3 курс / 2 семестр / Экология ландшафтов / Глазовская_2012

Геохимия ландшафтов и география почв (к 100-летию М.А. Глазовской)

частях и органах, а также в зависимости от возраста растения. При избыточном поступлении ТМ через корни в растения работают защитные механизмы неспецифической природы. Они ограничивают проникновение ТМ в надземные органы, в метаболические центры клеток. По отношению к разным ТМ защитные возможности растения проявляются неодинаково: Рb в основном задерживается уже в корнях, Сd сравнительно легко проникает в надземные органы [2]. По уровню накопления ТМ различные органы растений также отличаются и располагаются в следующий ряд: корни > стебли (листья)> органы запасания ассимилянтов [2,3]. В связи с этим чрезвычайно важны исследования, позволяющие контролировать содержание ТМ в различных видах с/х растений в зависимости от типа почвы и проводимых мелиоративных мероприятий.

Владимирская область является хорошо развитым промышленным регионом, основными источниками поступления ТМ в окружающую среду служат предприятия машиностроительного и химического профиля, немалый вклад в загрязнение почв ТМ вносят минеральные удобрения и пестициды, а также иловые осадки очистных вооружений.

Исследования содержания ТМ в почвах и растениях Владимирской области проводятся по программе мониторинга загрязнения окружающей среды. Накопленные в течение ряда лет (1993-2010) Агрохимцентром «Владимирский» данные позволяют проследить динамику накопления ТМ (меди, цинка, свинца, кадмия, кобальта, хрома) в сельскохозяйственных растениях, выращиваемых на почвах Владимирской области, а также оценить безопасность сельскохозяйственной продукции с точки зрения санитарно-гигиенических нормативов. Расчет коэффициента накопления ТМ в растениях по отношению к их содержанию в почве даёт возможность определить наиболее уязвимые с точки зрения аккумуляции ТМ виды растений. Проведённые исследования выявляют наиболее опасные по интенсивности накопления в растениях ТМ.

Исследования проводились на двух опытных участках (Ковровский район – дерново-подзолистые супесчаные и песчаные почвы, Суздальский район – серые лесные почвы). Оба участка расположены на сельскохозяйственных угодьях, ведётся севооборот. Исследовано содержание ТМ (меди, цинка, свинца, кадмия, хрома, кобальта) в зерне злаковых культур (овес, рожь, яровая пшеница), зелёной массе (листьях, стеблях) однолетних и многолетних трав (на сенокосных участках) (табл. 1-2).

Наблюдения на серых лесных почвах показали наибольшее содержание следующих ТМ в пробах злаковых культур и многолетних трав: Cd - овес (зерно); Zn и Cr - ячмень (зерно); Cu - яровая пшеница (зерно); Со, Pb – многолетние травы (зелёная масса). Превышения максимально допустимого уровня (МДУ) [4] не выявлено ни в одном из видов культур (табл.1). Наиболее низкое содержание ТМ (меди, цинка, свинца, кадмия, хрома) наблюдается в кукурузе (зеленой массе). Наименьшее содержание кобальта было выявлено в пробах яровой пшеницы.

Таблица 1

Содержание ТМ в растениях, выращенных на серых лесных почвах (1993-2007 гг.) [4,5]

	многолетние травы		Овес(зерно),		Ячмень(зерно)		Яровая		Кукуруза (зеленая
							пшеница
ТМ	(зелёная масса)								масса)
	МДУ	С,мг/кг	МДУ	С, мг/	МДУ	С, мг/	МДУ	С, мг/	МДУ	С,мг/кг
				кг		кг		кг
Cu	30	0,91	30	2,5	30	3,43	30	3,45	30	0,68
Zn	50	7,13	50	22,59	50	25,77	50	25,1	50	5,48
Pb	5,0	0,28	5,0	0,155	5,0	0,26	5,0	0,25	5,0	0,06
Cr	0,5	0,21	0,5	-	0,5	0,90	0,5	0,37	0,5	0,07
Cd	0,3	0,036	0,3	0,072	0,3	0,063	0,3	0,056	0,3	0,009
Co	1,0	0,112	1,0	-	1,0	0,059	1,0	0,006	1,0	0,01

Содержание ТМ в растительной продукции, выращенной на дерново-подзолистых почвах, отличается отрастительнойпродукции,выращеннойнасерыхлесныхпочвах(табл.2).НаибольшеесодержаниеCd,Cr,Pb обнаруженовзернеовса,содержаниехромавзернеовсавышедопустимогоуровня[4,5];Cu иZn накапливается в большей степени в зерне яровой пшеницы, Со – в листьях многолетних трав, при этом значения не выше допустимых.

НаиболеенизкоесодержаниеТМ (меди,свинца, кадмия,хрома,кобальта),наблюдаетсяв зелёной массе однолетних трав, цинка – в зелёной массе многолетних трав.

Однако говорить о поглотительной способности растений можно только после расчёта коэффициентов поглощения (Кп) относительно содержания отдельных элементов в почве. В таблице 3 для разных элементов и различных видов растений представлены значения Кп за тот период наблюдения, когда одновременно контролировалось содержание ТМ и в почвах, и в растениях, растущих на этих почвах.

