«БИОГЕОХИМИЧЕСКАЯ ОЦЕНКА СОДЕРЖАНИЯ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ В СОСНОВЫХ БОРАХ СЕМИПАЛАТИНСКОГО ПРИИРТЫШЬЯ ...»

МИНИСТЕРСТВО ОБРАЗОВАНИЯ И НАУКИ

РОССИЙСКОЙ ФЕДЕРАЦИИ

ЧЕЛЯБИНСКИЙ ГОСУДАРСТВЕННЫЙ УНИВЕРСИТЕТ

На правах рукописи

Сибиркина Альфира Равильевна

БИОГЕОХИМИЧЕСКАЯ ОЦЕНКА СОДЕРЖАНИЯ

ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ В СОСНОВЫХ БОРАХ

СЕМИПАЛАТИНСКОГО ПРИИРТЫШЬЯ

Специальность 03.02.08 – Экология Диссертация на соискание ученой степени доктора биологических наук

Научный консультант – доктор биологических наук, профессор Панин Михаил Семенович Омск,

ОГЛАВЛЕНИЕ

Введение. Актуальность темы ……………………………………………….……. Глава 1. Современные представления об аккумуляции и миграции тяжелых металлов в системе «почва-растения» ………………………...………. 1.1 Характер распределения тяжелых металлов по поверхности почвы... …… 1.2 Основные факторы, влияющие на подвижность микроэлементов в почве и их усвоения растительными организмами …

1.3 Геохимические особенности содержания и распределения тяжелых металлов в растительных организмах ……………………………….………....... 1.4 Геохимические особенности содержания тяжелых металлов в грибах……. 1.5 Влияние лесных пожаров на лесные экосистемы ………

Глава 2. Физико-географическая характеристика исследуемой территории Семипалатинского Прииртышья ……………………………………………...…. 2.1 Эколого-геохимическая характеристика почвенного и растительного покрова Семипалатинского Прииртышья ………………………………………. 2.2 Эколого-геохимическая характеристика ленточных сосновых боров Семипалатинского Прииртышья ……………………..………………………...... Глава 3. Объекты и методы исследования ……………..………………………... Глава 4. Биогеохимия тяжелых металлов в почвах, растениях и грибах сосновых боров Семипалатинского Прииртышья ………………...…… 4.1 Валовое содержание и содержание подвижных форм тяжелых металлов в боровых песках сосновых боров Семипалатинского Прииртышья ……......... 4.2 Биогеохимические особенности содержание тяжелых металлов в органах древесных и травянистых растений сосновых боров Семипалатинского Прииртышья ………………………………………………... 4.3 Биогеохимические особенности содержания тяжелых металлов в грибах сосновых боров Семипалатинского Прииртышья ……………...……………... Выводы …………………….. ……………………………………………….. Список литературы …………………………………………….……………... Приложение …….………………………………………………………………... Приложение А. Таблица 3 – Видовой состав травянисто-полукустарникового яруса сосновых боров Семипалатинского Прииртышья …………………….... Приложение Б. Таблица 4 – Видовой состав грибов сосновых боров Семипалатинского Прииртышья ……………………………………………….. Приложение В. Таблица 16 – Распределение тяжелых металлов по органам и тканям Pinus sylvestris L. ……………………………………………………… Приложение Г. Таблица 18 – Среднее содержание тяжелых металлов в Pinus sylvestris L. по пунктам отбора, мг/кг сухого вещества ……………...…. Приложение Д. Таблица 19 – Показатели биогеохимического круговорота тяжелых металлов древостоем Pinus sylvestris L. в зависимости от местопроизрастания …………………………………………………………… Приложение Е. Таблица 20 – Содержание тяжелых металлов в органах и тканях Populus tremula L. и Betula pendula Roth. …………………………….. Приложение Ж. Таблица 22 – Содержание тяжелых металлов в листьях кустарниковых растений ……………………………………………………….. Приложение К. Таблица 23 – Регрессионные связи между содержанием тяжелых металлов в изученных органах и тканях сосны обыкновенной и валовым содержанием и различных их форм в верхнем горизонте почвы на глубине 0-30 см ……………………………………………………………… Приложение Л. Таблица 24 – Корреляционные связи между содержанием тяжелых металлов в изученных органах и тканях сосны обыкновенной и их валовым содержанием и различных форм в верхнем горизонте почвы на глубине 0-30 см ………………………………………………………………… Приложение М. Таблица 25 – Коэффициенты накопления тяжелых металлов древесными и кустарниковыми растениями ……………………….. Приложение Н. Таблица 26 – Содержание тяжелых металлов в травянистых растениях по пунктам отбора, мг/кг сухого вещества ………… Приложение П. Таблица 27 – Содержание тяжелых металлов в травянистых растениях из различных семейств, мг/кг сухого вещества ….… Приложение Р. Таблица 29 – Уровень накопления тяжелых металлов в подземной и надземной части травянистых растений ………………………… Приложение С. Таблица 30 – Уровни накопления тяжелых металлов в надземных органах разных видов травянистых растений ……………………. Приложение Т. Таблица 31 – Уровни накопления тяжелых металлов в подземных органах разных видов травянистых растений …………………… Приложение У. Таблица 33 – Содержание тяжелых металлов в грибах ….. Приложение Ф. Таблица 34 – Геохимические структуры и формулы геохимической специализации химического состава базидиомицетов……… Приложение Х. Таблица 35 – Показатель биотичности тяжелых металлов для грибов ………………………………………………….…………………… Приложение Ц. Таблица 36 – Корреляционные и регрессионные связи между содержанием тяжелых металлов в базидиомицетах и содержанием их валовых и подвижных форм в почве …………………………………….. Приложение Ш. Таблица 37 - Коэффициенты накопления тяжелых металлов базидиомицетами ……………………………………………………………… Приложение Щ. Таблица 38 – Средний коэффициент биологического поглощения тяжелых металлов базидиомицетами …………………………… Приложение Э. Таблица 39 – Показатели корреляционной связи между элементами, содержащимися в базидиомицетах …………………………… Приложение Ю. Таблица 40 – Показатели регрессионной связи между элементами, содержащимися в базидиомицетах ……………………………… Современное загрязнение окружающей среды, в том числе и тяжлыми металлами, возрастает с каждым годом и поэтому решение многих экологических вопросов становится очень актуально [180, 286]. В настоящее время в объектах биосферы: почве, растениях, грибах и т.д. происходит интенсивное накопление редких и рассеянных элементов в количествах, значительно превышающих их природные кларки, что представляет реальную угрозу развитию живых организмов. Определенный интерес представляют данные о биоаккумуляции тяжелых металлов в различных типах фитоценозов, ведь именно растительность суши играет важную роль в перераспределении химических элементов между отдельными блоками биосферы. Особое значение в этом процессе придается лесным ландшафтам [77-79], которые играют особую роль глобального геохимического регулятора циклических массопотоков тяжелых металлов. В лесных ландшафтах имеется резерв элементов не только в живой фитомассе, но и большой их запас в органических веществах лесной подстилки, причем концентрация тяжелых металлов в лесных подстилках выше, чем в живых растениях [87]. В то же время современные лесные массивы подвергаются мощному антропогенному воздействию, например, в результате пожаров, интенсивной бесконтрольной их вырубки, что, несомненно, приводит к нарушению биогеохимического круговорота веществ [17, 32, 259].

При биогеохимических исследованиях исключительная роль принадлежит изучению элементного химического состава растений, т.к. позволяет оценить роль живого вещества в геохимических процессах. Огромна и преобразовательная роль растений, заключающаяся в изменении формы нахождения элементов в окружающей среде [40, 41]. Организмы различных трофических уровней лесных фитоценозов активно участвуют в стабилизации экосистем, выступая как в роли геохимических барьеров, так и в качестве природных депо химических элементов, в том числе и тяжелых металлов [21]. По ряду причин растения не могут не поглощать большинство тяжелых металлов и в отличие от животных, способны накапливать их в больших количествах. Именно поэтому проблема компартментации тяжелых металлов в растении является определяющей при изучении их токсического действия и механизмов устойчивости [237, 238]. Сведения о процессах накопления, миграции и содержании тяжелых металлов в растениях являются необходимыми для проведения биогеохимического районирования, учета биопродуктивности и для сохранения плодородия почв.

Среди живых организмов, населяющих природные экосистемы суши, способностью активной биоабсорбции тяжелых металлов обладают базидиальные макромицеты. Однако биологический смысл и природная целесообразность такого явления, как и вопросы о метаболических функциях многих химических элементов в грибах пока до конца не выяснены. Существует прикладной аспект данной проблемы: нормативы содержания тяжелых металлов и других токсичных элементов в плодовых телах съедобных грибов требуют доработки. В связи с этим, проблема оценки качества дикорастущей грибной продукции в настоящее время представляется заслуживающей внимания. Одной из причин этого является ограниченность сведений о видовой специфичности в накоплении тяжелых металлов плодовыми телами съедобных грибов. Проблема биоабсорбции грибами химических элементов активно рассматривается и обсуждается специалистами, однако по сей день это направление остается одним из самых дискуссионных [125].

В настоящее время накоплен обширный материал о содержании и распределении химических элементов в почвах, растениях и других объектах окружающей среды. Установлены фоновые уровни содержания тяжелых металлов в растениях некоторых конкретных регионов [2, 54, 91, 100, 113, 150, 151, 217, 218, 273, 282].

Исследованы особенности аккумуляции тяжелых металлов растениями Семипалатинского Прииртышья [187]. Тем не менее, к числу малоизученных относится вопрос о накоплении тяжелых металлов почвенным покровом (боровыми песками) и растениями реликтовых сосновых боров Семипалатинского Прииртышья. Исследование почв Семипалатинской области, в которую входила территория сосновых боров, проводили в 60-х начале 70-х годов 20 века [121]. В ходе исследования был изучен физико-химический, морфологический и гранулометрический состав почв, содержание гумуса, азота и катионно-анионный состав, но исследований по содержанию тяжелых металлов, не проводилось.

Сосновые боры Семипалатинского Прииртышья - это реликтовые леса, выполняющие климаторегулирующие, санитарно – гигиенические, почвозащитные функции, в пределах региона являются единственными преградами песчаным бурям. Общая площадь сосновых лесов Республики Казахстан составляет 832 тыс.

га, из которых 545 тыс. га (58%) приходится на ленточные боры Прииртышья.

Территория сосновых боров не подвержена широкомасштабному техногенному загрязнению, однако, она расположена на границе крупных промышленных комплексов Восточно-Казахстанской области, где сосредоточены горнометаллургические, горнодобывающие, горно-перерабатывающие, энергетические, химические и другие промышленные предприятия. Все они расположены в зоне густой речной сети и осуществляют существенные выбросы в атмосферу, в том числе и тяжелых металлов. Становится очевидным, что газообразные, жидкие и твердые отходы от предприятий Восточного Казахстана в той или иной мере причиняют экологический ущерб и сосновым борам Семипалатинского Прииртышья.

