существенно зависит от
миграции в системе почва – растение, а не от свойств самих почв). Основным фактором
накопления в почве легкоподвижного Cd является реакция почвенного раствора, что
вполне закономерно. В то же время, вопреки теории [2,3,10], в изученных почвах при
более щелочной реакции среды наблюдается не снижение, а рост подвижных форм ТМ.
Данное противоречие обусловлено тем, что рН непосредственно влияет лишь на ионную
форму миграции, которая для зонально-климатических условий Рязанской области не
характерна [12] и имеет определенное значение только для одного элемента – Cd , как
обладающего максимальным ионным радиусом [4,5,10,11]. В то же время стабильность в
растворе комплексов ТМ с гуминовыми кислотами, например, растет именно в щелочной
среде [1]. Преобладающая роль рН как фактора роста подвижности свойственна в
основном Pb и Cu, как элементам с высоким сродством к органике. По этой же причине
валовые концентрации Pb и Cu тесно связаны с гумусом; свинец в почвах региона
подвижнее меди, поэтому данная связь для него отрицательная (табл. 3). Расчеты также
показали, что рост песчаной фракции статистически достоверно снижает почвенные
концентрации ТМ, но его роль, вопреки ожиданиям, не столь существенна. Роль валового
содержания Zn, Pb и Cd, как фактора их подвижности, весьма высока (динамика их
подвижных форм определяется данным фактором на 33-99% и является, таким образом, в
значительной мере пассивной, слабо связанной с почвенными процессами). Подвижность
меди, наоборот, определяется исключительно почвообразованием, о чем свидетельствуют
и данные табл. 1.
2) Концентрации ТМ в фитомассе древесных растений. По Перельману, концентрация
элемента в сопряженной с почвой среде является экстенсивным показателем миграции,
информативность которого в целом невысока. Тем не менее, он позволяет получить
некоторую первичную информацию.
Укрупненный регрессионный анализ факторов накопления ТМ в растениях
(безотносительно к видовым особенностями генетическим типам почв) показал (табл. 4),
что наиболее токсичные элементы – Pb и Cd – поглощаются в целом пассивно:
концентрация в фитомассе определяется в основном почвенной концентрацией. При этом
саморегуляция биопоглощения состоит в том, что его интенсивность снижается с ростом
подвижных форм ТМ, но валовое содержание – показатель, более устойчивый по времени
– напрямую определяет содержание в вегетативных органах. Поглощение менее
мобильного Pb при этом зависит и от гранулометрического состава почв, снижаясь с его
утяжелением. Высокий R2 регрессионной модели для Zn обусловлен тем, что его
содержание в почве само по себе управляется биопоглощением, носящим избирательный
характер. Избирательность поглощения другого биофила – Cu – обусловила отсутствие
значимой связи этого процесса с почвенными факторами. Таким образом, биофильные Cu
и Zn транслоцируются в растения совершенно иначе, чем пассивно поглощаемые Pb и Cd.
Наиболее тесная связь концентрации в фитомассе и типа почвообразования также
характерна для биофильного Zn (табл. 5), а накопление другого биофила Cu – вследствие
ее резкой дефицитности и малоподвижности во всех типах почв региона [7] – связано с
почвообразованием в данном случае существенно слабее. При этом максимумы
накопления практически всех элементов отмечаются в геосистемах мещерских болот.
Минимумы концентраций в фитомассе для разных ТМ локализованы различно. Cu и Zn
слабее всего накапливаются на юго-западе области, где в богатых физической глиной
черноземах элементы труднодоступны для любых растений, хотя их валовые
концентрации высоки. Минимум накопления пассивно мигрирующего Pb совпадает с
6
минимумом его содержания в почве; Cd, как более подвижный токсикант, занимает некое
промежуточное положение между Pb и биофилами (табл. 5).
Таблица 4
Уравнения множественной линейной регрессии для концентрации ТМ
в фитомассе древесных растений (в среднем по сообществам)

ТМ
Уравнение регрессии*
R2
Cu
–
–
–
Zn
Y= 1,30+7,41pH+2,14ил–1,51ф.гл.+0,58h+0,47Znвал +0,74Znподв
0,473
0,002
Pb
Y= –3,12+0,837Pbвал –0,671Pbподв–0,260ил+0,156ф.гл.+0,063п.ф. 0,282
0,044
Cd
Y= 0,077+0,207Cdвал –0,140Cdподв
0,146
0,050
*см. примечания 1 и 2 к табл. 3.
Таблица 5
Концентрации ТМ в фитомассе древесных растений
в зависимости от типа почвообразования (результаты дисперсионного анализа)*
Cu
Zn
Pb
Cd
Типы почв
2
2
2
Х
Х
Х
Х



2
1,11
0,47
серые лесные
4,10
36,60 246,03
0,84
0,135 0,0027
0,68
0,14
дерново-подзолистые
3,41
42,77 509,40
0,54
0,105 0,0012
0,97
0,29
аллювиальные
4,04
41,16 467,91
0,81
0,114 0,0011
0,21
1,53
0,14
болотные торфяные
4,37
103,58
1,87
0,125 0,0025
0,99
1,125
0
черноземы
2,70
22,94 300,86
1,33
0,085
rw
0,069
0,494
0,178
–

0,260
0,001
0,138
0,568
*см. примечания 2 и 3 к табл. 1.