Наблюденияпоказали,чтоврастениях,выращенныхнасерыхлесныхпочвах(многолетниезлаки,кукуруза, ячмень), накопление ТМ (меди, цинка, свинца, кадмия, кобальта и хрома) не наблюдается. Серая лесная почва Ополья имеет суглинистый механический состав, близкую к нейтральной реакцию среды (рН 6,1) и довольно высокоесодержаниегумуса(до3,5%),-всёэтоспособствуетфиксацииТМвнедоступныхдлярастенийформах.

Напротив, в пробах растений, выращенных на дерново-подзолистых почвах, Кн некоторых ТМ, и, прежде всего,меди,цинкаисвинцазначительновыше.Это,очевидно,связаностем,чтовлёгкихпочвах,сневысоким содержанием гумуса, ТМ более доступны и легче поглощаются растениями из почвенного раствора.

360

Доклады Всероссийской научной конференции

Исследованная нами супесчаная дерново-подзолистая почва характеризуется кислой реакцией среды (рН 5.8), малым количеством гумуса (1.6-1.7%), ненасыщенностью основаниями (9,3мг-экв/100г). В таких условиях многие соединения ТМ подвижны, легко из почвенного раствора переходят в растения. Наиболее высокие значения Кн на дерново-подзолистых почвах получены в зерне ржи и овса для цинка (Кн 0.6 - 0.8) и меди (Кн 0.95 - 1.04). В зелёной массе однолетних трав наиболее высок Кн меди (Кн 0,95).

Таблица 2

Содержание ТМ в растениях, выращенных на дерново-подзолистых почвах (1993-2007 гг.) [4,5]

	многолетние травы		Овес (зерно),		Озим. рожь		Яровая пшеница			Однолетние
										травы
	(зелёная масса)				(зерно)			(зерно)
ТМ										(зелёная масса)
	МДУ	С,мг/	МДУ	С,мг/кг	МДУ	С,мг/кг	МДУ		С,мг/кг	МДУ	С,мг/кг
		кг
Cu	30	1,27	30	3,10	30	3,25	30		3,63	30	1,03
Zn	50	6,24	50	26,02	50	23,95	50		33,4	50	6,55
Pb	5,0	0,19	5,0	0,38	5,0	0,23	5,0		0,26	5,0	0,07
Cr	0,5	0,16	0,5	0,58	0,5	0,34	0,5		0,30	0,5	0,05
Cd	0,3	0,034	0,3	0,079	0,3	0,077	0,3		0,059	0,3	0,017
Co	1,0	0,067	1,0	0,060	1,0	0,22	1,0		0,063	1,0	0,015

Таблица 3

Коэффициенты накопления ТМ в растениях в 1993-2003 гг.

Таким образом, даже при допустимых уровнях ТМ в почвах их содержание в растениях может превышать ПДК, что обусловливает необходимость контроля содержания ТМ и в почвах, и в растениях. Вместе с тем, даже при допустимых количествах ТМ в почве, для сохранения продуктивности и качества сельскохозяйственных культур, наряду с регулярным контролем содержания ТМ в почвах и растениях необходима дифференцированная, в соответствии с агрохимическими показателями почвы, система агрохимических мероприятий, – своевременное известкование, внесение научно-обоснованных доз органических и минеральных удобрений.

Литература

1.Кабата-Пендиас С., Пендиас X. Микроэлементы в почвах и растениях. М., 1989, 439

2.Ильин В.Б. Тяжелые металлы в системе почва-растение. Новосибирск: Наука, 1991. 151с.

3.Обухов А.И., ПоповаA.A. Баланс тяжелых металлов в агроценозах дерново-подзолистых почв и проблемы мониторинга. //Вестник МГУ. Сер. 17. Почвоведение. 1992, МГУ, с. 31.

4.Временный максимально-допустимый уровень содержания ТМ в кормах, мг/кг, (МДУ),1987.

5.Продовольственное сырье и пищевые продукты. Гигиенические требования безопасности и пищевой ценности пищевых продуктов. ( СанПиН 2.3.2.1078-01 от 14.11.2001 г). М., 2002. 166 с.

361

Геохимия ландшафтов и география почв (к 100-летию М.А. Глазовской)

УДК 504.054

РАДИОАКТИВНОСТЬ ЦЕЗИЯ-137 В СФАГНОВЫХ МХАХ ВЕРХОВЫХ БОЛОТ ЗАПАДНОЙ ЧАСТИ ВОЛОГОДСКОЙ ОБЛАСТИ

В.П. Шевченко (1), Д.А. Филиппов (2), Р.А. Алиев (3)

(1) Институт океанологии им. П.П. Ширшова РАН, Москва, e-mail: [e-mail]; (2) Институт биологии внутренних вод им. И.Д. Папанина РАН, Борок Ярославской обл., e-mail: [e-mail]; (3) НИИ ядерной физики им. Д.В. Скобельцына МГУ им. М.В. Ломоносова, Москва, e-mail: [e-mail]