Почвенный покров, растения и грибы сосновых боров заслуживают пристального внимания как объект экологического мониторинга. Поскольку почвенный покров способен принимать поступающие из автономных ландшафтов природные и техногенные потоки химических веществ, а растения поглощать и нейтрализовать значительное их количество, то они являются информативным индикатором состояния окружающей среды.

Одной из важнейших проблем природопользования в мире является проблема рационального использования, сохранности и возобновления лесных ресурсов [45]. Семипалатинские ленточные боры отнесены к категории ценных лесов, в которую входят леса уникальные по своему породному составу, продуктивности и генетическим качествам, а также выполняющие особо важные защитные функции в наиболее сложных природных условиях [140]. Ленточные сосновые боры, представленные древесной, кустарниковой и травянистой растительностью, используется в качестве кормовой базы и источника лекарственных растений в пределах Восточно-Казахстанской области.

Проведенное исследование является актуальным, так как изучение биогеохимических особенностей почвенного, растительного и грибного покрова является частью комплексных ландшафтно-геохимических исследований территории Семипалатинского Прииртышья.

Цель работы: изучить биогеохимические закономерности содержания и распределения ряда тяжелых металлов в боровых песках, растениях и грибах сосновых боров Семипалатинского Прииртышья. В связи с этим были поставлены следующие задачи:

Задачи исследования:

1. Определить фоновый уровень содержания и распределения тяжелых металлов в боровых песках, дикорастущих растениях и грибах сосновых боров Семипалатинского Прииртышья и оценить его с экологических и гигиенических позиций.

2. Изучить валовое содержание тяжелых металлов (Zn, Cu, Pb, Cd, Cо, Сr, Ni, V, Ве, Sr, Mn) и подвижных (кислоторастворимой, обменной и водорастворимой) форм их соединений в боровых песках сосновых боров Семипалатинского Прииртышья и выявить факторы, определяющие поведение тяжелых металлов в них.

3. Изучить степень участия растений в изменении соотношения элементов в верхних горизонтах боровых песков по сравнению с почвообразующими породами.

4. Исследовать продуктивность древостоя (запас древесины) сосны обыкновенной, установить класс бонитета, класс жизненности, рассчитать массу тяжелых металлов, вовлеченных в биогеохимический круговорот надземной фитомассой деревьев сосны обыкновенной.

5. Рассчитать интенсивность биологического поглощения тяжелых металлов в органах и тканях различных видов дикорастущих растений сосновых боров Семипалатинского Прииртышья.

6. Установить степень корреляционной связи и вывести уравнения регрессионной зависимости между подвижными формами соединений тяжелых металлов в боровых песках в зависимости от их валового содержания, а также между валовым содержанием и подвижными формами тяжелых металлов в боровых песках и содержанием их в грибах и растениях. Установить корреляционные связи между металлами в различных надземных и подземных органах травянистых растений.

7. Установить геохимическую структуру и формулу геохимической специализации почвенного и растительного покрова сосновых боров Семипалатинского Прииртышья.

8. На основании полученных экспериментальных данных о содержании и распределении тяжелых металлов в боровых песках, растениях и грибах представить региональную биогеохимическую оценку состояния сосновых боров Семипалатинского Прииртышья.

Научная новизна Диссертация является первой обобщающей работой, в которой дана комплексная оценка эколого-биогеохимического состояния боровых песков, растений и грибов сосновых боров Семипалатинского Прииртышья.

В ней впервые:

- определены уровни содержания, выявлены основные закономерности распределения тяжелых металлов в боровых песках, растениях и грибах, выявлены ведущие факторы, определяющие поведение тяжелых металлов в них;

- доказано, что изученные боровые пески относятся к категории фоновых почв, для которых существует достоверно высокая прямая корреляционная зависимость между валовым содержанием и подвижными формами тяжелых металлов в них;

- рассчитана масса тяжелых металлов, вовлеченных в биогеохимический круговорот надземной фитомассой древостоя сосны обыкновенной.

- выведены формулы геохимической специализации хвойных и лиственных пород деревьев, однодольных и двудольных травянистых растений, грибов сосновых боров Семипалатинского Прииртышья по отношению к тяжелым металлам.

Теоретическая и практическая значимость исследования Изучение биогеохимических особенностей растительного и грибного покрова в отношении накопления и распределения тяжелых металлов входит в программу комплексных мониторинговых исследований территории Семипалатинского Прииртышья.

Полученные данные служат основой при изучении степени антропоустойчивости природных комплексов, оценки региональных биологических ресурсов и степени их нарушенности.

Изучение химического (элементного) состава фитоценозов на фоновых территориях служат базовым критерием, указывающим на естественный состав элементов.

Результаты исследования могут быть использованы в мониторинговых биоиндикационных исследованиях состояния окружающей среды, связанных с оценкой миграционных потоков тяжелых металлов в экосистемах, диагностированием изменений питательного статуса фитоценозов и нарушений жизненного состояния растительных организмов, а также при разработке мероприятий по биоремедиации загрязненных территорий.

Полученные материалы об эколого-биогеохимическом состоянии боровых песков, растительного и грибного покрова реликтовых сосновых боров Семипалатинского Прииртышья могут быть использованы при чтении курсов лекций «Мониторинг окружающей среды», «Экология растений» в Семипалатинском государственном университете имени Шакарима (г. Семей, Республика Казахстан), а также при чтении эколого-геохимических дисциплин в Челябинском государственном университете, при проведении учебно-полевых практик для студентов и магистрантов экологических специальностей.

Положения, выносимые на защиту 1. Особенности элементного состава боровых песков сосновых боров Семипалатинского Прииртышья определены содержанием металлов в почвообразующих породах, биогеохимическими процессами, протекающими под влиянием растений и грибов.

2. Боровые пески сосновых боров Семипалатинского Прииртышья по содержанию подвижных форм тяжелых металлов относятся к категории фоновых почв и имеют свинцово-кадмиевую специализацию элементного состава.

3. Растения и грибы сосновых боров Семипалатинского Прииртышья играют активную почвообразовательную роль, изменяя микроэлементный состав поверхностного слоя боровых песков.

4. Определяющим фактором накопления тяжелых металлов в растениях и грибах сосновых боров является удаленность от источников аэротехногенного загрязнения, физико-химические свойства и физиологическая роль металлов в метаболических процессах, видовые особенности растений и грибов, а также содержание тяжелых металлов в почвообразующих породах, в боровых песках и атмосфере.

Апробация результатов исследования Результаты работы доложены на III Междунарожной научно-практической конференции «Тяжелые металлы, радионуклиды и элементы-биофилы в окружающей среде» (г. Семипалатинск, 2004 г.); «V Международной биогеохимической школе «Актуальные проблемы геохимической экологии» (г. Семипалатинск, 2005 г.», Международной научной конференции «Актуальные проблемы экологии и природопользования в Казахстане и сопредельных территориях» (г.

Павлодар, 2007 г.); IV ежегодной научно-методической конференции преподавателей (г. Семей, 2008 г.); Международной научной конференции «Тяжелые металлы и радионуклиды в окружающей среде» (г. Семей, 2008, 2010, 2012 гг.), «V Международном Совещании «Геохимия биосферы» (г. Новороссийск, 2009 г.), Международной научно-практической конференции «Высшее образование и аграрная наука – сельскому хозяйству» (г. Семипалатинск, 2009 г.), Международной заочной научно-практической конференции «Актуальные вопросы в научной работе и образовательной деятельности» (г. Тамбов, 2013 г.); Международной заочной научно-практической конференции «Вопросы образования и науки в XXI веке» (г. Тамбов, 2013 г.); Международной научно-практической конференции «Наука и образование в XXI веке» (г. Тамбов, 2013 г.); I международной заочной научно-практической конференции «Научная дискуссия: вопросы математики, физики, химии, биологии» (г. Москва, 2013 г.); V международной научнопрактической конференции «Экологический мониторинг и биоразнообразие» (г.

Ишим, 2013 г.); IV Международной научно-практической конференции «Наука и образование» (г. Мюнхен, Германия, 2013 г.).

Публикации По теме диссертации опубликовано 39 работ, из них в изданиях рекомендованных ВАК РФ 14 статей.

Структура и объем диссертации Текст диссертации составляет 247 страниц и включает введение, 4 главы, выводы и приложения, содержит 40 таблиц и 27 рисунков. Список литературы представлен 323 источниками, в том числе 20 – на иностранных языках.

Личный вклад автора Диссертация содержит фактический материал, полученный лично автором в течение 2000-2012 гг. Самостоятельно выбрано направление исследования, разработаны основные подходы и методики к решению поставленных задач. Выполнены работы по сбору полевого материала, его камеральной и статистической обработке, обобщению и интерпретации данных. Доля участия автора в подготовке публикаций составила 100%.

Благодарности Автор выражает глубокую признательность и благодарность своим наставникам профессору Михаилу Семеновичу Панину (Семипалатинский государственный университет имени Шакарима) и профессору Сергею Федоровичу Лихачеву (Челябинский государственный университет) за поддержку, ценные научные и методические советы при выполнении диссертационного исследования. Автор признателен членам Диссертационного совета ДМ 212.177.05 при ФГБОУ ВПО «Омский государственный педагогический университет» за предоставленную возможность публичной защиты основных результатов докторской диссертации. Выражаю искреннюю благодарность сотрудникам кафедры биологии Семипалатинского государственного университета имени Шакарима доценту Карипбаевой Н.Ш. и ст. преподавателю Полевику В.В. за активную помощь в работе по определению видов растений сосновых боров Семипалтинского Прииртышья.

Глава 1. Современные представления об аккумуляции и миграции тяжелых металлов в системе «почва-растения»

1.1 Характер распределения тяжелых металлов по поверхности почвы Распределение тяжелых металлов по поверхности почвы определяется многими факторами. Оно зависит от особенностей источников загрязнения, метеорологических особенностей региона, геохимических факторов и ландшафтной обстановки в целом [137-139, 177, 201, 254].

Источник загрязнения определяет качество и количество выбрасываемого продукта. При этом степень его рассеивания зависит от высоты выброса. Зона максимального загрязнения распространятся на расстояние равное 10–40-кратной высоте трубы при высоком и горячем выбросе и 5–20-кратной высоте трубы при низком промышленном выбросе. Длительность нахождения частиц выбросов в атмосфере зависит от их массы и физико-химических свойств, чем тяжелее частицы, тем быстрее они оседают [48-50, 139].

Воздушные массы разбавляют выбросы и переносят твердые частицы и аэрозоли на расстояния, соответственные «розе ветров». Чем большее расстояние проходит выброс, тем ниже становится его концентрация. В пределах однородного ландшафта, по мере удаления от источника загрязнения уменьшается загрязнение почв его выбросами [103].

Скорость ветра также влияет на распределение продуктов загрязнения: чем она больше, тем активнее разбавление выброса воздушной массой и тем меньше загрязнении на единице площади. При ослаблении ветра до штиля концентрация загрязнителей вблизи источника возрастает. Рассеиванию выбросов, уменьшению их концентрации способствует турбулентный обмен воздушных масс.