Видовые особенности накопления ТМ охарактеризованы данными табл. 6. Значимость
видоспецифичности наиболее высока для биофильных Cu и Zn (особенно для последнего),
а из токсикантов имеет какое-то значение только для подвижного кадмия, ионные формы
миграции которого доступны для корневого поглощения (однако лишь при р<95%).
Исключение из дисперсионных комплексов данных по техногенно загрязняемым
территориям заметно увеличивает статистическую значимость видовых различий, даже
уровень значимости модели для Pb снижается в 2 раза.
Таблица 6
Концентрации ТМ в фитомассе древесных растений
в зависимости от видовых особенностей (результаты дисперсионного анализа)
Cu
Zn
Pb
Cd
Систематические
группы
1
2
1
2
1
2
1
2
береза
4,138
3,884 86,702 78,886 9,124
1,522
0,187
0,167
дуб
3,827
3,827 17,243 17,243 2,546
2,546
0,137
0,137
сосна
4,204
3,483 27,159 27,501 7,452
0,997
0,082
0,074
липа
4,490
5,194 21,187 19,984 2,226
1,414
0,144
0,148
ивовые
4,409
4,409 70,706 70,706 1,069
1,069
0,219
0,219
осина
4,346
4,346 73,666 73,666 0,892
0,892
0,134
0,134
клен
3,918
3,864 23,153 23,432 2,432
0,796
0,195
0,192
ольха
6,260
6,260 23,823 23,823 0,430
0,430
0,063
0,063
rw*
0,002
0,210
0,404
0,475
–
–
0,098
0,115
0,430
0,017
<0,001 <0,001
0,913
0,469
0,097
0,096
*
Примечание: 1 – среднее по всем точкам опробования; 2 – то же, за исключением территорий,
интенсивно загрязняемых через атмосферу.
*см. примечания 2 и 3 к табл. 1.
7
Согласно Ковалевскому (цит. по [11]), контрастность распределения ТМ внутри
сообществ характеризуют коэффициенты относительного содержания элементов по видам
растений (ОСВР), рассчитываемые по формуле
ОСВР = Сi / СТ ,
где Сi – содержание элемента в изучаемом виде растения, а Ст – в эталонном. За эталон
нами принято содержание элементов в вегетативных органах дуба, как вида –
эдификатора для зон смешанных и широколиственных лесов в пределах Рязанской
области. Если ОСВР превышает 2,4, то такие растения относятся к концентраторам, а если
менее 0,4 – к деконцентраторам:
Концентраторы
Деконцентраторы:
Слабые – 2,4 - 4,0
Слабые – 0,4 – 0,25
Умеренные – 4,0 – 25,0
Умеренные – 0,25 – 0,04
Интенсивные – 25 – 400,0 и более
Интенсивные – 0,04 – 0,0025
Результаты расчетов приведены в табл. 7. Они свидетельствуют, что береза, осина,
ивовые и тополь являются концентраторами цинка. Это отражает их естественные
биогеохимические особенности. Они относятся к группе гумидокатных видов, т.е. тех,
которые способны к избирательному накоплению катионогенных элементов, в частности
цинка. Цинк при этом является эффективным маркером данных видов. Гумидокатность их
обусловлена генетически и связана с историей их эволюции во влажных бореальных
климатах, где общая геохимическая обстановка способствует закислению. При этом ионы
Н+ являются конкурентами для катионов металлов за места в почвенном поглощающем
комплексе, поэтому ППК насыщенны Н+, а металлы мигрируют в растворах и доступны
для поглощения корнями. Сосна выступает в качестве концентратора свинца. Это
геохимическое свойство сосны проявляется не повсеместно и обусловлено, в частности,
способностью данного вида безбарьерно поглощать Pb при интенсивном техногенном
загрязнении в окрестностях Новомичуринска и вблизи Ряжского шоссе. Гумидокатные
виды, в отличие от сосны, как правило, деконцентрируют свинец (ольха, черемуха, тополь
– ОСВР ≤0,4). В целом, сопоставляя полученные нами данные с градациями Ковалевского,
следует признать, что как концентрирование так и деконцентрирование элементов
различными видами древесных растений в Рязанском регионе являются средне- и
малоинтенсивными.
Таблица 7
Коэффициенты ОСВР в лесных геосистемах Рязанской области
Виды древесных растений
Cu
Zn
Pb
Береза
1,00262
1,58
4,388
Дуб
1,00
1,00
1,00
Сосна
1,1
1,58
2,92
Липа
1,17
1,23
0,87
Ивовые
1,15
0,40
4,1
Осина
1,14
0,35
4,27
Клен
1,02
1,34
0,95
Ольха
1,63
1,38
0,17
Ясень
0,6
0,7
1,30
Тополь
1,3
0,40
4,89
Черемуха
0,86
1,03
0,24
Вяз
0,57
1,15
1,50
Лещина
1,37
1,03
1,84
Примечание:
деконцентрации.