Атмосферный перенос является самым быстрым механизмом переноса веществ, в том числе радионуклидов. Эффективным природным архивом выпадений радионуклидов являются сфагновые мхи, растущие на верховых болотах [1]. Сфагновые мхи растут медленно. Годовой прирост зависит от уровня почвенно-грунтовых вод, количества выпадающих за вегетационный период осадков и обычно не превышает 2,5–3 см [2]. При этом нижняя часть стебля отмирает, формируя на сфагновых болотах сфагновые торфа. Почти сплошной покров сфагновые мхи образуют на широко представленных в таёжной зоне переходных и верховых сфагновых болотах. Последние в условиях Вологодской области занимают значительные площади (около 7–9% её территории, или 60–65% общей площади болот). Большие площади верховых болот находятся на юго-западе области (Молого-Судское междуречье), а также в бассейнах рек Сухоны, Шексны и Лаче-Воже- Кубенскойвпадине.Размерыверховыхболотколеблютсявоченьширокихпределах(от1–2до120тыс.га)[3]. Водно-минеральноепитаниеверховыхболотнесвязаносгрунтовымиводамииосуществляетсяисключительно за счёт атмосферных осадков (включая и твердые в виде пыли), поэтому наиболее эффективно использовать именно сфагновые мхи для индикации атмосферного переноса микроэлементов и радионуклидов [2].

В целом, на территории Вологодской области данные по содержанию радионуклидов в сфагновых мхах отсутствуют. Хотя всё же отметим, что исследования распределения радиоактивных изотопов (стронций-90) в мохообразных были выполнены в конце 1950-х – начале 1960-х гг. на базе Дарвинского государственного заповедника [4]. Целью данной работы является оценка степени загрязнения сфагновых мхов верховых болот западной части Вологодской области искусственным радионуклидом цезий-137.

Отбор проб сфагновых мхов производился на верховых болотах Вологодской области в сентябре – октябре2009г.(табл.).Всегобылоотобрано14пробсфагновыхмховSphagnumfuscum.Пробыотбираливдали от источников локального загрязнения, в частности, на удалении не менее 1 км от населённых пунктов и не менее 150–200 м от просёлочных дорог. Для полного исключения естественных факторов (влияния грунтовых и поверхностных вод) на болотах выбирали высокие кочки и гряды. Для пробы снимали лишь самый верхний слой, не менее чем с 15–20 расположенных на неком удалении кочек. Как правило, толщина слоя Sphagnum fuscum не превышала 5–10 см. Пробы мхов отбирали в химически чистые полиэтиленовые пакеты, используя одноразовые полиэтиленовые перчатки, и хранили в холодильнике до начала лабораторной обработки. В лаборатории пробы были очищены от примесей (иголки, веточки, остатки травянистых растений, фрагменты другихмховилишайников)спомощьюпластиковогопинцета,высушенывсушильномшкафупритемпературе 30–35ºC. Для определения радиоактивности цезия-137 высушенные пробы сфагновых мхов озоляют в муфеле в течение 1 суток, постепенно повышая температуру до 500ºC, и рассчитывают зольность. Радионуклид цезий-137 в золе определяют методом гамма-спектрометрии, регистрируя гамма-кванты с энергией 661,6 кэВ на гамма-спектрометре Canberra GR3818, оснащенном полупроводниковым детектором из сверхчистого германия с бериллиевым входным окном в Лаборатории радиохимии химического факультета МГУ им. М.В. Ломоносова [5]. Калибровку по энергии и эффективности выполняют, используя интеркалибровочные препараты MAPEP 97S4 и QAP 9803 (vegetation) и сертифицированный стандартный препарат IAEA-315.

Таблица 1

Места отбора проб сфагновых мхов в западной части Вологодской области, их зольность и радиоактивность (A)

№ точки	Широта,	Долгота,	Место	Зольность, %	A, Бк/
	с.ш.	в.д.			кг
1	59º27,187’	40º30,977’	Сокольский район, болото Алексеевское-1	1,40	44,4
2	59º45,569’	38º24,124’	Кирилловский район, болото Соколье	1,57	100,8
3	60º54,294’	36º03,086’	Вытегорский район, близ д. Верх. Понизовье	2,39	45,3
4	61º01,923’	36º28,835’	Вытегорский район, болото Гладкое	3,38	32,7
5	61º16,892’	36º25,206’	Вытегорский район, болото Крестенское	1,42	54,6
6	60º50,184’	36º52,684’	Вытегорский район, близ п. Волоков Мост	1,79	103,1
7	60º31,918’	37º54,401’	Вашкинский район, близ д. Еськино	1,67	98,1
8	60º17,054’	37º57,838’	Вашкинский район, севернее с. Липин Бор	2,05	51,5
9	59º59,066’	37º17,467’	Белозерский район, у оз. Копозеро	1,31	57,9
10	59º30,802’	37º39,589’	Череповецкий район, близ д. Сокольниково	1,86	79,0
11	59º16,534’	37º00,806’	Кадуйский район, болото Большое	1,61	36,4
12	59º15,749’	35º59,866’	Бабаевский район, болото Шиглинское	1,87	76,3
13	59º04,991’	36º25,107’	Устюженский район, у оз. Трабиловское	1,65	73,4
14	59º05,203’	37º23,328’	Череповецкий район, южнее д. Елехово	2,04	106,7

362

Доклады Всероссийской научной конференции

Сфагновый мох Sphagnum fuscum в анализируемых пробах имеет сравнительно низкую зольность (от 1,31 до 3,38%, в среднем 1,86%). Низкая зольность сфагновых мхов связана со слабой обеспеченностью их элементами минерального питания растений на верховых болотах и замедленным биологическим круговоротом.

