Почвоведение, 2021, № 1, стр. 70-79

ВВЕДЕНИЕ

Почвы городских территорий являются базовым компонентом урбоэкосистем, выполняющих важнейшие экологические функции. На фоне повышения уровня антропогенного воздействия экосистемные услуги (функции) почв городов в значительной степени ограничены (нарушены) [4, 9, 11].

Почвы являются не только своеобразным депо для органического углерода, но и источником его эмиссии в атмосферу [14, 18, 27 ] . В результате многоплановой хозяйственной деятельности человека происходит механическое нарушение почвенного профиля, формирование почвоподобных конструкций, химическое загрязнение почв, уплотнение, изреживание растительного покрова. Эти изменения почвенно-растительного покрова приводят к смещению баланса углерода в сторону эмиссии в атмосферу [16, 24, 25].

Одним из часто встречающихся видов химического загрязнения почв городов является загрязнение тяжелыми металлами (ТМ) [8, 10, 11, 15]. Высокие концентрации ТМ запускают процессы переорганизации трофической структуры, изменения численности и видового состава почвенной биоты [1, 20, 22, 23], вследствие чего могут возникать значительные изменения объема и интенсивности эмиссии СО₂. При загрязнении почв ТМ, в одних случаях поток СО₂ возрастает, в других значительно уменьшается [3, 6, 16, 17, 19]. Это связано с уровнем загрязнения почв ТМ и различными реакциями почвенной биоты на эти загрязнения [3, 6].

При оценке оптимального состояния почв городских территорий очень существенной проблемой является вопрос рационального и обоснованного выбора эталона. Городские почвы испытывают значительную антропогенную нагрузку. При оптимизации функций почв и реализации мероприятий по уменьшению негативного воздействия на них в условиях города необходимо понимание факта невозможности возвращения почв к их нативному состоянию. Поэтому оценка экологического состояния почв по эталонным значениям (почв заповедных зон, почв участков вне городской среды) показателей свойств для этих целей не совсем корректна. Необходимо выбирать эталонную (условно фоновую) территорию внутри города. Такая оценка может позволить качественно и количественно оценивать экологическую устойчивость почв городов и рационально регулировать антропогенное воздействие на них.

Целью работы являлась оценка пространственно-временной изменчивости эмиссии СО₂ в условиях загрязнения ТМ различных по структуре землепользования и генезису почв Курска.

ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ

Курск находится в западной части Центрально-Черноземного региона и является одним из старейших городов Центральной России. Город расположен на Среднерусской возвышенности в пределах лесостепной зоны. В черте города протекают реки Сейм, Тускарь, Кур.

Территория города исходно представлена четырьмя типами нативных почв, исторически сформированных в ходе голоцена – серыми и темно-серыми лесными и черноземами выщелоченными на лёссовидных суглинках, подзолами песчаными, сформированными на древнеаллювиальных и флювиогляциальных песчаных отложениях в надпойменных террасах реки Сейм и аллювиальными почвами пойм рек на древнеаллювиальных отложениях [8]. Степень урбанизации в Курске достаточно высока, население города насчитывает 449.6 тыс. – 40.6% от численности населения Курской области [7]. В ходе многолетнего хозяйственного использования земель Курска пестрота почвенного покрова значительно возросла, появился целый ряд антропогенно-преобразованных городских почв, среди которых преобладают запечатанные почвы, урбаноземы, урбочерноземы, урбосерые, агрочерноземы, техноземы, реплантоземы, хемоземы [8, 13].

Город расположен в зоне неустойчивого увлажнения земель. В течение лета запасы почвенной влаги постепенно убывают, периодически доходя до минимума – уровня влаги увядания растений. Среднегодовая температура в Курске составляет +5.7°C, средние температуры января – –8.6°C, июля – +19.3°С. Среднегодовое количество осадков – около 530–630 мм в год [5].

Озелененные части территории города представлены природными, природно-антропогенными и антропогенными типами растительных сообществ: широколиственными лесами, материковыми и пойменными лугами, лесопарками, газонами, пустырями [12].

Исследование проводилось на шести участках представительных экосистем г. Курска – фоновых и загрязненных. В качестве фоновых (условно фоновых) территорий в условиях городской агломерации были выбраны участки с ненарушенными почвами, не загрязненными ТМ: серой типичной среднесуглинистой на среднем лёссовидном суглинке (Greyzemic Phaeozems Loamic), чернозема выщелоченного миграционно-мицелярного среднесуглинистого на тяжелом карбонатном лёссовидном суглинке (Haplic Chernozems Loamic Pachic), подзола песчаного иллювиально-железистого на древнеаллювиальных и флювиогляциальных песчаных отложениях (Carbic Podzols Arenic). Данные фоновые почвы явились исходными для исследуемых почв с антропогенно-преобразованным профилем и загрязненных ТМ: урбосерой типичной почвы (Technic Greyzemic Phaeozems Loamic), урбанозема собственно (Technosols) и подзола песчаного иллювиально-железистого (табл. 1). Диагностику и классификацию осуществляли на основе современных представлений о классификации городских почв [13, 26].