полужирным
шрифтом
выделены
случаи
концентрации,
Cd
1,18
1,00
0,6
1,05
1,6
0,98
1,42
0,46
0,44
0,69
0,88
0,8
0,15
подчеркиванием
–
8
Многие природные и искусственно созданные экосистемы выполняют роль
экологического каркаса современных ландшафтов, одной из функций которого является
локализация загрязняющих веществ. Геохимические последствия и эффективность такой
локализации характеризуются данными рис. 2, где показаны различия содержания ТМ в
вегетативных органах березы, взятых из разных частей снегозащитной лесополосы вдоль
дороги Рязань-Пронск. Хорошо заметно резкое снижение кадмия и особенно свинца,
сопряженное с ростом содержания биогенных элементов, при удалении от дороги. Можно
заключить, что двухрядная лесополоса способна снижать атмосферную миграцию
аэрозольных компонентов выхлопов автотранспорта почти до фонового уровня. При этом
рост Cu и Zn в органах березы произошел именно вследствие снижения фолиарного
поглощения токсикантов, которые тем самым выступают в качестве антагонистов по
отношению к биофилам.
100
49,35
1
27,09
2
10
3,89
мг/кг
2,87 3
1
Cu
0,1
Zn
Pb
Cd
0,18
0,08
0,05
Рис. 2. Влияние
автомагистрали
на
содержание
ТМ
в
вегетативных органах
березы
(на
примере
лесополосы
вдоль
автодороги Рязань –
Пронск, между с. Дашки
2-е и Малинищи).
Примечание: 1 – части
крон,
обращенных
к
магистрали, 12 м от дорожного
полотна; 2 – части крон,
обращенных от магистрали, 17
м от дорожного полотна.
0,01
3) Количественные показатели интенсивности биологического поглощения ТМ.
Интенсивным показателем биогенной миграции является коэффициент биологического
поглощения Перельмана (Ах):
AX=ℓX/nX
где ℓX — содержание элемента X в золе растений, nX — или содержание элемента X в горной
породе или почве, на которой произрастает данное растение, или кларк литосферы [10]. В
качестве nX нами использованы почвенные концентрации валовых форм ТМ (0-20 см слой
горизонта А1); зольность фитомассы, согласно рекомендациям [11], принималась равной 5%.
Впоследствии Касимовым [11] предложен коэффициент биогеохимической подвижности Вх,
рассчитываемый по отношению не к валовым, а к подвижным формам элементов в
субстрате:
ВX=ℓX/nXподв.
Данные показатели более адекватно характеризуют геохимическую роль живого вещества в
ландшафте. Они, в частности, взаимосвязаны с почвенными концентрациями
соответствующих форм ТМ, снижаясь под влиянием роста последних: коэффициенты
корреляции отрицательны (табл. 8). Это наиболее характерно для биофильных элементов и
свидетельствует об активности, избирательности их биопоглощения, когда растения
стремятся сохранить постоянство своего микроэлементного состава в условиях вариаций
геохимической среды, снижая интенсивность изъятия элементов при росте их содержания в
субстрате. В то же время такая саморегуляция в отношении токсикантов Pb и Cd выражена
9
слабо, а при интенсивном загрязнении растений через атмосферу (например в зоне
влияния выбросов ОАО «Рязцветмет») вообще не проявляется, и соответствующие
коэффициенты корреляции приближаются к нулю или даже становятся положительными
(Pb). Минимальную трансформацию под влиянием техногенеза претерпевает
биопоглощение меди, что обусловлено как низкой «летучестью» техногенной Cu так и
современной геохимической специализацией хозяйственного комплекса региона, которая
определяет низкую антропогенную эмиссию данного элемента [9].
Таблица 8
Парные коэффициенты корреляции для параметров биопоглощения ТМ древесной
растительностью и содержания их форм в соответствующих почвах
Корреляция между:
Cu
Zn
Pb
Cd
содержанием в почве
-0,584
-0,531
-0,263
-0,396
(-0,585)
(-0,126)
(+0,223)
(-0,299)
валовых форм ТМ и Ах
содержанием в почве
подвижных форм ТМ и Вх
-0,506
-0,450
-0,207
-0,390
(-0,506)
(-0,110)
(-0,091)
(-0,143)
Примечание: подчеркнуты значения r, рассчитанные по выборкам, не включающим ареалы
наиболее интенсивного техногенного загрязнения (т. 34 и 26: районы Южного промузла Рязани и РГРЭС); в
скобках – данные по всем точкам опробования.
Тем не менее, регрессионный анализ факторов биопоглощения показал, что
избирательность данного процесса проявляется и в отношении Pb и Cd, но в 2-4 раза
менее значительно, чем для элементов-биофилов (табл. 9). При этом регрессионные
зависимости, рассчитанные для Ах и Вх, оказались во многом не сходными с теми, что
характеризуют факторы концентрации ТМ в фитомассе и даны в табл. 4. Это в очередной
раз подчеркивает самостоятельное значение разработанных Перельманом и Касимовым
Таблица 9
Факторы биопоглощения ТМ сообществами древесных растений
(результаты регрессионного анализа)
Пара
метр
Ах
Вх
ТМ
Уравнение регрессии
R2 (R2ТМ)

Cu
Y=150,7–16,16pH–2,11Cuвал –0,52h-0,54ф.гл.