Радиоактивность цезия-137 в изученных пробах сфагнового мха варьировала от 32,7 до 106,7 Бк/кг сухого веса, составляя в среднем 68,6 Бк/кг при стандартном отклонении 26,0 Бк/кг (n=14 проб). Эти значения являются сравнительно низкими для северо-запада Европейской территории России, в то время как во многих точках в Карелии и Архангельской области активность цезия-137 в сфагновых мхах, поверхностном слое торфа и почв >200 Бк/кг [6].

Радиоактивность цезия-137 в сфагновых мхах Вологодской области находится на фоновом для Европы уровне и ниже, чем на западе Карелии, вблизи финской границы, и намного ниже значений, отмеченных в Финляндии и Швеции [6], т.к. в основном определяется перераспределением этого радионуклида, выпавшего из атмосферы в период ядерных испытаний конца 50-х – начала 60-х годов 20-го века и после аварии на Чернобыльской АЭС, а в Скандинавских странах выпадение продуктов аварии было значительно выше, чем на северо-западе Европейской территории России.

АвторыпризнательныакадемикуА.П.Лисицынузаценныесоветы.Работабылафинансовоподдержана ОтделениемнаукоЗемлеРАН(проект“Наночастицы…”)игрантамиподдержкиведущихнаучныхшколНШ3714.2010.5 и НШ-618.2012.5.

Литература

1.Vinichuk M., Johanson K.J., Rydin H., Rosen K. The distribution of 137Cs, K, Rb and Cs in plants in Sphagnum-dominated peatland in eastern central Sweden // Journal of Environmental Radioactivity. 2010. V. 101. P. 170–176.

2.Перельман А.И., Касимов Н.С. Геохимия ландшафта. М.: Астрея-2000, 1999. 768 с.

3.Природа Вологодской области / Гл. ред. Г.А. Воробьев. Вологда: Изд. Дом Вологжанин, 2007. 434 с.

4.Сапожников Ю.А., Алиев Р.А., Калмыков С.Н. Радиоактивность окружающей среды. Теория и практика. М.: БИНОМ. Лаборатория знаний, 2006. 286 с.

5.Поляков Ю.А., Криницкий В.В., Калишина Л.Н., Назарова Л.Ф. О распределении радионуклидов в природных объектах зоны Дарвинского заповедника // Труды Дарвинского государственного заповедника. Вологда: Северо-Западное книжное изд-во, 1973. Вып. XIII. Природные ресурсы Молого-Шекснинской низины. Радиоэкологические и физико-химические исследования почв и растений. С. 6–31.

6.Киселев Г.П., Кряучюнас В.В., Киселева И.М. и др. Природная радиоактивность территории Европейского Севера и ее антропогенные изменения // Геоэкология. 2005. № 3. С. 205–218.

УДК 631. 551.2 551.495

МИГРАЦИЯ ФОСФОРА В СИСТЕМЕ ПОЧВА–ГРУНТОВЫЕ ВОДЫ В СЕЛЬСКИХ ЛАНДШАФТАХ ЛЕСНОЙ ЗОНЫ

Г.С. Шилькрот

Институт географии РАН, Москва, е-mail: [e-mail]

Происходящие быстрые изменения в состоянии природной среды, несомненно, являются следствием интенсивного и разнообразного воздействия на неё антропогенного фактора, хотя в последнее время большое внимание уделяется также влиянию и климатического фактора. Оба эти фактора определяют современные процессы превращения и миграции веществ в ландшафтах. Пониманию же происходящего помогают в очень большой степени результаты многолетних ландшафтно-геохимических исследований, проводимых на ключевых объектах, иными словами, осуществление с определенными целями геохимического мониторинга состояния того или иного ландшафта.

Именно такие исследования проводит Институт географии РАН с 2001 г. в малонарушенной части бассейна Селигера, следя за миграцией веществ в составе речных и грунтовых вод с прибрежных сельских и лесных ландшафтов в Селижаровский, замыкающий, плес озера [1]. Антропогенное воздействие на среду идетздесьчерезселитьбу,сзастроенныхдачамиприбрежныхтерриторий, ичерезвлияниенеорганизованного туризма, что в совокупности может количественно и качественно изменять геохимические потоки в прибрежных ландшафтах.

Исследования включали проведение сезонных многолетних наблюдений за химическим составом речных и грунтовых вод (родников и колодцев). Выполнялись определения рН, минерализации воды по кондуктометру, содержания в ней основных ионов, минерального и органического фосфора, соединений азота, а также до 60 микроэлементов, включая токсичные тяжелые металлы.