Влажность воздуха также влияет на распределение продуктов выбросов. Их частицы при высокой влажности конденсируют на себя влагу, что увеличивает их размеры и массу и ведет к выпадению на земную поверхность вблизи источника загрязнения.

Помимо метеорологических факторов характер распределения загрязнителей – тяжелых металлов зависит от рельефа. Процессы перераспределения веществ, обусловленные рельефом, сказываются и на перераспределение продуктов загрязнения поступающих из атмосферы. В том случае, если интенсивность поступления загрязнителей сравнима или меньше скорости процессов перераспределения их в ландшафте, то в аккумулятивных ландшафтах происходит повышенное накопление тяжелых металлов и их соединений, а элювиальные элементы ландшафта остаются сравнительно обедненными ими. Техногенные ареалы рассеивания формируются в более короткие сроки, чем природные, и затушевывают последние [26, 233].

Неравномерность техногенного распределения металлов усугубляется неоднородностью геохимической обстановки в природных ландшафтах. В связи с этим для прогнозирования возможного загрязнения продуктами техногенеза и предотвращения нежелательных последствий деятельности человечества необходимо понимание законов геохимии, законов миграции химических элементов в различных природных ландшафтах или геохимических обстановках [10, 116].

Химические элементы и их соединения, попадая на поверхность почв в ландшафтно-геохимические системы, претерпевают ряд превращений, рассеиваются или накапливаются в зависимости от характера геохимических барьеров, свойственных данной территории [7, 23, 58]. Понятие о геохимических барьерах было сформулировано А.И. Перельманом [196, 198] как участках зоны гипергенеза, на которых изменение условий миграции приводит к накоплению химических элементов. В основу классификации барьеров положены виды миграции элементов. На этом основании А.И. Перельман выделяет четыре типа и несколько классов геохимических барьеров.

I. Биогеохимические барьеры – для всех элементов, которые перераспределяются и сортируются живыми организмами (O, C, H, Ca, K, N, Si, Mg, P, S и др.).

II. Физико-химические барьеры:

1) окислительные – железный или железомарганцевый (Fe, Mh, Co), марганцевый (Mn), серный (S);

2) восстановительные – сульфидный (Fe, V, Zn, Ni, Cu, Co, Pb, U, As, Cd, Hg, Ag, Se), глеевый (V, Cu, U, Ag, Se);

3) сульфатные и карбонатные (Ba, Ca, Sr);

4) щелочные (Fe, Ca, Mg, Sr, Zr, Cu, Ni, Co, Pb, Cd);

6) испарительные (Ca, Na, Hg, F, S, Sr, CI, Pb, Zn, Li, Ni, Mo, U);

7) адсорбционные (Ca, Mg, K, S, Pb, P V, Cr, Zn, Ni, Cu, CO, U, As, Mo, Hg, Ra);

8) термодинамический (Ca, S).

III. Механические барьеры (Fe, Ti, Cz, Ni, Th, Sn, W, Hg, Pt, Pb).

IV.Техногенные барьеры [26].

V. Социальные барьеры [7].

Механизмы закрепления тяжелых металлов и металлоидов минералами разнообразны и не ограничиваются процессом сорбции. Некоторые минералы определяют редокс процессы. Кроме того, тяжелые металлы и металлоиды включаются в решетку минералов-носителей. По составу фаз-носителей тяжелых металлов и металлоидов все главные минералогические по А.И. Перельмана и Н.С. Касимова [198] «сорбционные» барьеры в почвах можно разделить на четыре группы: алюмосиликатные, железистые, карбонатные и марганцевые.

По степени подвижности тяжелые элементы делятся на три группы:

1) слабоподвижные элементы «активно» накапливаются на барьерах, 2) умеренно подвижные элементы накапливаются на них «частично», 3) легкоподвижные элементы свободно проникают через барьеры [65].

Большое влияние на подвижность химических элементов с переменной валентностью (Fe, Mn, Cu, V, As, Se, U, Cr, Mo и др.) оказывает окислительновосстановительный потенциал. В восстановительных условиях повышается подвижность и тем самым усвоение растениями низковалентных форм элементов, а в окислительных условиях более подвижны и лучше поглощаются растениями высоковалентные формы. Геохимические барьеры существуют не изолированно, в сочетании друг с другом, образуя сложные комплексы. Они регулируют элементный состав потоков веществ, от них в большей мере зависит функционирование экосистем [59].

Продукты техногенеза в зависимости от их природы и той ландшафтной обстановки, в которую они попадают, могут либо перерабатываться природными процессами и не вызывать существенных изменений в природе, либо сохраняться и накапливаться, губительно влияя на все живое.

И тот и другой процесс определяется рядом факторов, анализ которых позволяет судить об уровне геохимической устойчивости ландшафтов и прогнозировать характер их изменений под влиянием техногенеза [13, 26, 96].

1.2 Основные факторы, влияющие на подвижность микроэлементов в почве и их усвоения растительными организмами Степень обеспеченности почвы биологически доступными формами микроэлементов играет ключевую роль в минеральном питании растений. Однако до сих пор не существует однозначного понимания термина доступность веществ почвы растениями. Доступность элемента часто отождествляют с его подвижностью, но и термин «подвижные соединения» определен также не достаточно четко. В геологических науках под подвижностью элемента или соединения подразумевается их способность в виде растворов, в твердой или газообразной формах, т.е. в доступной и не доступной для растений форме [61, 117, 190]. По-видимому, правильнее считать то количество вещества, которое способно мигрировать к поверхности корня в результате всех возможных процессов, происходящих в почве.

Наиболее широкое распространение при оценке содержания в почвах подвижных форм микроэлементов получили методы равновесной экстракции, основанные на извлечении элементов из почвы с помощью различных химических соединений: кислот, щелочей, солей, комплексонов. Относительная легкость и быстрота технического исполнения, а также отражение в определенной степени потребностей растений в минеральных элементах обеспечили этим способам популярность в мировой агрохимической и почвоведческой практике [94, 168, 279].

Принципиальный недостаток химических подходов состоит в том, что с их помощью невозможно адекватно имитировать сложные процессы взаимодействия растения и почвы, которые происходят в основном с участием микроорганизмов.

При использовании большей части методов работа осуществляется с суспензиями, полученными после высушивания и измельчения почвы. Такая процедура подготовки почвенных образцов интенсифицирует экстракцию веществ и плохо имитирует процессы в нативной почве. Степень экстракции веществ из почвы зависит от состава. Для извлечения подвижных форм микроэлементов из некарбонатных почв, главным образом лесной зоны, используют метод Я.В. Пейве - Г.Я.

Ринькиса; согласно методу Н.К. Крупского - А.М. Александровой экстракция микроэлементов (Мn, Со, Сu, Zn) из почв выполняется с помощью ацетатноамонийного буфера с рН 4,8. Этот групповой экстрагент рекомендуется для оценки содержания микроэлементов в различных почвах, включая карбонатные и засоленные.

Содержание подвижных форм микроэлементов в почве определяется ионообменными процессами. Их интенсивность и направленность зависят от многих факторов, прежде всего, от свойств ППК. Кроме свойств ППК, на ионообменные процессы в почве влияют химическая природа ионов, климатические факторы и др. [179, 208].

В почве известные микроэлементы большей частью приурочены к тонкодисперсным фракциям почв и материнских пород. В отличие от грубых, тонкие фракции обогащены так называемыми глинистыми минералами, аккумулирующими значительные количества микроэлементов. Первичные минералы практически не участвуют в сорбционных процессах, но служат потенциальными источниками микроэлементов. Не случайно, поэтому глинистые минералы рассматривают как минералогическую основу ППК [69, 161].

С увеличением дисперсности субстрата концентрация в растениях многих макро- и микроэлементов существенно уменьшается. При этом воздействие частиц пылеватого песка в среднем вдвое слабее, чем глинистых. Наиболее сильно негативное влияние глинистых фракций почвы сказывается на поглощении растениями меди, цинка, марганца, кобальт и молибдена.

На подвижность микроэлементов в почве оказывают влияние оксиды железа и марганца, а также алюминия. Они формируют пленки на отдельных частицах заполнения трещин жилок, конкреции и включения. С помощью электронного микрозонда установлено, что многие микроэлементы концентрируются в пленках оксидов почвенных частиц. В почвах около 50 % тяжелых металлов связано с гидроксидами железа.

Карбонаты снижают подвижность микроэлементов вследствие сорбции собственными высокодисперсными фракциями, а также оксидами железа и марганца, оседающими на поверхности карбонатов. Слабая подвижность микроэлементов в карбонатных почвах негативно сказывается на минеральном питании растений.

Зависимость между реакцией среды и концентрацией микроэлементов в растениях нелинейная. Наиболее резкое снижение концентрации железа, марганца и цинка в надземной биомассе отмечено при увеличении рН среды до 4,8-5,2. Уменьшение содержания мобильных микроэлементов в почве до критического уровня сопровождается появлением у растений признаков дефицита микроэлементов.

Наиболее иное и опасное заболевание растений, произрастающих на автоморфных нейтральных и щелочных почвах, - карбонатный хлороз.

Низкая активность катионов кальция в растворах кислых почв отрицательно сказывается на интегральной целостности мембран, наивности многих метаболических процессов, что приводит к появлению симптомов кальциевой недостаточности у растений, а также к избыточному накоплению в них микроэлементов.

В почве подвижность микроэлементов зависит от их взаимодействия с гуминовыми веществами. Реакционная способность гуминовых веществ определяется разнообразными функциональными группами в их составе. Преобладающая часть микроэлементов, связанных органическими веществами почвы, аккумулируется в фульвокислотах. По сравнению с фракцией гуминовых кислот фульвокислоты более дисперсны, гидрофильны и в большей степени обогащены функциональными группами.

Взаимодействие металлов с гуминовыми веществами иногда сопровождается появлением растворимых или мало растворимых в воде соединений. Растворимость органоминеральных комплексов зависит от химической природы и соотношения их компонентов, а также от реакции среды [3, 179, 209, 221, 222].

Влияние органического вещества на питание растений микроэлементами зависит от растворимости и устойчивости образующихся в почве органоминеральных соединений. Известны многочисленные факты негативного влияния органического вещества на этот процесс. При повышенном содержании в питательном субстрате торфа и препаратов гуминовых веществ у растений наблюдаются симптомы дефицита микроэлементов. Обнаружено сильное негативное влияние гуминовых веществ на поглощение растениями бора, хотя этот элемент и не образует прочных связей с органическим веществом почвы. В меньшей степени отрицательный эффект появляется по отношению к молибдену. Вместе с тем фульватные комплексы железа и марганца доступы растениям.

Специфическое влияние на мобильный фонд микроэлементов в почве оказывают органические удобрения. В течение первого года после их внесения может наблюдаться уменьшение концентрации в почве подвижных соединений микроэлементов, что обусловлено поглощением их органическим веществом и переводом в трудно растворимое состояние. В дальнейшем по мере минерализации органических веществ подвижность микроэлементов, как правило, возрастает [31, 48-50].