0,622 (0,169)
<0,001
Zn
Y= 242,2–20,28pH–3,24Znвал –2,84h+1,16п.ф.
0,590 (0,151)
<0,001
Pb*
Y=10,49–2,06h–1,35Pbвал +0,43ф.гл.+0,21п.ф.
0,310 (0,153)
0,022
Cd
Y= 10,98-7,44Cdвал
0,157 (0,157)
0,013
Cu
Y= 1192,6–686,2Cuподв–66,2pH
0,269 (0,148)
0,004
Zn
Y= 1834,7–226,5pH+6,80h–0,94Znподв
0,415 (0,029)
<0,001
Pb*
Y= 79,28–7,32h–2,91Pbподв –0,70п.ф.
0,204 (0,072)
0,066
Cd
Y= 80,03–34,8Cdподв –7,38pH+0,40п.ф.
0,281 (0,152)
0,008
Примечание:
АХ – коэффициент биологического поглощения;
Вх – коэффициент биогеохимической подвижности;
Y – зависимая переменная (Ах или Вх);
Остальные обозначения – см. примечания к табл. 3.
Во всех случаях не учитывались данные по зоне влияния выбросов ОАО «Рязцветмет».
*для свинца не учитывались данные по болотным геосистемам Мещеры и техногенно
загрязняемым территориям.
10
коэффициентов. В частности, положительные связи Ах и Вх с содержанием ТМ в почвах
никогда не наблюдаются (для величин концентраций в фитомассе такие связи
характерны). Следовательно, растения всегда в той или иной мере снижают
биопоглощение с ростом содержания ТМ в питающей среде, но этот процесс имеет
определенные ограничения: на богатых Pb и Cd почвах на фоне низких Ах и Вх их
концентрация в фитомассе все же достигает повышенных значений. Для биопоглощения
Pb и Cd (особенно для последнего) также наиболее высока доля R2ТМ в суммарном R2
(табл. 9). Отметим также снижение биопоглощения Cu, Zn и Cd с ростом рН, рост АZn и
АPb на песчаных почвах и устойчивую отрицательную связь биопоглощения
геохимических аналогов Cu и Pb с ростом гумуса. Все три отмеченные закономерности
свидетельствуют об «оппозиции» форм ТМ, доступных для корневого поглощения и
форм, поступающих в водную миграцию (органоминеральных комплексов), о чем
говорится и в литературе [4]. Однако данная «оппозиция» все же не абсолютна: в
определенных условиях указанные комплексы способны поглощаться (АPb на Красном
болоте: см. ниже).
Величины Ах элементов в различных природных условиях существенно колеблются:
максимумы Ах превышают их минимальные значения в 300-400 раз, и только для
мобильного, доступного растениям в любых обстоятельствах Cd различия на порядок
меньше: около 30 раз.
Пространственные закономерности величин Ах характеризуются данными рис. 3-6. Как
показано на рис. 3, интенсивность биопоглощения меди минимальна на торфяных почвах
(Красное болото) и черноземах (юго-восток территории), где ее снижению способствует
стабильная органика, а также высокое валовое содержание Cu в субстрате. Несколько
выше, но все же невысоки АCu в условиях серых лесных почв; в наиболее типичных
урочищах Мещеры и поймах рек на юге области коэффициенты находятся на среднем
уровне, в пойме Оки и на песках Раново-Пронского зандра – на повышенном, а максимума
достигают на очень бедных микроэлементами песчаных останцах надпойменных террас
(саморегуляция биопоглощения) и в поймах рек Мещеры (вследствие не только
саморегуляции, но и господства биоконцентратора меди – ольхи).
Распределение АZn значительно менее контрастно (рис. 4), т.к. его почвенные
концентрации во многом сами являются следствием биогеохимических процессов – в
первую очередь активности гумидокатных растений. В результате содержание Zn в
горизонте А1 почв Мещеры – под смешанными лесами с участием березы – даже выше
среднего по региону (чему способствует и гидроморфизм мещерских ландшафтов), а А Zn
на севере и юге области практически идентичны. Высокий уровень биопоглощения Zn
отмечен в гидроморфных ландшафтах пойм (особенно в Мещере), где господствуют
гумидокатные виды, а на черноземах, особенно на хорошо дренированных водоразделах
Среднерусской возвышенности, данный уровень, наоборот, минимален.
Преобладающая часть территории района исследований отличается крайне невысокими
АPb, как следствие саморегуляции вещественного состава фитомассы (рис. 5). А Pb<2
следует признать фоновой характеристикой биопоглощения свинца в любых
ландшафтных условиях. Однако в определенных обстоятельствах саморегуляция
становится менее эффективной. В частности, она не срабатывает в геосистемах
мещерских болот и в пойме Оки (из-за высокой подвижности почвенного Pb);
относительно повышенные АPb отмечаются в Салтыковском прогибе (особенно в
западинах) и на песках Раново-Пронского зандра. Хорошо заметно увеличение АPb под
влиянием антропогенного фактора: на юго-восточной окраине Рязани в ближнем радиусе
воздействия Рязанской ГРЭС (по всем румбам, но более заметно – к юго-востоку, в
11
Условные обозначения:
АCu
<4
4-8
8-16
16-32
32-64
>64
Рис. 3. Пространственные закономерности биологического поглощения меди
сообществами древесных растений
Примечание: карта представительна только для лесных геосистем.