Исследованияпервыхжелетвыявилинеобычныйфакточеньвысокогосодержанияфосфора(до8мг/л) в воде одного из деревенских колодцев (дер. Панюки), в подножии берегового склона [1]. Причины высокого обогащения грунтовой воды фосфором были непонятны, так как отсутствовали источники непосредственного загрязнения её этим элементом. Тем более, что ранее исследователи отмечали, как правило, очень слабую миграцию фосфора из почв в грунтовые воды во всех сельских ландшафтах [2,3]. Понять происходящее в бассейне озера Селигер могло помочь слежение за содержанием фосфора и других элементов в водах указанного колодца и других на этой территории, а также расширение круга исследований в сельских

363

Геохимия ландшафтов и география почв (к 100-летию М.А. Глазовской)

ландшафтах. Были обследованы сельские колодцы на разных берегах Селижаровского плеса озера Селигер, с разным положением их на береговом склоне, и, кроме того, естественные выходы подземных вод по левому берегу указанного плеса (дер. Осцы и Рогожа). Дополнительно отбирались пробы вод родников и колодцев в других местах: в Московской, Новгородской, Тверской и Калужской областях.

Результаты исследований в бассейне Селигера показали, что содержание фосфора в воде сельских колодцев и в воде родников очень сильно различается (табл.1). В сельских колодцах вода оказалось заметно обогащеннойфосфором,ноособенновысокоеегосодержаниесохранялосьвовсегодывколодцедер.Панюки. Минимальное же содержание этого элемента наблюдалось в родниковых водах.

Вгрунтовыхводахдругихсельскихландшафтовтакжечастооказывалисьповышеннымиконцентрации фосфора, но отмечалось это как в колодцах, так и в родниках (табл.1). Обогащение грунтовых вод фосфором в сельских ландшафтах было явно связано с действием антропогенного фактора. Именно им объясняют повышение содержания фосфора в водах источников в приречных ландшафтах р. Волга ниже г. Тверь другие исследователи[4].Поихданным,взависимостиотуровняантропогеннойнагрузкинатерриториюсодержание фосфора (Р мин) в водах источников имеет разные уровни: 0,1-0,5 мг/л, 0,5-1,0 мг/л и более 1 мг/л.

Таблица 1

Содержание фосфора в грунтовых водах бассейна озера Селигер (объекты 1-3, количество наблюдений по каждому объекту 20 и более) и других сельских ландшафтов

Объект	рН	Сумма ионов,	Хлориды, мг/л	Рмин, мг/л
		мг/л
1. Родники	7,0-7,8	250-410	4-19	0,005-0,094
2. Колодцы	5,6-7,6	115-310	4-14	0,11-0,35
3. Колодец в д.	4,4-7,4	80-172	4-20	5,6-11,2
Панюки
4. Колодец*	6,7	149**	3,6	1,54
5. Источник*	6,5	424**	23	0,063
6. Источник*	7,5	150**	3,6	0,125
7. Колодец*	6,2	108**	5,4	0,010
8. Источник*	7,1	300**	7,1	0,221
9. Источник*	7,2	339**	28	0,38
10. Источник*	7,0	545**	56	0,66
11. Колодцы*	6,5; 7,4	240**; 306**	10; 14	0,28; 0,45
12. Колодец*	7,0	298**	7,1	0,031

*- эпизодический отбор проб: 4.- д. Ореховка, Сосницкий плес оз. Селигер, 05.2011 г.; 5-Алексиевская пустынь, Переславль Залесский, 01.2011 г.; 6-оз. Ужин (Валдайское озеро), д.Ново-Троицы, Новгородская обл., 11.2011 г.; 7- д. Боброво, Тверская обл., 06.2011 г.; 8- Мураново, Московская обл., 07.2011 г.; 9- Радонеж, Московская обл., 10.2008 г.; 10Сергиев Посад, Лавра, Московская обл., 10.2008 г.; 11близ г. Зеленоград, Московская обл., весна 2009 г.; 12.д. Ермолино, близ Боровска, Калужская обл., 03.2011 г.

** - минерализация воды по кондуктометру, мг/л.

Из табл. 1 явствует, что почти во всех объектах исследования в бассейне Селигера содержание в грунтовых водах иона Cl -, как показателя загрязнения, незначительное. Тогда как известно, что именно этот ион сопутствует загрязнению вод бытовыми стоками и минеральными удобрениями из пахотных угодий. Из приведенных в таблице данных также следует, что воды источников на берегах Селижаровского плеса в сравнениисводойколодцевнаиболееминерализованные,носодержатминимальныеконцентрациифосфатного фосфора. В других же ландшафтах воды источников уже заметно обогащены подвижным фосфором

Результаты наших исследований в бассейне озера Селигер и в других районах позволяют связать факт обогащения грунтовых вод фосфором как с антропогенным загрязнением природной среды, так и с антропогенной активизацией процессов метаболизма в почвах, усиливающей миграцию этого элемента из его резерва в почвах, например, торфянистых, очень распространенных в лесной зоне, в грунтовые воды. В этом процессе можно видеть аналогию с происходящим активным выходом фосфора в водную массу озер из накопленного его резерва в донных иловых отложениях при антропогенном евтрофировании озер [5].