Практически во всех элементарных почвенно-биологических процессах, прямо или косвенно влияющих на подвижность микроэлементов и их доступность растениям, участвуют микроорганизмы. В качестве важнейших процессов выделяют разложение растительного опада, образование гумусовых веществ, разложение гумуса, деструкцию минералов почвообразующей породы и новообразование минералов. Главная роль в пополнении запасов микроэлементов в почве и изменении ее физико-химических свойств принадлежит биохимической деструкции минералов. Выделяют два основных вида воздействия. Низкая активность катионов кальция в растворах кислых почв отрицательно сказывается на интегральной целостности мембран, нативности многих метаболических процессов, что приводит к появлению симптомов кальциевой недостаточности у растений, а также к избыточному накоплению в них микроэлементов. В почве подвижность микроэлементов зависит от их взаимодействия с гуминовыми веществами. Реакционная способность гуминовых веществ определяется разнообразными функциональными группами в их составе.

Специфическое влияние на мобильный фонд микроэлементов в почве оказывают органические удобрения. В течение первого года после их внесения может наблюдаться уменьшение концентрации в почве подвижных соединений микроэлементов, что обусловлено поглощением их органическим веществом и переводом в труднорастворимое состояние. В дальнейшем по мере минерализации органических веществ подвижность микроэлементов, как правило, возрастает [199].

1.3 Геохимические особенности содержания и распределения Согласно современным представлениям биота формирует и контролирует в биосфере потоки вещества и энергии, обеспечивая постоянство параметров окружающей среды [243, 245, 247, 249, 253]. При этом популяции живых организмов различных трофических уровней активно участвуют в стабилизации среды, выступая как в роли своеобразных геохимических барьеров, так и в качестве накопителей химических элементов в трофических цепях экосистем. Первичным, наиболее функционально значимым фактором участия живого вещества в глобальном и региональном обмене вещества и энергии выступают различные фитоценозы, оперативно вовлекающие химические элементы из почвы в биогенные циклы. Вместе с тем растительные организмы первыми реагируют на химическое воздействие, проявляя морфологическую и функциональную специфику, и, как следствие, изменяя видовой состав фитоценозов. Если наличие постоянной интенсивности биогеохимических циклов в естественных, не измененных антропогенной деятельностью биогеоценозах следует рассматривать в качестве необходимого фактора, обеспечивающего их стабильное функционирование, то деформация этих циклов при химическом загрязнении среды - проявление дестабилизирующих процессов. Таким образом, участие растительности в формировании биогенных циклов, в конечном счете, определяется не только уровнем химического загрязнения среды (прежде всего почвы) и особенностями накопления химических элементов разными видами растений, но и составом сообщества и его обилием [22].

Поглощая химические элементы из почвы, почвообразующих пород, грунтовых вод и атмосферы, растения перемещают их из одних объектов ландшафта в другие, резко изменяя скорость их кругооборота в природе. Кроме того, огромная преобразовательная роль растений заключается в том, что они изменяют формы нахождения элементов в окружающей среде [185, 190].

В большинстве случаев скорость поглощения элементов положительно коррелирует с содержанием их доступных форм. На эту главную закономерность оказывают влияние ряд факторов: 1) реакция среды; 2) концентрация кальция, магния и других ионов; 3) такие свойства почвенной среды, как температура, аэрация, окислительно-восстановительный потенциал; 4) вид растения и стадия его развития. Поэтому зависимость между степенью загрязнения почвы тяжелыми металлами и интенсивностью их поступления в растения является сложной и не носит функционального характера. Объясняется это тем, что не все растения обладают одинаковой способностью накапливать тяжелые металлы. Это свойство связано с наличием у растений в разной степени выраженности различных физиолого-биохимических защитных механизмов, препятствующих поступлению токсичных элементов [177].

Изучение элементного химического состава растений является необходимым при биогеохимических исследованиях. Анализ литературных данных показал, что химический состав растений изучен достаточно хорошо. Установлена способность растений поглощать из окружающей среды, в больших или меньших количествах, практически все известные химические элементы [99]. Определнный интерес могут представлять данные о биоаккумуляции тяжелых металлов в различных типах фитоценозов, так как известно, что растительность суши играет очень важную роль в перераспределении химических элементов между отдельными блоками биосферы. Особое значение в этом процессе придатся лесным ландшафтам. Показано, что концентрация тяжелых металлов в лесных подстилках выше, чем в живых растениях. Следовательно, помимо резерва элементов в живой фитомассе, в лесных ландшафтах имеется их большой запас в органических веществах лесной подстилки [217, 273].

Основа элементного химического состава растений заложена на ранней стадии возникновения жизни и сохранена до сих пор. А.П. Виноградов [42, 43], пришел к заключению, что пригодные для жизни, широко распространенные, или имеющие большую подвижность элементы или обладающие специфическими свойствами, стали полезными для процессов обмена. Биофильность химических элементов определялась концентрацией их ионов в первобытной морской воде, где согласно современным представлениям зародилась жизнь.

В группу с наибольшей концентрацией попадают все основные элементы биофилы Н, О, Na, CI, Mg, S, К, С, N. Элементы с меньшими концентрациями Br, Si, F, Р, I входят в группу биоэлементов специализированных органов. При еще меньших концентрациях, Мо, Сu, Zn, Fe, Mn, Co, были использованы зарождающейся жизнью как катализаторы [86]. На разных этапах эволюции, сопряжено с изменениями в составе биосферы, изменялась металлопоглощающая способность растений, поэтому возникшие в разное время типы растительных организмов характеризуются разным содержанием элементов [99].

Живое вещество неоднородно по своему составу, что обусловлено дифференцировкой способности к накоплению и перераспределению элементов для разных видов, частей, тканей, спецификой физиологических реакций организма и внутренних факторов его развития, абиотическими факторами экосистемы, в которую он входит и рядом других причин [226].

Все живые организмы выполняют концентрационную функцию, которая неразрывно связана с нахождением элементов в среде обитания. Эта неразрывность связи была доказана еще в 30-е годы 20 века в работах А.П. Виноградова [42, 43]. Химический состав растений, как известно, отражает элементный состав почв. В своей жизнедеятельности растения контактируют только с доступными формами тяжелых металлов, количество которых, в свою очередь, тесно связано с буферностью почв. Однако способность почв связывать и инактивировать тяжелые металлы имеет свои пределы, и когда они уже не справляются с поступающим потоком металлов, определенное значение приобретает наличие у самих растений физиолого-биохимических механизмов, препятствующих их поступлению. Механизмы устойчивости растений к избытку тяжелых металлов могут проявляться по разным направлениям: одни виды способны накапливать высокие концентрации металлов, но проявлять к ним толерантность; другие стремятся снизить их поступление путем максимального использования своих барьерных функций. Для большинства растений первым барьерным уровнем являются корни, где задерживается наибольшее количество тяжелых металлов, следующий – стебли и листья, и, наконец, последний – органы и части растений, отвечающие за воспроизводительные функции (чаще всего семена и плоды, а также корне- и клубнеплоды и др.) [102, 243, 249].

На транслокацию тяжелых металлов из почвы в растения огромное влияние оказывают экзогенные факторы [51, 107, 175, 229, 297], но обычно 5-7 факторов (императивных) позволяют объяснить процесс аккумуляции на 95%, остальные – «экологический шум», вносящий незначительное возмущение в действие императивных факторов [274].

К числу императивных факторов металлоаккумуляции относятся:

1) Механический состав почв, оказывающий прямое влияние на закрепление и высвобождение металлов. В более тяжелых почвах существует большая опасность адсорбции растениями избыточного (токсического) количества металлов. По данным А.А. Шинкарева [298], закреплению тяжелых металлов в дерново-подзолистой почве благоприятствует повышенное содержание частиц мельче 0,01 мм.

2) Органическое вещество почвы, которое может образовывать с тяжелыми металлами сложные комплексные соединения. В почвах с высоким содержанием гумуса металлы менее доступны для поглощения растениями. Ряд органических соединений почв способны хелатировать элементы питания. В результате увеличивается доступность одних элементов (Со и Сu) и уменьшается доступность других (Zn) [100, 101].

3) Обменная емкость катионов – фактор, зависящий в основном от содержания и минерального состава глинистой фракции и содержания органического вещества. Чем выше обменная емкость катионов, тем больше металлоудерживающая способность почв.

4) Содержание карбонатов в почве. С карбонатами может связываться от до 60% валового содержания металлов в почвах [4]. В связи с этим в карбонатных почвах большая часть тяжелых металлов становится недоступной растениям.

5) Содержание фосфата в почве. С увеличением концентрации фосфата в почвенном растворе свыше 10-6 М уменьшилась токсичность металлов (в частности свинца) для культурных растений и его поступление в корни, и надземную часть [85, 124, 322].

6) Взаимодействие металлов. Сильно загрязненные почвы часто содержат смеси металлов. Отклонение концентрации одного элемента на 30-100% от оптимального его содержания в субстрате ведет к изменению поглощения растением других элементов [14, 158, 263, 277, 290]. Антагонизм может проявляться как между отдельными металлами (Fe, Mn), так и между ними и макроэлементами Ca, Mg, K, P, N. Синергизм и антагонизм могут изменяться в зависимости от уровня содержания элементов в среде и в растении, рН среды, соотношения элементов, температуры среды, вида растения [5].

7) рН почвенного раствора. Значение рН особенно велико в случае кислых почв. В кислой среде увеличивается транслокация форм Fe, Mn, Co, Cu и уменьшается количество доступных форм Mo, V. Поглощение анионов, как привило, усиливается при подщелачивании растворов. С повышением рН наиболее сильно тормозится поглощение Mn, Co, Zn, в меньшей степени Cu, Fe, Mo (Б.А. Ягодин, 1989а). Внесение извести уменьшает доступность для растений Fe, Zn, Ni, Cu, Co, Mn и некоторых других металлов [101].

8) Содержание воды. Избыток воды в почве благоприятствует появлению в ней металлов с низкой валентностью (Zn, Co, Cu, и др.) в более растворимой форме. Накопление в растениях закисных ионов Fe2+ и Mn2+ в этом случае может достигнуть токсического уровня [229, 318].

9) Аэрация почвы влияет на интенсивность поглощения элементов растениями. Максимум поглощения тяжелых металлов наблюдается при содержании кислорода в почве порядка 2-3% [100, 101]. Если же почвы становятся анаэробными, изменения рН соединениями железа и марганца могут воздействовать на подвижность и доступность питательных веществ. Такие элементы, как Co, Cu, Mo, Zn, не включаются в реакции окисления-восстановления в почвах. Однако концентрации Cu, Co, Zn в почвенном растворе (и, следовательно, доступность этих металлов растениями) могут возрастать вследствие выхода железа (III) и марганца из гидроокисей и их восстановления.