12
Условные обозначения:
АZn
<10
10-20
20-40
40-80
80-160
>160
Рис. 4. Пространственные закономерности биологического поглощения цинка
сообществами древесных растений
Примечание: карта представительна только для лесных геосистем.
13
Условные обозначения:
АPb
<2
2-4
4-8
8-16
16-32
>32
Рис. 5. Пространственные закономерности биологического поглощения свинца
сообществами древесных растений
Примечание: карта представительна только для лесных геосистем.
14
Условные обозначения:
АCd
<5,0
5,0-7,5
7,5-10,0
10,0-12,5
12,5-15,0
>15,0
Рис. 6. Пространственные закономерности биологического поглощения кадмия
сообществами древесных растений
Примечание: карта представительна только для лесных геосистем.
15
соответствии с розой ветров летнего сезона), вдоль основных автомагистралей. Кроме
того, предположительно техногенный характер роста АPb свойственен обширной
территории в радиусе до 20 км от Рязани, включая значительный участок поймы Оки, а
также Раменскую рощу у с. Константиново.
Наиболее сложная пространственная картина характерна для АCd: в различных
ландшафтных условиях он проявляет сходство с разными элементами (рис. 6).
Минимальные уровни АCd на юго-западе территории и средние – на Раново-Пронском
зандре сближают его с медью, распределение АCd в геосистемах пойм юга области (но не
Мещеры) сходно с таковым для Zn, а контрастные максимумы в зонах влияния выбросов
предприятия цветной металлургии и угольной ТЭС однозначно указывают на то, что Cd,
наряду с Pb, является важным техногенным загрязнителем, влияние которого сказывается
и на удалении свыше 10-15 км от источников выбросов. Последнее находит
подтверждение в наших прежних исследованиях [9].
Таким образом, проведенный анализ показал, что пространственная картина
биопоглощения ТМ в значительной степени контролируется почвенно-геохимическими
условиями, а для Pb и Cd играет существенную роль и фактор атмотехногенного
загрязнения. Количественно взаимосвязь биопоглощения и почвообразовательных
процессов охарактеризована на рис. 7 и в табл. 10. Хорошо заметен рост биопоглощения
как реакция на снижение почвенных концентраций ТМ (вследствие чего А х и Вх для
дерново-подзолистых почв достаточно высоки); для цинка, кроме того, весьма активно
биопоглощение в заболоченных котловинах на Мещерской низменности (торфяные
почвы). Наиболее тесно связана с генетическими особенностями почв интенсивность
биопоглощения элементов-биофилов, причем особенно значительно – для Ах (его
пространственное варьирование на 42-46% определяется различиями в типах почв, против
28-34% для Вх). Отметим, что величины Ах отражают наиболее устойчивые многолетние
тенденции биогенной миграции так что различия в rw закономерны. Характерно, что
значимая связь АCu с почвообразованием проявляется на фоне отсутствия такой связи для
концентрации Cu в фитомассе (табл. 5). Это подтверждает более высокую
информативность Ах по сравнению с экстенсивными показателями биогенной миграции.
Аналогичные взаимосвязи для токсикантов значительно слабее, а для свинца вообще
отсутствуют. Последнее обстоятельство в значительной мере определяется потерей
информативности коэффициентами Ах и Вх при аэротехногенном загрязнении растений.
Это, в частности, показано на рис. 8, где представлены данные по Ах наиболее широко
распределенного вида древесных растений – березы. Можно видеть, что на юге региона Ах
вследствие стабильного состояния ТМ в почве и саморегуляции биопоглощения
невысоки. При переходе в зону менее гумусированных серых лесных почв они снижаются
для элементов, тяготеющих к почвенной органике (Cu, Pb, для последнего – в 3 раза) и ,
наоборот, растут для Zn и Cd (для последнего – почти в 2 раза). На бедных элементами
песчаных почвах Мещеры коэффициенты весьма высоки, а на торфяных почвах Красного
болота заметно снижаются (для цинка менее резко, менее чем в 2 раза, т.к. этот элемент
легче поглощается при гидроморфизме субстрата). Тем не менее, снижения АCd и АPb не
происходит: поглощение последнего даже интенсифицируется в болотной геосистеме в 11
раз. Следовательно, комплексы Pb с органическим веществом торфяной залежи в
условиях замедленной гидродинамики являются чрезвычайно доступными растениям, и
барьерные механизмы биопоглощения просто не срабатывают. Техногенное воздействие
на растения лесополосы в форме выхлопов автотранспорта снижает не только
концентрацию в фитомассе (о чем говорилось выше: рис. 2), но и А х биофилов, что
происходит вследствие антагонизма с токсичными ТМ, в основном со свинцом. При этом
АPb на наветренной стороне крон выше фонового уровня в 22 раза. Полиметаллическое
16
350
16
серые лесные
14
300
дерново-подзолистые
серые лесные
аллювиальные
дерново-подзолистые
12
аллювиальные
250
болотные торфяные
черноземы
болотные торфяные
10
черноземы
Ах
Ах
200
8
150
6
100
4
2
50
0
0
Cu
Pb
Zn
типы почв
2000
70
серые лесные
1800
серые лесные
дерново-подзолистые
60
аллювиальные
1600
дерново-подзолистые
аллювиальные
болотные торфяные
1400
50
черноземы
болотные торфяные
черноземы
1200
40
Вх
Вх
Cd
типы почв
1000
30
800
600
20
400
10
200
0
0
Cu
Zn
типы почв
Pb
Cd
типы почв
Рис. 7. Соотношение почвенно-геохимических условий
и параметров биопоглощения ТМ сообществами древесных растений
Таблица 10
Зависимость параметров биопоглощения ТМ в сообществах древесных растений
от типа почвообразования (результаты дисперсионного анализа)

Параметр
ТМ
rw
Cu
0,456
0,002
Zn
0,422
0,036
Ах
Pb
–
0,444
Cd
0,030
0,351
Cu
0,280
0,029
Zn
0,341
0,015
Вх
Pb
–
0,978
Cd
0,238
0,058
Примечание: дисперсионные модели характеризуют только типичные природные условия
накопления ТМ; условные обозначения – см. примечания 2 и 3 к табл. 1.