Определенным подтверждением сказанного о миграции фосфора из почв в грунтовые воды могут служить результаты исследований активности гетеротрофных бактерий в воде трех источников в районе Крылатские холмы, г. Москва [6]. Все три родника используются для питьевых целей. В их воде значение перманганатной окисляемости низкое и величины общей численности бактерий весьма близки. Однако один родник, отличающийся от остальных минимальным количеством евтрофных бактерий, выделяется и наименьшими концентрациями в воде фосфатов (0,05 мг/л Р).

Хорошимподтверждениемусилениямиграциифосфоравгрунтовыеводы врезультатевыщелачивания этого элемента из почвы может служить обнаруженная нами отчетливая направленность в изменении содержания ряда металлов, включая тяжелые, в ряду объектов грунтовых вод на водосборе Селижаровского плеса от родников к колодцам (табл. 2).

Изтабл.2видно,каксодержаниевсех,кромеZn,металловвгрунтовыхводах водосбораСелижаровского плеса понижается от родников к колодцам, но особенно резко в колодце д. Панюки. И, наоборот, содержание

364

Доклады Всероссийской научной конференции

Zn оказывается максимальным в колодце д. Панюки, повышенным в других колодцах и минимальным в родниках.

Таблица 2

Среднее содержание (мкг/л) характерных для грунтовых вод бассейна озера Селигер металлов в разных объектах (1-3) на водосборе Селижаровского плеса (n = 10 и > по каждому из объектов)

Элемент	1. Родники	2. Колодцы	3. Колодец в д.Панюки
Fe	498	356	106
Sr	218	99	71
Ti	102	44	13
Cr	12,3	5,2	1,4
Ba	32	24	2,5
U	0,4	0,1	0,03
Zn	2,6	18	74

Отсюда следует вывод, что в отличие от вод родников, не испытывающих заметного влияния процессов выщелачивания металлов и фосфора из почв и содержащих, соответственно, минимальные концентрации как фосфора, так и цинка, воды колодцев в сельских ландшафтах лесной зоны обогащаются как фосфором, так и цинком, выщелачивающихся из почв. Цинк попадает в почвы (и закрепляется в гумусовом горизонте) из атмосферных осадков, содержащих его, как было отмечено нами, в больших концентрациях [1].

Следовательно, повышенные концентрации фосфора и цинка в грунтовых водах могут служить индикаторами современной биогеохимической активности в системе почва-грунтовая вода, обусловленной в значительной степени действием антропогенного фактора. Но не исключается при этом и влияние на эти процессы в последние годы климатического фактора – изменения температурного режима почв.

Литература

1.Кудерина Т.М., Шилькрот Г.С. Мониторинг состояния озера Селигер в новых условиях природопользования //Теория и практика восстановления внутренних водоемов. (Сб. Трудов международной научно-практической конф., СПб, 15-18 октября 2007). СПб. Изд-во Лема. 2007. С. 224-230.

2.Глазовская М.А. Геохимия природных и техногенных ландшафтов СССР. М. Высшая школа. 1988. 324 с.

3.Шилькрот Г.С. Изменения химизма природных вод культурных ландшафтов //Изв. АН СССР, сер. географ., 1973, № 3. С. 42-50.

4.Ахметьева Н.П., Лапина Е.Е., Кудряшова В.В. Родники на водосборе Иваньковского водохранилища //Природа. 2007. № 2. С. 66 –

5.Шилькрот Г.С. Биогеохимические процессы и потоки веществ и энергии в нарушенных водных экосистемах //Изв. РАН, сер. географ., 2008, № 3. С. 35-44.

6.Ильинский В.В., Шадрина Н.А., Комарова Т.И. Гетеротрофные бактерии городских родников: московский заповедник «Крылатские холмы» //Водные ресурсы, 2010, т. 37, № 4, С.494-501.

УДК550.4:543.63:627.157

ОСОБЕННОСТИ ГРУППОВОГО СОСТАВА ОРГАНИЧЕСКОГО ВЕЩЕСТВА РУСЛОВЫХ ОТЛОЖЕНИЙ РЕКИ ПАХРЫ

Е.П. Янин

ГЕОХИ РАН, Москва, e-mail: [e-mail]

Задача настоящего исследования заключалась в установлении группового состава органического вещества (ОВ) русловых отложений р. Пахры и особенностей его трансформации в зоне влияния г. Подольска

– крупного промышленного центра Московской области. В природных условиях режим и водность Пахры, которая относится к восточно-европейскому типу рек с преимущественно снеговым питанием, типичны и нормальны для малых рек Центральной России. В последние десятилетия в водном питании Пахры важную роль играют отводимые в нее промышленно-бытовые сточные воды, являющиеся источником поставки в реку специфического осадочного материала, что обусловило формирование в ее русле нового типа русловых отложений–техногенныхилов[1].ОсновнойсбросвПахрусточныхвод,образующихсявпределахПодольска, происходит с городских очистных сооружений по руч. Черному.