10) Температура. Оптимальная температура для поглощения элементов растением составляет 23-25 С, благоприятная для поглощения – в интервале от 15 до 30 С. Считается, что температура ниже +10 С отрицательно сказывается на поступление этих элементов в корни. При 40-50 С наблюдается уменьшение поглощения ионов, что связано с инактивацией мембранных транспортеров [123].

11) Валентность элемента. Среди катионов, как правило, более растворима и подвижна форма соединений с наиболее низкой валентностью (Fe2+ и Mn2+ и т.д.).

Поглощение растениями анионов возрастает с увеличением валентности металла (Mo+6, Cr6+, V5+) [302].

Накопление тяжелых металлов в растениях обусловлено физиологическими особенностями в большой мере, чем эдафическими факторами [289] особенно у гипераккумулирующих металлы видов [313, 317].

Растения, отражая видовые особенности содержания микроэлементов, несут, вместе с тем, локальную окраску состава среды их обитания. Концентрация металлов зависит не только от биологических особенностей растений и фазы их развития, но и от экологической ситуации в районе их произрастания [107]. Установлено, что место образования вида, рода, семейства отражается на доступности тяжелых металлов растениями. Физиологические особенности организма в период видообразования закрепляется наследственно, и в дальнейшем, организмы в любых условиях берут то, что им необходимо, даже из «бедной почвы» [118, 320] так, В.В. Ковальский [118] отметил, что растения металлофитных флор способны, независимо от концентрации тяжелых металлов в почве, концентрировать тот или иной элемент, в зависимости от того, эндемиком какой геохимической провинции они являются. Выявлено, что у растений разных видов различен биохимический состав клеточных стенок [228]. В клеточных стенках корней двудольных растений преобладают пектины с обилием карбоксильных групп, имеющие высокое сродство к двухвалентным катионам, а у однодольных в клеточной стенке мало пектиновых веществ и много гемицеллюлоз (гидроксильные группы), с которыми преимущественно связываются одновалентные катионы [321]. При насыщении этих сайтов и высоких концентрациях ионов в окружающей среде в процесс поглощения включаются и другие функциональные группы, дающие с тяжелыми металлами менее прочные связи. Прочность связи ионов с сайтами клеточной стенкой не равнозначна для разных тяжелых металлов и возрастает с увеличением валентности [294, 314]. В этой связи Marschner с соавторами [316] считают, что существует две стратегии влияния растений на биодоступность тяжелых металлов.

Стратегия I работает у двудольных и однодольных (кроме злаковых) растений и включает три компонента: связанную с плазматической мембраной индуцибельную редуктазу, повышенную экскрецию протонов, выделение восстанавливающих и хелатирующих агентов. Для злаков характерна стратегия II, основанная на выделении в ризосферу фитосидерофоров и наличии специфической поглощающей системы на поверхности корня. Природа и скорость выделения фитосидерофоров, синтезирующихся в апексах корня, различается у различных видов и даже сортов [315].

Mitsios I.K. с соавторами [318] предлагают еще одну стратегию, основанную на способности микроорганизмов выделять сидерофоры и возможности растений поглощать образующиеся комплексные соединения. В естественных условиях на внешних поверхностях корней и в тонком слое почвы, прилегающем к ним, всегда присутствуют микроорганизмы. Ризосферные микроорганизмы очень существенно влияют на биодоступность металлов, например, при комплексообразовании или изменениях рН и окислительно-восстановительных свойств облегчается транспорт тяжелых металлов к корням и их поглощение растениями. Кроме того, микроорганизмы изменяют химический состав почвы, минерализуя органическое вещество или вызывая распад почвенных минералов. В симбиотических процессах питательные вещества перемещаются из организмов-симбионтов прямо в растения.

Селективность поглощения тяжелых металлов отдельными культурами зависит и от преобладания тех или иных функциональных групп, а так же от концентрации ионов в наружной среде [228].

Оптимальное выполнение физиологических функций растительными организмами обеспечивается при вполне определенных содержаниях микроэлементов в окружающей среде. Реакция растений на содержание в среде обитания тяжелых металлов носит двухфазный характер:

- усиление функциональных приспособительных реакций;

- угнетение метаболических процессов, причем пороговая величина действующего фактора зависит от видовой или индивидуальной устойчивости растения.

У устойчивых видов первая фаза носит положительный и стабильный характер [157]. A.J. Baker [305] рассматривает адаптивную стратегию, как на уровне видов, так и внутри их. Установлено, что способность видов формировать металлоустойчивые популяции определяется их генетической изменчивостью [219, 304].

Данные о среднем содержании тяжелых металлов в растительных объектах у разных авторов значительно различаются [4, 99, 107]. В многочисленных экспериментах установлено, что практически все растения в той или иной степени способны защищаться от вредного влияния избытка тяжелых металлов. Различные механизмы такой защиты описаны разными авторами. А. Кабата-Пендиас и Х.

Пендиас [107] выделяют несколько сторон в механизмах защиты. Это внешние факторы, такие как низкая растворимость и низкая подвижность катионов в окружающей корни растений среде, а также антагонистическое действие ионов металлов. Внутренние факторы они считают истинной толерантностью, основанной на комплексе механизмов защиты метаболического порядка:

- селективное поглощение ионов;

- пониженная проницаемость мембран или другие различия в их структуре и функциях;

- иммобилизация ионов в корнях, иголках и семенах;

- удаление ионов из метаболических процессов путем отложения (образования запасов) в фиксированных или нерастворимых формах в различных органах и органеллах;

- изменение характера метаболизма - усиление действия энзиматических систем, которые подвергаются ингибированию, возрастание содержания антагонистических метаболитов или восстановление метаболических цепей за счет пропуска ингибированной позиции;

- адаптация к замещению физиологического элемента токсичным к энзиме;

- удаление ионов из растений при вымывании через листья, соковыделение, и выделение через корни.

I. Antonovics и др. [304] рассматривают следующие механизмы устойчивости растений:

- избирательное поглощение ионов;

- ограничение влияния ионов металлов на метаболизм путем их переноса в вакуоль;

- ограничение влияния ионов металлов на метаболизм путем перекачки их из клеток;

- ограничение влияния тяжелых металлов путем их перевода в безвредную форму;

- экскреция - вывод металла в «орган хранения»;

- увеличение потребности ферментных систем в ионах металла;

- альтернативные метаболические реакции;

- увеличение концентраций металлов, которые противодействуют ингибитору;

- увеличение концентрации ингибируемого фермента;

- сокращение потребности в продуктах ингибируемой системы;

- образование изоферментов с меньшим сродством к ингибитору или увеличенным относительным сродством к субстрату;

- изменения в протоплазме с сохранением функции фермента даже при замене физиологически нужных металлов токсичными;

- удаление избытка металла в результате отторжения органа, гуттации или выщелачивания растворенного металла дождем.

Важную роль в защите растений от избытка тяжелых металлов выполняет корневая система. При проникновении тяжелых металлов в корни растений происходит их хелатирование и, как следствие, уменьшение подвижности. Предполагается, что определенную защитную функцию в корнях могут выполнять клетки пояса Каспари, препятствующие движению вещества по межклеточному пространству и ограничивающие его переход в проводящие ткани [247, 249, 301, 303].

Сведения о распределении тяжелых металлов по органам и тканям растений весьма противоречивы. Одни авторы указывают на большую аккумуляцию их в надземных органах, другие – в корнях. Часто отмечаются различия в содержании тяжелых металлов в разных надземных органах (листьях, стеблях, плодах). Очевидно, соотношение концентраций элементов в органах и тканях растений очень изменчиво и связано как с видовой специфичностью растений, так и со свойствами самих элементов [84, 109, 187, 247, 249, 267].

Многие исследователи указывают на максимальное накопление тяжелых металлов в корнях растений. Этот факт говорит о том, что поступающий в корни металл депонируется в них и не полностью транспортируется в надземную часть растения. Растение может значительно влиять на биодоступность металлов через механизмы высвобождением корнем в ризосферу органических экссудатов, способных образовывать прочные комплексы или хелаты с рядом металлов. Обычно эти соединения представляют собой алифатические или фенольные кислоты, а так же фитосидерофоры [318], кроме того, корень может изменять транспорт растворенных веществ посредством высвобождения ионов Н+ или НСО3-, выделения СО2 в процессе дыхания, экскреции органических веществ, а также в результате изменения концентрации других ионов и растворенных веществ. В.П. Тарабрин в своей работе указывает, что основная роль в металлоаккумуляции принадлежит тканям коры корней [265]. По мере утончения, т.е. по мере увеличения относительной роли тканей коры в общей массе корня, концентрации металлов возрастают. Связывание тяжелых металлов корнями растений выводит их из активной биогеохимической миграции и является одним из факторов накопления металлов гумусовым горизонтом почвы, где концентрируется основная масса тонких корней.

Различный уровень включения металлов в биогенные циклы травянистыми фитоценозами, прежде всего, определяется содержанием в почвах конкретного металла. Такая прямая пропорциональность «содержание элемента в почвах - его вынос растительностью» имеет место для Ni и Сr. В случае Zn, Mn и Cd отмечен ограниченный переход металлов в надземную массу фитоценоза. Например, возрастающие более чем в 20 раз концентрации цинка в почвах ведут лишь к полуторному увеличению его выноса. Менее выраженное ограничение перехода металлов в надземную часть отмечено для Fe, Сr, Рb.

По данным B.C. Безеля с соавт. [22] в градиенте химического загрязнения почвы при возрастании токсической нагрузки более чем в 20 раз, совокупный годовой вынос элементов надземной массой травянистой растительности возрастает в разной степени: для Zn с 3840 до 5900 мкг/км2; для Сu с 650 до 2940, для Cd - с 30 до 70, Рb - с 660 до 860, для Со - с 1500 до 5700 мкг/км2. Максимальным является вынос Fe - с 15000 до 41000 мкг/км2, а вынос Ni и Сr в градиенте загрязнения снижается.

Изменение видового состава травянистой растительности в градиенте химического загрязнения в сочетании с избирательностью накопления элементов различными видами ведет к сложной структуре их участия в общем биогенном цикле. Максимальный вклад в эти циклы вносят более многочисленные виды семейства Asteraceae, вовлекающие Zn, Cu, Pb, Mn до 80% от общего выноса элементов.

Участие видов сем. Fabiaceae в общем выносе с увеличением загрязнения снижается до 13-18 % и меньше. Возрастает вклад Роасеае в общий вынос элементов.

По мере увеличения токсической нагрузки их роль увеличивается с 1-3% до 45%, особенно для выноса Fe и Сr.

Растения суши способны к селективной концентрации - повышенному накоплению отдельных элементов в определенных органах и тканях [242, 243, 245Связь содержания элементов в различных компонентах экосистем с параметрами среды отражает тип ценотических отношений, что позволяет идентифицировать преобладающие процессы в функционировании экосистем.

Д.А. Сабинин [231] разделил химические элементы по характеру их распределения в органах растений на две группы:

- базипетальные (содержание их уменьшается от листьев к стеблям и к корням);

- акропетальные (максимальное содержание их наблюдается в корнях с уменьшением в стеблях и листьях).