Для изучения морфологических и физико-химических свойств почв на каждом из изученных участков закладывалось по одному почвенному разрезу и по 2 скважины агрохимическим буром для репрезентативности выборки. Отбор проб проводился из каждого генетического горизонта (ГОСТ 28168–89). Определение физических и химических свойств почв осуществлялось по стандартным методикам (по 3 пробы для каждого генетического горизонта): рН_КСl (ГОСТ 26483-85), содержание органического вещества (ГОСТ 26213-91 по Тюрину), гранулометрический состав – по методу Н.А. Качинского, содержание подвижных форм ТМ (Pb, Cd) – методом атомно-абсорбционной спектрометрии, пробоподготовка – согласно РД 52.18.289-90, применялась вытяжка ацетатно-аммонийного буфера рН – 4.8.

На всех шести участках почвенного экологического мониторинга (табл. 1) было установлено стационарное оборудование для измерения почвенных потоков парниковых газов камерным методом. На каждом участке напочвенные основания (диаметром 20 см) в пятикратной повторности врезались в почву на глубину 5 см. С помощью зажимов на них закреплялась экспозиционная камера, чтобы препятствовать диффузии газов из внешней среды. Прямое измерение потоков СО₂ осуществлялось in situ с помощью мобильного высокоточного инфракрасного газоанализатора Li-820. На врезанные в почву основания герметично закреплялась экспозиционная камера (диаметром 20 см, высотой 15 см), соединенная с газоанализатором входящим и исходящим воздухопроводными шлангами. Воздух из камеры нагнетался в газовый анализатор с помощью встроенного насоса, за счет чего на приборе регистрировали прирост концентрации СО₂ в камере с частотой 1 Гц. Газоанализатор оснащен нетбуком с установленным программным обеспечением для Li-820. Измерения осуществлялись ежемесячно. Измерения проводились один раз в сутки с 9.00 до 13.00 ч, определение эмиссии диоксида углерода из почв именно в этот промежуток времени оптимально отражает среднесуточные значения этого показателя [16, 17].

Одновременно с измерением эмиссии СО₂ в каждой точке определяли температуру (термометром Checktemp, Hanna, Германия; усреднение проведено для слоя 0–10 см, измерение в 5 см от основания) и влажность почвы (датчик SM300, Eijkelkamp, Нидерланды; интегрирован по глубине 0–7 см, измерение в 5 см от камеры) внутри и снаружи основания в трех повторениях, температура воздуха снаружи и внутри камеры.

Условия проведения опыта характеризовались чередованием длительных засушливых периодов и периодов интенсивного выпадения осадков (рис. 1).

Рис. 1.

Сезонная динамика количества осадков, выпавших в г. Курске в период проведения исследований.

Данные по потокам обработаны статистически и представлены в виде среднее значение ± доверительный интервал за каждый день отбора с каждого участка. Существенность различий средних арифметических оценивалась по пересечению/не пересечению доверительных интервалов средних арифметических. Статистическая обработка осуществлена с помощью программного обеспечения STATISTICA 6.0, графический дизайн – с использованием средств Microsoft Excel 2007. Корреляционный (корреляция Пирсона) и регрессионный анализ проводился по 35-ти измерениям (5 измерений 1 раз в месяц) исследуемых параметров для каждого ключевого участка.

РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ

Физико-химические свойства почв. Попарно анализируемые фоновые и антропогенно-измененные почвы ключевых участков г. Курска (Фон 1 – Техногенез 1, Фон 2 – Техногенез 2, Фон 3 – Техногенез 3) имели сходство по характеру распределения органического вещества в почвенном профиле и кислотно-основным условиям. Однако наблюдались отличия в количественном содержании органического вещества и плавности его убывания вниз по профилю (табл. 2).

Максимальное количество органического вещества отмечалось в урбаноземе (Техногенез 2), в гумусово-аккумулятивном горизонте его содержание достигало 4.9%. Минимальное содержание органического вещества было характерно для подзола песчаного – 0.5% (Фон 3). Мощность профиля варьировала от 75 см в подзоле песчаном до 130 см в черноземе выщелоченном. Значительное уменьшение содержания органического вещества, наблюдаемое по всему профилю урбосерой почвы, можно объяснить сенокосным и пастбищным режимами, которые приводили к многолетнему отчуждению образующейся фитомассы.