Отбор проб русловых отложений (слой 0–20 см) осуществлялся на следующих опорных участках р. Пахры: I – при входе в г. Подольск, II – центр города, III–VII – соответственно 2 км, 2,2 км, 2,4 км, 9 км и 15 км ниже устья руч. Черного, VIII – верховья реки (местный фон). В пределах фонового участка русло р. Пахры сложено преимущественно неплохо отсортированными песками [1]. В зоне влияния г. Подольска, где в аллювиальном седиментогенезе участвуют значительные массы техногенного осадочного материала, поступающегососточнымиводамииповерхностнымстокомсосвоенныхтерриторий,вруслеПахрыразвиты плохо отсортированные песчанистые, мелкоалевритовые и крупноалевритовые техногенные илы. Илы отличаются от фонового аллювия своеобразным петрохимическим составом и высокими концентрациями

365

Геохимия ландшафтов и география почв (к 100-летию М.А. Глазовской)

тяжелых металлов и других химических элементов.

ДляпоследовательногоизвлеченияизотложенийосновныхгруппОВиспользоваласьследующаясхема фазового анализа: 1) спиртобензольная смесь (1:1 по объему C2H5OH и C6H6, экстракция в аппарате Сокслета в течение 20 час. при комнатной температуре). Считается, что данная вытяжка извлекает из отложений главным образом липиды (жиры, воски, смолы) [2]; 2) раствор пирофосфата натрия (0.1 М Na2P2O7 x 10H2O с добавлением 0.1 n NaOH, экстракция в течение 12 час., рН ~ 13; обработка навески проводилась 3–6 раз до полного осветления раствора). Данная вытяжка извлекает из отложений в основном гумусовые кислоты, связанные с кальцием и с несиликатными формами железа и алюминия [3]. Разделение гуминовых (ГК) и фульвокислот (ФК) проводилось по методике [4]. Определение органического углерода (Сорг) осуществлялось методом И.В. Тюрина. Количество органического углерода в нерастворимом остатке (Соов, характеризует остаточноеОВ,включающееглиногумусныйгумин,лигнини,вусловияхзагрязнения,техногеннуюорганику) рассчитывалось вычитанием суммы органического углерода в спиртобензольной (Слип) и в пирофосфатной (Сгк + Сфк) вытяжках из общего содержания органического углерода (Сорг) в пробе.

Фоновый аллювий характеризуется невысоким содержанием ОВ (Сорг = 0,65 %), в составе которого преобладают гумусовые кислоты (81,8 % от Сорг); доля остаточного ОВ невелика (15,4 %), а липидов – ничтожна (1.5 %). Характерным является повышенное (по сравнению с подвижными ФК) содержание ГК, что указывает на очень высокую степень гумификации ОВ фоновых отложений (табл. 1). Техногенные илы отличаются от фонового аллювия существенно более высоким (в 2–4 раза) содержанием общего количества ОВ и принципиально иным соотношением (балансом) его основных групп. Наиболее резко в илах возрастают удельные концентрации остаточного ОВ (в 3–11 раз) и особенно липидов (в 6–59 раз) (табл. 2). В свою очередь, относительная доля липидов возрастает в техногенных илах до 10–20 % (против 1,5 % в фоновом аллювии), остаточного ОВ – до 27,3–48.6 % (против 15,4 %). Одновременно в техногенных илах наблюдается уменьшениеотносительнойдоли(принезначительномростеудельногосодержания)гумусовыхкислот(с81,8 % в аллювии до 29,6–57,1 % в илах).

Таблица 1

Групповой состав ОВ русловых отложений р. Пахры

Участок	Сорг, в % от отложений			В % от Сорг
		липиды	гумусовые кислоты			остаточное ОВ
			сумма	ФК	ГК
I	1,38	4,4	43,5	22,5	21,0	52,1
II	1,52	6,6	50,0	34,2	15,8	43,4
III	1,71	9,9	32,2	21,1	11,1	57,9
IV	2,46	13,4	36,2	16,3	19,9	50,4
V	2,60	22,6	29,6	13,1	16,5	47,7
VI	1,65	20,0	46,7	26,7	20,0	33,3
VII	1,26	15,9	57,1	33,3	23,8	27,0
Среднее (II–VII)	1,87	14,7	41,9	24,1	17,9	43,3
VIII (фон)	0,65	1,5	81,8	39,4	42,4	16,7

Таблица 2

Интенсивность концентрирования ОВ в техногенных илах (в коэффициентах концентрации относительно содержания в фоновом аллювии)

Участок	Сорг	Липиды (Слип)	Гумусовые кислоты							Остаточное ОВ (Соов)
			сумма (С )	ФК (С		)	ГК (С		)
			гв		фк			гк
I	2,1	6	1,1	1,2			1			6,5
II	2,3	10	1,4	2			0,9			6,0
III	2,6	17	1,0	1,4			0,7			9,0
IV	3,7	33	1,6	1,5			1,8			11,3
V	3,9	59	1,4	1,3			1,5			11,3
VI	2,5	33	1,4	1,7			1,2			5,0
VII	1,9	20	1,3	1,6			1,1			3,1
Среднее (II–VII)	2,8	28	1,4	1,6			1,2			7,6