Базипетальное распределение элементов у древесных пород и кустарников явно выражено в основном в диапазоне «малых содержаний». В диапазоне «больших содержаний» оно нарушается, и начинает проявляться акропетальный характер распределения химических элементов [187, 265].

Металлы, связанные тканями стволов и скелетных ветвей, следует рассматривать как депонированные в биомассе и надолго выведенные из круговорота.

Большая часть тяжелых металлов закрепляется в приповерхностных слоях коры.

В древесине их гораздо меньше. Кора стволов обычно содержит больше металлов, чем кора многолетних толстых корней, что объясняется частичным закреплением в ней экзогенных металлов [67, 74, 186, 187].

Листья по металлоаккумуляции уступают коре, хотя по концентрациям и по степени контрастности техногенных элементов не во многом от нее отличаются, особенно в конце вегетации, когда кроме аэральных поверхностных накоплений они аккумулируют часть избыточных токсичных элементов. В течение вегетационного периода происходит наращивание концентрации металлов в листьях [146, 186].

Установлено, что растения более устойчивы к повышенным, нежели к пониженным, концентрациям тяжелых металлов в окружающей среде, но накопление их выше определенной величины (ПДК, фитотоксичные концентрации) практически всегда отрицательно сказываются на состоянии растений. Поэтому правильнее говорить не о токсичных элементах, а о токсичных концентрациях. Один и тот же элемент может находиться в дефиците по отношению к растениям его концентрация может быть благоприятной, а также избыточной и весьма токсичной для него. Оптимальное выполнение физиологических функций растительными организмами обеспечивается при вполне определенных содержаниях микроэлементов в окружающей среде.

Влияние избытка тяжелых металлов на растения может быть как прямым, так и косвенным. Косвенное влияние проявляется в негативном воздействии металлов на состав, свойства почвы и на ее плодородие. Прежде всего, проявляется негативное влияние на почвенную биоту и почвенно-поглощающий комплекс почв, при дальнейшем повышении концентрации неблагоприятное воздействие распространяется на водно-воздушные свойства почвы. Вследствие этого ухудшается рост и развитие растений, снижается продуктивность и качество продукции [27, 28, 157]. Соотношение различных форм тяжелых металлов в почве также определяет уровень токсичности [37].

Прямое влияние связано с накоплением тяжелых металлов непосредственно в растении [310]. Видимые симптомы отравления меняются от вида к виду и даже для отдельных растений, но наиболее общие и неспецифические симптомы фитотоксичности - это угнетение роста, изменение окраски и т.д. Среди визуальных признаков токсичности тяжелых металлов указывается торможение роста корней, изменение формы иголок [29, 107, 158, 219, 266].

Выявлено, что не все металлы представляют одинаковую опасность для биоты. Лишь чуть более десятка элементов признаны приоритетными загрязнителями биосферы по степени токсичности, распространенности, способности накапливаться в пищевых цепях. Основным в механизме токсичности тяжелых металлов, видимо, является инактивация их высокими концентрациями метаболически важных белков и других макромолекул, выполняющих каталитические и регуляторные функции [219].

Для оценки степени биологического воздействия необходимо знание уровня токсичности тяжлых металлов. Токсичные металлы требуют особого внимания.

Они обладают высокой токсикологической активностью, олигодинамическим действием, кумулятивными свойствами, наличием специфических, в том числе избирательных, эффектов влияния на организм [258]. В рекомендациях ЮНЕП наиболее опасными тяжелыми элементами названы кадмий и мышьяк. В других международных документах обычно фигурируют свинец, кадмий и ртуть [232]. Согласно ГОСТу России 17.4.1.02-83 [27], для контроля загрязнения выделено 3 класса тяжелых металлов и металлоидов по степени их опасности: высоко-, умеренно и малоопасные (таблица 1).

По уровню токсичности химические элементы делят на несколько групп [107]:

- очень токсичные (отрицательная реакция биотеста при концентрации вещества 1 мг/л) - Ag, Be, Hg, Sn, Co, Pb, Cr;

- умеренно токсичные (ингибируют биотест при концентрации 1-100 мг/л) As, Se, Al, Ba, Cd, Cr, Fe, Mn, Zn;

- слаботоксичные (ингибируют биотест при концентрации более 1800 мг/л) - Са, Mg, Sr, Li.

Степень опасности тяжелых металлов и металлоидов согласно ГОСТу 17.4.1.02-83 [27] Токсичность и биологическая доступность тяжелых металлов в почвах зависят от реакционной способности и химической формы элемента [307]. Понятие «химическая форма» важнейшее, оно охватывает широкий набор свойств соединений элемента. Среди них: 1) степень окисления элемента в составе соединения;

2) физический статус, который включает такие свойства соединений, как фазовый состав, аморфное или кристаллическое строение твердофазных частиц, разделение на коллоиды, животные и растительные клетки, нахождение на поверхности твердой частицы в виде тонкой пленки; вид сорбционного комплекса (моно- или полимерного) на минеральной или органической частице; 3) эмпирическая химическая формула соединения; 4) детальная молекулярная структура соединения. Следует отметить, что перечень признаков токсичности нельзя признать исчерпывающим, так как в нем нет признака канцерогенности [48].

Наиболее подвижная и доступная для растений часть соединений тяжелых металлов в почве – это их содержание в почвенном растворе. Количество поступивших в почвенный раствор ионов металлов определяет токсичность конкретного элемента в почве. Состояние равновесия в системе твердая фаза – раствор определяет сорбционные процессы, характер и направленность которых зависит от свойств и состава почвы. Влияние свойств почвы на подвижность тяжелых металлов и их переход в водную вытяжку подтверждают данные о разном количестве воднорастворимых соединений Zn, Pb, Cu, Cd, переходящих из почв с различного уровня плодородия при одинаковых дозах внесенных металлов [177].

В растениях имеются механизмы защиты от избытка тяжелых металлов [92поступающих из почвы, причем развитие толерантности к металлам происходит довольно быстро и имеет генетическую основу. Наиболее полную информацию о вероятной токсичности тяжелых металлов дают результаты определения нескольких форм тяжелых металлов, содержащихся в почве. И.Г. Важенин [157] предложил для полной характеристики состояния почвы по наличию в ней потенциально токсических элементов определять следующие их четыре формы:

1. Валовое количество тяжелого металла.

2. Концентрация тяжелого металла, переходящего в 1н HCl вытяжку.

3. Концентрация тяжелого металла, извлекающегося ацетатно-аммонийным буфером (рН 4,8).

4. Концентрация тяжелого металла в водной вытяжке.

Эти последовательные вытяжки с определенной условностью можно охарактеризовать следующим образом. Валовое количество тяжелого металла характеризует общую загрязненность почвы, но не отражает степени доступности элементов для растения. Концентрация тяжелого металла, извлекаемого кислотной вытяжкой, свидетельствует об общем количестве или запасе подвижной формы тяжелого металла. Эта форма отражает фактор емкости в отношении общего содержания металла в почве. Третья форма – характеризует наиболее мобильную часть подвижных запасов металлов в почве. Последняя, четвертая форма – характеризует степень подвижности элементов в почве. Эта самая опасная, «агрессивная», а также динамичная и мобильная фракция. Высокое содержание воднорастворимой формы тяжелых металлов может приводить не только к загрязнению растительной продукции, но и к его полной гибели [174].

Главными реакциями растительного организма, связанными с токсическим действием избытка элементов, являются:

- изменения проницаемости клеточных мембран - Au, Ag, Cd, Сu, F, Hg, I, Pb;

- конкуренция за жизненно важные метаболиты - As, Sb, Те, W, F;

- большое сродство с фосфатными группами и активными центрами в АТФ и АДФ - Al, Zr и, вероятно, все тяжелые металлы;

- замещение жизненно важных ионов - Cr, Li, Pb, Sr;

- захват в молекулах позиций, занимаемых важными функциональными группами.

На токсичность поливалентных металлов, таких как Fe, Cr, Mo, Mn и др., оказывает влияние их валентность, что связано с различной подвижностью элемента в почве и доступностью для растений [4, 93, 279].

И дефицит, и токсичность микроэлементов для растений чаще всего - результат взаимодействия многих факторов. Отдельные виды групп растений обнаруживают разную способность к накоплению тяжелых металлов. При этом экологические условия среды определяют уровень содержания элементов, т.е. фитогеохимический фон, а природа вида обусловливает колебания в накоплении химических веществ растениями [4, 29, 77, 97-99].

1.4 Геохимические особенности содержания тяжелых металлов в грибах Одним из важнейших компонентов лесных экосистем являются грибы. На них возложен широкий спектр биосферных функций, среди которых разложение органических веществ является наиболее существенной [73, 178, 252]. Грибы – одна из древнейших групп эукариотических организмов, появившихся вероятно, 900 млн. лет назад. Грибы одно из царств живых организмов (ранее относили к низшим растениям), сочетают признаки как растений (неподвижность, верхушечный рост, наличие клеточных стенок и др.), так и животных (гетеротрофный тип обмена, наличие хитина, образование мочевины и др.). Известно свыше 100 тыс.

видов, однако большинство микологов определяют потенциальное биологическое разнообразие грибов в биосфере в 0,5-1,0 млн. видов [169]. Высокое биологическое разнообразие свидетельствует, что грибы – это процветающая в эволюционном плане группа организмов. Вегетативное тело в виде грибницы, или мицелия (за исключением внутриклеточных паразитов). Размножаются вегетативным, бесполым (спорами) и половым путем.

Экологическая уникальность грибов особенно видна в случае процессов биологического разложения древесины, являющейся основным и специфическим компонентом биомассы лесов, которые с полным основанием можно назвать деревянными экосистемами [111, 169]. В лесных экосистемах древесина является основным хранилищем углерода и зольных элементов, накапливаемых лесными экосистемами, и это рассматривается как приспособление к автономизации их биологического круговорота [210].

Ксилотрофные (дереворазрушающие) базидиомицеты, благодаря мощному ферментативному комплексу, способному разлагать лигнин и целлюлозу, играют ведущую роль в процессе деструкции древесины [171, 288], который является одним из ключевых этапов круговорота веществ и энергии в лесных экосистемах.

Разложение древесины – длительный процесс, протекающий с участием многих организмов в три стадии, каждая из которых отличается комплексом грибов, характерных именно для данной фазы [287]. Первая стадия осуществляется сумчатыми и несовершенными грибами. Вторая – базидиальными дереворазрушающими грибами, главным образом трутовыми. Третья стадия протекает под влиянием подстилочных сапротрофов и является самой продолжительной.

Трутовые грибы – это сборная группа, объединяющая представителей различных порядков базидиальных грибов на основе комплекса анатомоморфологических признаков и типов жизненных форм. Спороносный слой у них находится на поверхности плодового тела. Большинство видов имеют трубчатый гименофор, у некоторых видов трубочки расщепляются с образованием лопатчатых, зубчатых выростов или шипов. Недоразвитие боковых стенок трубочек приводит к образованию лабиринтовидного или пластинчатого гименофора [30].