17
80
Cu
Zn
70
Pb
59,4
Cd
57
60
72,3
загрязнение компонентами выбросов ОАО «Рязцветмет» обеспечивает рост А х всех
элементов: Cu и Zn – в 2-3 раза, тогда как Cd – в 5 раз, а Pb – в 100 раз по сравнению с
фоном. При этом всякая зависимость содержания ТМ в фитомассе от их почвенных
концентраций теряется, что является ограничением для использования коэффициентов А х
и Вх в техногенных геосистемах.
лесополоса; лесополоса;
кроны, обращ. кроны, обращ.
к автотрассе
от
автотрассы
24,2
9,34
15
11,9
8,4
4,2
4,6
М ещера,
Красное
болото
27,27
32,7
условия, близкие к фоновым
10,4
12,1
12,5
29,4
Юг Рязанской
Центр
М ещера,
обл,
Разанской обл,
озерно(черноземы) (серые лесные аллювиальная
почвы)
равнина
4,35
0,55
5,26
0
4,2
0,55
8,42
10
6,6
1,65
4,85
20
0,96
30
27,3
40
24,8
Ах
50
Южный
промузел
г.Рязани
техногенное воздействие
различной интенсивности
Рис. 8. Коэффициенты биопоглощения ТМ березой бородавчатой
в зависимости от ландшафтных условий и уровня загрязнения
Выше было показано (табл. 6) наличие значимых различий концентраций ТМ в фитомассе
разных видов. Существует ли при этом видовая специфичность интенсивности
биопоглощения, т.е. коэффициентов Ах и Вх? Данные табл. 11 и рис 9 позволяют
заключить, что она практически отсутствует: интенсивность биогенной миграции
элементов, даже Zn (по параметру Ах) определяется почвенно-геохимическими
условиями, содержанием ТМ в исходной породе, техногенезом, климатическими
особенностями сезона и т.д., но не видовыми различиями (практически все
дисперсионные модели недостоверны при р=95%, табл. 11). Причина состоит в том, что
распределение растений в ландшафтах не привязано жестко к определенным
местообитаниям, и в процессе освоения различных фаций и урочищ виды, стремясь
сохранить неизменность вещественного состава, существенно меняют интенсивность
биопоглощения. Высокая величина rw для ВZn, по нашему мнению, связана с тем, что
подвижные формы данного элемента в почвах сами по себе образуются под влиянием
видоспецифичного биопоглощения (причем валовые формы не проявляют такой
зависимости, и rw для АZn нулевой). Сравнительно высокий rw для АCu (0,124 на уровне
р=93%) обусловлен лишь одним характерным обстоятельством – присутствием в
дисперсионных комплексах данных по биопоглощению ольхи, которая отличается от
других видов заметно повышенным содержанием меди в зольной части фитомассы (см.
табл. 6), практически одинаковым в ландшафтах Мещеры и юга области. Ольха, как
концентратор меди, способна, по-видимому, даже изменять микроэлементный состав
18
140
Cu
120
Zn
Pb
100
Cd
Ах
80
60
40
20
0
береза
дуб
сосна
липа
ивовые
осина
клен
ольха
среднее
1400
Cu
Zn
1200
Pb
Cd
1000
Вх
800
600
400
200
0
береза
дуб
сосна
липа
ивовые
осина
клен
ольха
среднее
Рис. 9. Коэффициенты биопоглощения (Ах) и биогеохимической подвижности (Вх)
для различных видов древесных растений
Таблица 11
Зависимость параметров биопоглощения ТМ в лесных геосистемах
от видовых особенностей древесных растений (результаты дисперсионного анализа)
Параметр
ТМ
rw *
*
Cu
0,124
0,069
Zn
–
0,739
Ах
Pb
0,066
0,181
Cd
0,070
0,171
Cu
–
0,640
Zn
0,348
<0,001
Вх
Pb
–
0,771
Cd
–
0,643
*см. примечания 2 и 3 к табл. 1.