По мере удаления от г. Подольска в техногенных илах отмечается уменьшение общего содержания ОВ (в результате снижения главным образом труднорастворимой органики и ГК) и увеличение удельного содержания и относительной доли ФК. Это определяет изменение типа гумуса и степени гумификации ОВ отложений. Так, если фоновый аллювий, как отмечалось выше, характеризуется очень высокой степенью гумификации ОВ (как следствие его окислительного преобразования), что типично для рек и водоемов гумидной зоны, то техногенные илы отличаются менее выраженной степенью гумификации ОВ, что указывает на преобладание в условиях техногенеза восстановительных процессов (табл. 3). В свою очередь, если аллювий характеризуется фульватно-гуматным типом гумуса, то техногенные илы в ближней к источнику загрязнения зоне характеризуются фульватным типом гумуса (участки II–III), ниже по течению – гуматным (IV–V) и затем гуматно-фульватным (VI–VII) типом гумуса, что, очевидно, является отражением

366

Доклады Всероссийской научной конференции

существующей в русле пространственной дифференциации условий и процессов осадконакопления. В частности, не исключено, что в р. Пахре в пределах ближней зоны воздействия города (участки IV и V), где в техногенных илах отношение СФК/СГ < 1, а в составе поглощенных оснований преобладает кальций, получает определенное развитие гуматогенез [5], т. е. образование и накопление в илах (как следствие гидравлического осаждения взвеси сточных вод) устойчивых органоминеральных производных гумусовых веществ – гуматов кальция. Своеобразие состава ОВ техногенных илов и отличие последних от фонового аллювия наглядно подчеркиваются значениями геохимических коэффициентом (табл. 4). Показательно, что в техногенных илах (в отличие от фонового аллювия и других осадочных отложений) концентрации органического углерода (Сорг) существенно превышают содержание карбонатного углерода (Скарб), что свидетельствует о их важной роли в локальном геохимическом цикле органического углерода.

Таблица 3

Тип гумуса и степень гумификации ОВ русловых отложений р. Пахры

	Участок						Тип гумуса						Степень гумификации
			С	фк	/ С	гк	по [14]			(С	гк	/ С		орг	) х 100 %		по [15]
		I		0,93			Фульватно-гуматный							43,5			Очень высокая
		II		0,46			Фульватный							50,0			Очень высокая
		III		0,53			Фульватный							32,2			Высокая
		IV		1,22			Гуматный							36,2			Высокая
		V		1,26			Гуматный							29,6			Средняя
		VI		0,75			Гуматно-фульватный							47,7			Очень высокая
		VII		0,71			Гуматно-фульватный							57,1			Очень высокая
	VIII (фон)			1,08			Фульватно-гуматный							81,8			Очень высокая		Таблицы 4
Пространственное изменение значений геохимических коэффициентов в русловых
							отложениях р. Пахры
		Участок					Скарб / Сорг	Оксиды Fe / Сорг						Al2O3 / Сорг			СаО / Сорг
			I				0,6		1,7						4,9		3,3
			II				1,0		2,2						4,5		4,1
			III				0,9		1,8						4,1		2,8
			IV				0,4		1,2						2,8		2,1
			V				0,3		1,2						2,4		2,1
			VI				0,6		1,8						3,3		3,0
			VII				0,7		1,7						3,9		3,3
		Среднее (II–VII)					0,7		1,7						3,5		2,9
		VIII (фон)					1,3		3,1						6,7		6,3

Таким образом, техногенные илы отличаются от фонового аллювия не только более высоким удельным содержанием ОВ, но и принципиально иным соотношением его основных групп (увеличение доли липидов и трудногидролизуемого ОВ, уменьшение доли гумусовых кислот). Высокое содержание ОВ в илах обусловливает дополнительные расходы кислорода на его окисление, что способствует формированию в речномруслеанаэробных(глеевых)условий,прикоторыхусиливаетсямиграционнаяподвижностьметаллови ихспособностькобменумеждуотложениямииводой.Липиды,взначительныхколичествахприсутствующие в илах и являющиеся наиболее лабильной частью ОВ, могут способствовать формированию подвижных, геохимически активных форм металлов, а повышенное содержание трудногидролизуемого ОВ – увеличению запасов их прочносвязанных форм. Все это обусловливает значимость илов как долговременного вторичного источника загрязнения водной массы и гидробионтов.

Литература

1.Янин Е.П. Техногенные илы в реках Московской области (геохимические особенности и экологическая оценка). М.: ИМГРЭ, 2004. 95 с.

2.Кононова М.М. Органическое вещество почвы. М.: Изд-во АН СССР, 1963. 314 с.

3.Кононова М.М., Бельчикова Н.П. Ускоренные методы определения состава гумуса минеральных почв // Почвоведение. 1961. № 10. С. 75–87.

4.Пономарева В.В., Плотникова Т.А. Методика и некоторые результаты фракционирования гумуса черноземов // Почвоведение. 1968. № 11. С. 104–117.

5.Глазовская М.А. Геохимия природных и техногенных ландшафтов СССР. М.: Высшая школа, 1988. 328 с.

367

Научное издание

Коллектив авторов

Доклады Всероссийской научной конференции «Геохимия ландшафтов и география почв» (к 100-летию М. А. Глазовской)

Компьютерная верстка

И. В. Тимофеев

Формат

Гарнитура Times New Roman. Печать офсетная. Объем 46 п. л. Тираж 300 экз. Заказ № 0281

Отпечатано в типографии МГУ 119991, ГСП-1, г. Москва, Ленинские горы, д.1, стр. 15