Большинство видов трутовых грибов относятся к ксилобионтному комплексу и являются разрушителями древесины – ксилосапротрофами или биотрофами, некоторые способны к образованию микоризы [44].

Трутовые грибы составляют незначительную часть от всех групп грибов, но при этом их экологическое значение огромно. В лесах разлагающаяся древесина поддерживает большое видовое разнообразие дереворазрушающих грибов, а они поддерживают лесное разнообразие в целом и образуют экологические ниши, пригодные для обитания множества других организмов – миксомицетов, насекомых, птиц, животных [44]. Комплексы дереворазрушающих грибов являются неотъемлимым элементом сообществ древесных и кустарниковых растений, объективно отражают общие закономерности развития леса и его состояние [9]. Некоторые виды трутовых грибов (Phellinus pini (Brot.) Bondartsev et Singer, Phaeolus schweinitzii (Fr.) Pat., Heterobasidion annosum (Fr.) Bref.) являются возбудителями стволовых и корневых гнилей древесных пород растений [44]. Домовые грибы способны за короткое время разрушать деревянные перекрытия жилых помещений. Большая часть грибов-редуцентов древесины относится к группе афиллофороидных. Этим грибам принадлежит доминирующая роль в разложении древесных остатков и обеспечении круговорота веществ в лесах. Большинство из них – сапротрофы на сухостойных, валежных деревьях, опаде древесно-кустарниковых пород, подстилке, плодовых телах макромицетов, на почве. Обладая комплексом специфических ферментативных систем, грибы играют одну из главных ролей по утилизации древесины – крупнейшего резервуара биологически связанного углерода, обеспечивая тем самым круговорот веществ и трансформацию энергии в лесных экосистемах [30, 34, 170, 178, 287, 288], а также эмиссию парниковых газов, так как разложение древесины сопровождается эмиссией в глобально значимых объемах углекислого газа и метана [169].

Многие виды используются в качестве биоиндикаторов для оценки состояния лесных экосистем и оказываемого на них антропогенного воздействия, определения природоохранной значимости леса [9]. В последние десятилетия афиллофороидные грибы активно изучаются с точки зрения их применения в медицине, так как они обладают широким спектром различных биологически активных соединений [283].

Грибам отводится особый экогоризонт в лесных экосистемах и роль посредников между живым и косным веществами биосферы. Без их изучения невозможна комплексная оценка роли микобиоты в миграции элементов-загрязнителей в биогеохимических циклах, по звеньям пищевой цепи и вероятности вторичного загрязнения, прилегающих территорий [34, 283-285].

Грибы в обыденном сознании ассоциируются с представлениями о гниении, заболеваниях растений, другими словами – с негативными сторонами жизнедеятельности организмов. Вместе с тем, имеющиеся материалы свидетельствуют о том, что грибы имеют большое значение в жизни природы.

Разложение органических остатков, часто называемое гниением, - крайне важный процесс, проистекающий в природе - около 90 процентов растений - перерабатывается, разрушается при участии бактерий, беспозвоночных, грибов. Однако именно грибы являются ведущей группой и определяют все важнейшие характеристики этих процессов Основным результатом биодеструкции является регенерация, возврат минеральных элементов и углерода в биологический круговорот, что совершенно необходимо для нормальной жизнедеятельности природного сообщества. Другим следствием биодеструкции является образование грибами определенной биомассы в виде мицелия и плодовых тел, в качестве потребителей которой выступают насекомые и многие высшие позвоночные животные. Процесс биодеструкции, например, древесины, трехфазный. Его первая фаза осуществляется группой некротрофных грибов, питающихся веществами отмирающих клеток. Затем за дело берутся дереворазрушительные грибы, например, трутовые грибы.

Третья фаза биодеструкции древесины характеризуется развитием грибов гумусовых сапротрофов, заканчивающих длительные и сложные процессы биологического разложения древесины. Гумусовые сапротрофы представлены гастеромицетами (дождевиками) и особенно часто - шляпочными грибами, в огромном числе развивающимися на гнилой древесине, лесной подстилке, которые осуществляют заключительные стадии процессов биологического разложения [169].

Роль грибов не сводится только к разложению растительных остатков. Многие из них образуют микоризу или грибокорень - корневые системы растений и мицелий грибов срастаются. К числу грибов, образующих микоризу, относятся всем хорошо известные съедобные грибы - белый, осиновик, березовик, грузди, маслята, волнушки [169].

Грибы - это организмы, всасывающие питательные вещества в растительном виде, тело которого построено из нитей - гиф, и размножение осуществляется при помощи спор. По мнению О.Б. Цветновой и А.И. Щеглова [283] грибы - нефотосинтезирующие растения, обладающие иным механизмом питания; они имеют специфическое сродство к некоторым элементам. Коварство грибов состоит в том, что они имеют свойство накапливать тяжелые металлы. Если количество металлов в грибах превышает предельно допустимые концентрации (ПДК), то, поступая в организм человека, они со временем вызывают патологические изменения внутренних органов. Грибы обладают избирательной способностью к накоплению элементов, в частности опасных для здоровья людей. Особую опасность предоставляет тенденцию съедобных грибов к накоплению тяжелых металлов.

Эта способность выражена у них гораздо резче, чем у высших растений и других организмов. Например, хроническая интоксикация соединениями свинца чревата поражением сердечнососудистой системы, печени, нарушением эндокринных функций. Соединения хрома и свинца обладают канцерогенным действием, но особенно опасен кадмий. Грибы способны накапливать кадмий в огромных концентрациях при ПДК не более 0,1 мг/кг. Всемирная организация здравоохранения (ВОЗ) считает максимально допустимой дозой примерно 0,5 мг кадмия в неделю.

Самая высокая степень накопления грибами (индекс аккумуляции) характерна для ртути, кадмия, меди, цинка и селена. Биологическим накоплением кадмия отличаются подберезовик и зонтик, а меди - груздь и дождевик. Особой способностью к накоплению кобальта и цинка выделяются опята [285], хрома – сыроежки [245, 252]. Наиболее высокие концентрации тяжелых металлов обнаруживают в шампиньонах, белых грибах, груздях. В сыроежках и маковицах (Laccorta laccata) металлов, как правило, меньше. Обращают внимание на то, что в грибы попадает много кадмия и ртути. Содержание этих токсикантов в грибах иногда больше, чем в 10 раз превышает их содержание в почве. Так, французские исследователи даже на участках с невысоким содержанием в почве кадмия обнаружили высокие концентрации (97 мг/кг) этого вещества в двух видах шампиньонов. И в России известны случаи, когда в шампиньонах содержание кадмия составляло мг/кг [299]. Кадмий считают повинным в развитии поражений почек, нервной системы, семенников у мужчин и яичников у женщин. Больше всего подвержены интоксикации кадмием женщины, у которых наблюдается недостаток железа и кальция. Из мужчин группу риска составляют курильщики: из одной пачки сигарет организм усваивает примерно 1 мкг кадмия. Усвоению кадмия препятствуют железо, кальций и цинк.

Поглощение грибами тяжелых металлов достигает максимума в период интенсивного роста мицелия и в период плодообразования. Содержание металлов в тканях грибов возрастает в направлении ножка-шляпка.

В зависимости от местонахождения содержания тяжелых металлов в грибах сильно варьирует. Однако прослеживается четкая закономерность: в зонах загрязнения содержания металлов в грибах почти всегда намного выше, чем в зонах, удаленных от источников выбросов.

Помимо органической части (углеводы, белки, липиды, аминокислоты) грибы содержат большое количество минеральных веществ. В составе золы доминирует калий (от 33 до 65%) и фосфор (от 6 до 28 %). Кроме этого, зола содержит Са, Mn, Zn, Cs, V, Pb, Cu, Fe, Cd и другие элементы. Большое количество цинка содержится в мухоморе – до 400 мг/кг сухой массы, меньше – в сыроежках – до 100 мг/кг. Количество меди в грибах сильно варьирует, может доходить в зонтике до 560 мг/кг. Максимальное содержание цинка и меди отмечено в шляпках грибов, где наиболее интенсивно протекают обменные процессы; в ножках их количество почти вдвое меньше [63, 64].

Количество лития в грибах невелико и колеблется в пределах от 0,09 до 1, мг/кг, а рубидия, наоборот, очень много, например, в паутиннике – до 1500 мг/кг и более.

Вопрос накопления поллютантов в различных представителях лесной микобиоты и возможность использования их в качестве биоиндикаторов изменения лесных экосистем в настоящее время достаточно актуальны, представляют большой теоретический и практический интерес. Без их изучения невозможна комплексная оценка роли микобиоты в миграции элементов-загрязнителей в биогеохимических циклах, по звеньям пищевой цепи и вероятности вторичного загрязнения прилегающих территорий.

Грибы участвуют и в почвообразовательных процессах, определяя химический состав органического вещества почв, их структурированность, кислотность и даже температурные характеристики [55, 170].

По многим наблюдениям первой половины 20 века в ленточных борах в среднем происходит 200 пожаров в год, огнем охватывается площадь более тыс. га [72]. Изучение годичных колец древесины показало, что за два с половиной века на одной и той же территории пожары повторялись 11 раз [35]. Следует учесть, что ленточные боры Прииртышья, произрастают в экстремальных природных условиях (жаркое и сухое лето) и за последние десятилетия неоднократно подвергались опустошительным пожарам. Периодичность и частота возникновения лесных пожаров от «сухих» гроз обуславливается колебанием климатических условий [191]. По данным космической съемки только за период с 1995 по гг. пожарами в борах Прииртышья уничтожено 162 тыс. га сосновых лесов, что составляет 34% их площади [271].

Химический состав и количество атмосферных аэрозолей и пыли, образующихся после пожара и выпадающих на почвенный покров соснового бора, может существенно отличаться в зависимости от места и силы протекания пожара. При сильном огневом воздействии на почву и малой мощности органогенного горизонта, характерного для боровых песков семипалатинских сосновых боров, происходит прокаливание органоминерального горизонта. Пиролиз подстилок сопровождается уменьшением их мощности, запасов, изменением фракционного состава, что в дальнейшем существенно влияет на свойства почвы, особенно ее верхних горизонтов. Формируется новый, маломощный органогенный пирогенный горизонт, который по химическим, физико-химическим свойствам и биологическому круговороту элементов очень сильно отличается от природных неизмененных аналогов [129].

Пожары вносят коренные изменения в лесные экосистемы [71, 134, 135].

Степень ослабления деревьев зависит от типа и интенсивности пожара. При верховых пожарах обжигаются кроны и стволы, что в большинстве случаев ведет к гибели деревьев. Аналогичная ситуация наблюдается при воздействии подземных и почвенных пожаров вследствие необратимого повреждения корней. При низовых пожарах ослабляется жизнедеятельность древесных растений, однако в послепожарный период происходит постепенное восстановление функций растения [62]. Кроме того, при пожарах, помимо высоких температур, на деревья действуют также аэрозоли, выделяющиеся при горении. В их составе присутствуют кремний, алюминий, кальций, магний, свинец и др. [134], это свидетельствует о том, что лесные пожары являются мощным источником загрязнения окружающей среды [309].