19
пойменных почв (зафиксировано в т. № 5 на Среднерусской возвышенности).
Данные, представленные на рис. 9 (как и в табл. 6), позволяют четко выделить
гумидокатные виды с высокими АZn и ВZn. Тем не менее, рост данных коэффициентов
может быть связан и с бедностью цинком субстрата, в этом случае он не может служить
надежным критерием гумидокатности (например, для сосны, произрастающей на песках,
АZn даже выше, чем для гумидокатной березы). Мы полагаем, что необходимо
использовать дополнительный критерий – соотношение АPb и АCd (и/или ВPb и ВCd).
Кадмий, как геохимический аналог цинка, гумидокатными поглощается относительно
более интенсивно: АPb<АCd, ВPb<ВCd. Использование данного подхода позволяет
заключить, что к указанной группе растений относятся береза, осина, ольха и все ивовые.
В то же время сосна (из хвойных), приспособленная к обитанию на песках и других
субстратах с низкой водоудерживающей способностью, а также дуб и липа (из
лиственных), географический оптимум которых приурочен к территориям с
коэффициентом увлажнения около 1,0, гумидокатными не являются. Клен канадский
занимает промежуточное положение, тяготея, впрочем, к гумидокатным (см. ВCd для
клена на рис. 9).
Степень взаимосвязанности процессов биопоглощения различных ТМ отражают
результаты корреляционного анализа (табл. 12). Как свидетельствуют приведенные
величины r, устойчивая взаимосвязь характерна лишь для потоков Cu и Zn, которые, тем
самым, поглощаются совместно. Корреляция величин Вх в целом (особенно в фоновых
условиях) менее значительна, очевидно – вследствие сильной временной динамики
подвижных форм ТМ в почвах. Кроме того, корреляция коэффициентов
биогеохимической подвижности наиболее сильно колеблется под техногенным влиянием:
см. парные r Zn с токсикантами. Минимальная взаимосвязь отмечается для
биопоглощения Pb с другими элементами, даже с Cd.
Cu
Zn
Pb
Cd
Таблица 12
Корреляционная матрица для параметров биопоглощения ТМ
Cu
Zn
Pb
Cd
–
+0,651 / +0,652
+0,200 / +0,287
-0,205 / -0,199
+0,303 / +0,188
–
+0,052 / +0,109
-0,147 / -0,180
+0,266 / +0,011
+0,927 / -0,038
–
+0,259 / +0,044
+0,317 / +0,316
+0,944 / +0,347
+0,985 / +0,217
–
Примечания: полужирным шрифтом – коэффициенты корреляции величин Ах элементов,
обычным
шрифтом – величин Вх;
в числителе – данные по всем точкам опробования, в знаменателе – без учета зон наиболее
интенсивного техногенного загрязнения
Таким образом, отмечены специфические черты биогенной миграции Pb и Cd, как
типичных техногенных токсикантов, принципиально чуждых живым организмам (в
количествах выше следовых). Интенсивность их биопоглощения в наименьшей степени
определяется процессами почвообразования или потребностями конкретных видов, а
прямая и косвенная связь с техногенным фактором наиболее значительна. Растения при
этом реализуют барьерные механизмы в отношении проникновения в них данных
элементов, которые срабатывают не всегда (например, не действенны в условиях
мещерских болот). Наиболее адекватным для геохимических оценок лесных геосистем
следует признать коэффициент биопоглощения Ах, как отражающий более стабильные
процессы и, в отличие от Вх, менее подверженный флуктуациям под влиянием случайных
факторов и техногенеза.
20
4) Регуляторная роль почвенно-растительного покрова в миграции элементов. Оценка
интенсивности миграции вещества является конечной целью большинства геохимических
исследований, которые направлены на анализ динамики, а не статичной ситуации. При
этом очевидно, что участие элементов в миграционных потоках определяется тремя
факторами: их собственными химическими свойствами, природными параметрами
геосистем и регуляторной ролью живого вещества, в первую очередь древесных растений.
Источники подвижности элементов по Вернадскому: живое вещество (фактор биогенной
миграции) и природные воды (фактор абиогенной миграции) (цит. по [11]).
Для проведения анализа были выбраны бассейны нескольких малых рек в различных
природных районах Рязанской области: р. Солотча (Мещерская низина), р. Лоша (ОкскоДонская равнина к северу от субширотного участка Прони), р. Галина (восточная
периферия Среднерусской возвышенности) и р. Хупта в ее верховьях (Окско-Донское
плоскоместие). При расчетах мы использовали средние литературные данные по
биопродуктивности в различных сообществах природных зон смешанных и
широколиственных лесов. Уровень биопродуктивности в Мещере был оценен в 10,91 т/га,
в экосистемах широколиственно-лесной зоны и лесостепи принимался равным 13 т/га.
На основании данных геохимического опробования были рассчитаны коэффициенты
биогеохимической активности металлов КВ по Глазовской [3]: отношение годового
биопоглощения элемента к выносу с поверхностными водами за этот же период.