Оценки показывают, что при лесных пожарах в атмосферу поступают 200 млн. тонн продуктов сгорания растительной биомассы в виде газообразных веществ, главным образом, в виде двуокиси углерода и твердых аэрозольных частичек (дым). Эти вещества оказывают существенное воздействие на химическое и оптическое качество атмосферы, на погоду, климат, на протекание биогеохимических циклов углерода в природе, на устойчивость, пост-пожарную регенерацию лесных биоценозов [88]. Физические, химические и биологические характеристики газо-аэрозольной эмиссии и е воздействие на атмосферные и биогеосферные процессы зависят от интенсивности и продолжительности горения лесных территорий, от химических и энергетических характеристик лесных горючих материалов, от вида вегетирующей растительности, от погодных условий до пожара, в процессе и после горения.

Роль газовых продуктов горения биомассы в глобальном биогеохимическом углеродном цикле, в погодных вариациях и климатических температурных трендах была предметом многочисленных исследований. Возможное климатическое воздействие газовых продуктов (предположительно, потепление климата) связано с тем, что они состоят, главным образом из двуокиси углерода и других «парниковых» газов. Эмиссия аэрозольных частиц, (прежде всего тонкодисперсных сажевых частиц и т.н. ядер конденсации) на обширных лесных пожарах является очень важным климатическим и экологическим фактором. Как известно, наличие повышенных концентраций ядер конденсации в атмосфере определяет формирование облаков и туманов. В свою очередь, пространственно-временная структура облачности оказывает влияние на радиационный теплообмен между солнечным излучением, атмосферой и земной поверхностью. Это выражается как в увеличении водных осадков, так и в их уменьшении (например, в бассейне Амазонки) и, следовательно, связан с последующими химическими, геохимическими и микробиологическими превращениями углеродсодержащих веществ в природе (т.н.

природный углеродный цикл), а также и формированием погодных и биологических условий для спонтанного возникновения (чаще всего из-за молний) и распространения лесных пожаров, и для последующей регенерации лесных биоценозов, подвергшихся тепловой атаке при пожаре.

У деревьев, получивших в результате пожара ожоги разной степени, но сохранивших жизнеспособность, наблюдается резкое изменение элементного состава надземных и подземных органов. Так, после проведения контролируемого выжигания в лесах Средней Сибири установлено, что в надземных органах сосны, в том числе и в хвое, содержание многих элементов может увеличиваться в 10 и более раз [134]. При этом значительно повышается уровень азота, калия и кальция.

В хвое лиственницы, поврежденной ранневесенним беглым низовым пожаром, уровень общего азота на протяжении всего сезона остается в 1,5 раза выше, чем в хвое здоровых деревьев [38]. По данным А.С. Исаева и Г.И. Гирс [106], после пожара накопление азотистых веществ в хвое происходит преимущественно в небелковой форме, синтез белка при этом снижается. При пожарах может происходить денатурация белков [171] или их частичный распад [62]. После прекращения действия пожара количество белкового азота в органах деревьев начинает постепенно увеличиваться, что свидетельствует об активизации процессов синтеза белков. Известно, что образование белков со структурой, обеспечивающей цитоплазме большую устойчивость после перенесения стрессового фактора, является обязательным этапом репараторного процесса [126, 280]. У хвойных деревьев, ослабленных пожаром, в ассимиляционных органах снижается уровень фосфора [75]. Низкое содержание этого элемента отмечается также в хвое ели, имеющей послепожарное происхождение [152]. Таким образом, на элементный состав ассимиляционных органов древесных растений влияют стрессовые факторы как природного, так и антропогенного происхождения, однако дестабилизирующий эффект от воздействия атмосферного промышленного загрязнения в большинстве случаев проявляется гораздо сильнее. По-видимому, это связано с тем, что техногенные эмиссии являются относительно «новым» негативным фактором, на воздействие которого у растений не выработано специфических защитных механизмов [95, 130, 291]. В условиях промышленного загрязнения происходит нарушение биогеохимических циклов многих элементов за счет значительного привноса вещества с атмосферными выбросами. Древесные растения, выполняющие определяющую роль в процессах круговорота вещества в лесных экосистемах, активно аккумулируют элементы - полютанты, осуществляют их перенос и вовлечение в целый ряд жизненно важных реакций. Вследствие этого высокая концентрация элементов-загрязнителей в органах деревьев приводит не только к разбалансированности отдельных их жизненных функций, но и к сильному нарушению метаболизма растительного организма в целом [122].

Глава 2. Физико-географическая характеристика исследуемой Семипалатинское Прииртышье находится на востоке Казахстана, в его средней по широте полосе в пределах от 45°10' до 51°20' с. ш. и от 76°30' до 83°15' в. д. простираясь более чем на 700 км в меридиональном и на 500 км в широтном направлениях. Общая площадь территории составляет 180,2 тыс. км2.

Большая протяженность обусловливает разнообразие природных условий территории, расположенной в пределах трех широтных географических зон:

степной, пустынно-степной и пустынной [25], на фоне которых, в горных и предгорных районах, проявляются высокогорная луговая, горно-степная и предгорная пустынно-степная вертикальные зоны, подразделяемые на вертикальные пояса [256, 257].

Большая часть территории Семипалатинского Прииртышья (весь запад и центр) занята Казахским мелкосопочником с хребтами Чингизтау и Акшатау (высоты - свыше 1000 м); на юго-востоке – Зайсанская котловина, на юге - БалхашАлакольская впадина, между ними – хребет Тарбагатай (высоты до 2 991 м); на северо-востоке вклиниваются отроги Калбинского хребта (высоты до 1658 м); на севере – Прииртышская равнина (Бельагачская степь) с высотами до 200-300 м.

Исследованное нами правобережье Иртыша, занятое сосновыми борами представлено в основном следующими типами рельефа [188, 189]:

1) Предалтайское (Приобское) плато, представленное южной частью, располагается на крайнем севере Семипалатинского Прииртышья в виде высоких увалисто-волнистых равнинных поверхностей, известных под названием увала Балапан, Бель-Агачской и более низкой - Коростелевской степи. Эти территории довольно рельефно поднимаются над прилегающими с юга низменными пространствами Прииртышской впадины. Здесь сохраняется основная особенность рельефа: северо-восточное (юго-западное) простирание высоких и широких водораздельных увалов и разделяющих их древних и современных долин.

Современный рельеф Приобского плато начал формироваться еще в раннечетвертичный период, когда в периферических частях Алтая были отложены мощные толщи суглинистых пород. Позднее, в ледниковый период, когда Обь была подпружена на севере ледником, реки Обского бассейна текли на юго-запад, в Иртыш. В результате они образовали серию параллельных долин, выполненных грубым аллювием, и увалов. Затем, когда Обь избавилась от подпруживающего ее ледника, а также, очевидно, в результате подъема Бель-Агачской степи и Балапана, реки постепенно изменили направление своего течения на обратное, оставив в поднявшихся частях долин лишь речные пески да цепочки озер.

Максимальные абсолютные высоты достигают: увал Балапан - 350 м, БельАгачской степи - 420 м, Коростелевской степи - 250 м. В пределах низменной Коростелевской степи встречаются мелкие озера, а также ванны высохших озер (ныне лиманов), обладающие плоским днищем с хорошо очерченной древней береговой линией в виде невысокого бортика.

Бель-Агачская и Коростелевская степи с восточной стороны ограничиваются Алейской, с западной - Барнаульской лентами боровых песков; увал Балапан соответственно Барнаульской и Касмалинской лентами. На юге Приобское плато ограничено Прииртышской впадиной, а на севере простирается в пределы Алтайского края.

Прииртышская впадина, представляющая юго-восточную окраину ЗападноСибирской низменности, простирается довольно широким языком по обе стороны Иртыша от западных границ области почти до устья рек Чара и Шульбинки. На юге она ограничивается мелкосопочником, на востоке - предгорьями Алтая, на севере - Приобским плато, а на западе уходит за пределы Семипалатинского Прииртышья. В своем основании впадина сложена палеозойскими породами, выше которых залегают третичные отложения, прикрытые довольно мощной толщей слоистых древнеаллювиальных пород, преимущественно легких (пески, супеси и пр.).

2) Прииртышская впадина (юго-восточная окраина), поверхность которой характеризуется - равнинным рельефом со слабыми уклонами к Иртышу и более или менее параллельно направлению его течения. Левобережная часть впадины в пределах Семипалатинского Прииртышья довольно узкая и ограничивается преимущественно высокими иртышскими террасами, которые южнее смыкаются с соответствующими террасами межсопочных долин или ограничиваются мелкосопочником. На правобережье подобные террасы незаметно смыкаются с основной поверхностью древнеаллювиальной равнины.

В пределах Прииртышской впадины на территории Семипалатинского Прииртышья можно различать слабоволнистую песчано-супесчаную равнину, раскинувшуюся в западной части правобережья, районы равнинных и бугристых боровых песков, представляющих окончания Алейской, Барнаульской и Касмалинской лент сосновых боров, и, наконец, долину Иртыша с ее современными пойменными и надпойменными террасами.

Равнинные и бугристые боровые пески располагаются в пределах, так называемых ленточных боров, охватывая целиком Ново-Шульбинский бор, Алейскую ленту; а также окончания Барнаульской и Касмалинской лент. В Семипалатинском Прииртышье форму лент сохраняет лишь Алейский массив боровых песков в своей северной части. На юге он смыкается с песками Ново-Шульбинского бора и Барнаульской ленты, образуя почти сплошной Прииртышский массив, который в своей западной части расчленяется на отдельные изолированные островные массивы. Окончание Касмалинской ленты также изолировано. Боровые пески образовались в период максимального оледенения, когда реки обского бассейна сбрасывали свои воды в направлении Иртыша, отложив в своих древних долинах и прииртышских дельтах большие массы аллювиального материала. В сухой послеледниковый период аллювиальные пески местами были перевеяны и приобрели характерный бугристый и котловинный рельеф с колебаниями относительных высот от 1-5 до 20 м и более. Однако там, где естественный растительный покров не нарушался (преимущественно низкие поверхности с близкими грунтовыми водами), массивы песков сохранили равнинный рельеф древнеаллювиальной равнины почти первоначальным.

Боровые пески прослеживаются в пределах абсолютных высот от 150 до м, причем выше 250-300 м – обычно уже за пределами Прииртышской впадины.

На юге боровые пески ограничиваются современной долиной Иртыша, на северовостоке - предгорной равниной Алтая, на севере - Приобским плато, причем по древним долинам они в виде лент простираются на северо-восток; на западе смыкаются со степной частью Прииртышской впадины, часто без заметных изменений рельефа.