Результаты приведены на рис. 10. Они позволяют проследить существенные
геохимические различия между элементами. В частности, биогенная миграция меди и
цинка – даже в условиях Мещеры – величина, значительно (не менее чем в 6 раз)
превышающая масштаб водной миграции, а интенсивность выноса свинца и кадмия с
поверхностными водами, наоборот, больше, чем накопление в растениях (в Мещере – на
порядок больше). В геосистемах изученных бассейнов, несмотря на их очевидные
различия, ситуация фактически остается неизменной (только интенсивность водного
выноса несколько снижается к югу от Оки в связи с утяжелением гранулометрического
состава почвообразующих пород). КВ свинца, превышающие единицу в бассейнах Лоши
0,1
Pb
Cd
36,4
Zn
14,4
14,7
Cu
0,27
0,89
0,85
1,44
8,3
1,36
0,63
1
0,15
0,09
КВ
10
6,5
15,7
14,4
17,9
100
0,01
Солотча
Лоша
Галина
Верхняя
Хупта
бассейны малых рек
Рис. 10. Коэффициенты биогеохимической активности (КВ)
в зависимости от ландшафтных условий и геохимических свойств ТМ
21
и Галины, полностью обусловлены, по нашему мнению, атмотехногенным фактором, т.к.
данные бассейны попадают в сферу влияния выбросов Рязанской ГРЭС [9].
Таким образом, анализ интенсивности миграционных процессов в геосистемах позволил
разделить элементы на 2 группы:
1. биофильные (медь и цинк);
2. токсичные (свинец и кадмий).
Они принципиально различаются по соотношению биогенных и абиогенных потоков. Для
первых характерно преимущественное накопление в растительном покрове; для вторых в
любых физико-географических условиях преобладает водный вынос, а исключением из
правила могут являться лишь техногенные геохимические аномалии.
Тем самым растительный покров выступает регулятором миграции вещества, накапливая
одни элементы и обусловливая безвозвратный вынос других в зависимости от их
биофильности. Нарушения в соотношениях КВ биофилов и токсикантов мы предлагаем
рассматривать как один из объективных критериев степени техногенной трансформации
геосистем.
Заключение. Проведенное моделирование миграционных процессов в лесных
геосистемах позволило, таким образом, дать характеристику географическим
закономерностям распределения ТМ в почвах и фитомассе, выявить ведущие факторы
миграции и накопления различных форм элементов с количественной характеристикой их
роли, оценить территориальный масштаб и интенсивность техногенных геохимических
воздействий на растительный покров и сопряженные среды, установить ряд наиболее
устойчивых особенностей миграции различных ТМ, имеющих диагностическое значение.
Показатели биогеохимической регуляции миграционных процессов, зависящие от степени
биофильности элементов и ландшафтных условий, могут служить основанием для
дробного геохимического районирования и количественной оценки последствий
антропогенного преобразования ландшафта на геохимическом уровне.
Литература
Александрова Л.Н. Органическое вещество почвы и процессы его трансформации. Л.: Наука, 1980.
280 с.
2. Алексеев Ю.В. Тяжелые металлы в почвах и растениях. Л.: Агропромиздат, 1987. 142 с.
3. Глазовская М.А. Геохимия природных и техногенных ландшафтов. СССР. М.: Высш. шк., 1998. 328
с.
4. Добровольский В.В., Алещук Л.В., Филатова Е.В., Чупахина Р.П. Миграционные формы тяжелых
металлов почвы как фактор формирования массопотоков металлов // Тяжелые металлы в
окружающей среде: Мат. междунар. симпоз. Пущино: ОНТИ НЦБИ, 1997. С.5-14.
5. Елпатьевский П.В. Геохимия миграционных потоков в природных и природно-техногенных
геосистемах. М.: Наука, 1993. 253 с.
6. Ильин В.Б. Тяжелые металлы в системе почва-растение. Новосибирск: Наука, Сиб. отд-ние, 1991.
151 с.
7. Касимов Н.С., Кошелева Н.Е., Самонова О.А. Подвижные формы тяжелых металлов в почвах
лесостепи Среднего Поволжья (опыт многофакторного регрессионного анализа) // Почвоведение,
1995. № 6. С.705-713.
8. Ладонин Д.В., Марголина С.Е. Взаимодействие гуминовых кислот с тяжелыми металлами //
Почвоведение, 1997, № 7. С.806-811.
9. Мажайский Ю.А., Тобратов С.А., Дубенок Н.Н., Пожогин Ю.П. Агроэкология техногенно
загрязненных ландшафтов. – Смоленск: Маджента, 2003. 384 с.
10. Перельман А.И. Геохимия ландшафта. М.: Высшая школа, 1975. 342 с.
11. Перельман А.И., Касимов Н.С. Геохимия ландшафта. М., 1998. 596 с.
12. Пинский Д.Л., Фиала К., Моцик А., Душкина Л.Н. Исследование механизма поглощения меди,
кадмия и свинца лугово-черноземной карбонатной почвой // Почвоведение, 1986, № 11. С.58-66.
1.
22