Подзол песчаный (Фон 3), серая типичная (Фон 1) и урбосерая типичная (Техногенез 1) почвы относились к группе слабокислых почв (5.1 < < рН < 5.3). Подзол песчаный на участке Техногенез 3 имел сильнокислую реакцию среды (рН 4.0). Чернозем типичный и урбанозем собственно относились к нейтральным и близким к нейтральным почвам (6.8 < рН < 7.2). Наблюдалась значительная пространственная неоднородность значений рН солевой вытяжки: для участков Техногенез 3, Техногенез 2 и Фон 2 отмечалось отчетливое снижение кислотности вниз по почвенному профилю, а на участках Фон 3, Техногенез 1 и Фон 1 отмечено повышение кислотности в элювиальных и гумусово-элювиальных горизонтах (E, AEL). Как правило, техногенная нагрузка приводила к появлению более значительного пространственного разнообразия рН_KCl внутри профиля антропогенно-преобразованных почв (0.5–0.6 единицы рН). Фоновые почвы отличаются меньшими внутрипрофильными колебаниями значений рН_KCl солевой вытяжки (0.2–0.3 единицы рН) (табл. 2).

Во всех трех типах антропогенно-преобразованных почв зафиксированы превышения ПДК подвижными формами свинца – от 1.23 до 7.2 раза. Для почв участков Техногенез 2 и Техногенез 3 также характерно превышение в 3.7 и 4.1 раза среднего (фонового) содержания подвижных форм кадмия, экспериментально установленного для почв рекреационных и санитарно-защитных зон Курска [8].

Сезонная динамика почвенных потоков СО₂ из фоновых и антропогенно-преобразованных почв Курска. Фоновые почвы Курска характеризуются отчетливой сезонной динамикой и пространственной неоднородностью эмиссии СО₂. По результатам проведенного исследования стоит отметить, что максимальный поток СО₂, в ходе всего периода мониторинга, фиксировался из серой типичной почвы (Фон 1), минимальная скорость эмиссии диоксида углерода отмечалась для подзола песчаного (Фон 3), что объясняется более легким гранулометрическим составом, меньшим содержанием органического вещества и влаги в почве, а также минимальными значениями температуры почвы. Перечисленные параметры в совокупности со спецификой органического опада (хвои сосны) существенно влияют на микробиологическую активность почв.

Показатель эмиссии СО₂ чернозема выщелоченного, несмотря на более высокое содержание и запас органического вещества, все же уступал аналогичному показателю серой типичной почвы. Это может объясняться как различной активностью почвенной микробиоты, так и скоростью химических процессов деструкции негумифицированного органического вещества.

Скорость эмиссии СО₂ из фоновых почв города Курска была значительно больше в летние месяцы, чем в осенние и весенние. Повышение эмиссии СО₂ в летний период происходит за счет прироста биомассы корневых систем растений и мобилизации почвенной биоты, которая активно осуществляющей процессы деструкции органического вещества и минерализации гумуса. Минимальная скорость выделяемого почвой СО₂ в атмосферу выявлялась осенью практически на всех участках, за исключением серой типичной почвы – Фон 1, что обусловлено оптимальным сочетанием режимов тепла и влаги серой почвы в сентябре по сравнению с остальными исследуемыми типами почв (рис. 2). Уменьшение количества выпавших осадков приводило к уменьшению содержания влаги в почве в июне 2018 г. Потоки СО₂ серой типичной почвы (Фон 1) и чернозема выщелоченного (Фон 2) в июне значительно меньше майских.

Рис. 2.

Сезонная динамика дыхания, температуры и влажности фоновых (сплошная линия) и антропогенно-преобразованных (пунктир) серых и урбосерых типичных среднесуглинистых почв (А, фон 1), черноземов выщелоченных среднесуглинистых и урбаноземов (Б, фон 2), подзолов песчаных иллювиально-железистых (В, фон 3).

Потоки диоксида углерода из антропогенно-преобразованных почв города Курска характеризовались разнонаправленным изменением их скорости (рис. 2). На протяжении всего периода исследования отмечалось, что значения эмиссии СО₂ из урбосерой типичной почвы (Техногенез 1) достоверно меньше таковых из серой типичной почвы (Фон 1). Кривые скорости эмиссии СО₂ из этих типов почв имеют практически сопоставимый сезонный ход. Исключением являлся сентябрь, когда серая типичная почва (Фон 1) характеризовалась увеличением на 23.1% скорости эмиссии СО₂ в атмосферу, относительно значений скорости эмиссии в августе, в то время как для загрязненной урбосерой почвы было характерным уменьшение скорости эмиссии СО₂ на 36.0% относительно августовского показателя. Пики эмиссии СО₂ для урбосерой приходились на май и август, для серой типичной – на май и сентябрь. Максимальный поток – 33.7 г СО₂/м² в сутки фиксировался на участке Фон 1 (серая типичная почва). Минимальный поток – 6.4 г СО₂/м² в сутки отмечался на участке Техногенез 1 в октябре (урбосерая почва). Урбанозем на участке Техногенез 2 и чернозем на участке Фон 2 имели схожую временную динамику почвенной эмиссии СО₂ (рис. 3). Конфигурации временных кривых хода эмиссии синхронны. Однако для загрязненного урбанозема эмиссия СО₂ достоверно больше, чем для чернозема выщелоченного (на 37.5% в июле и на 33.9% в октябре). Пики скорости эмиссии СО₂ для почв участков ТЭЦ и Лавсан приходились на май и июль. Максимальное значение скорости выделения диоксида углерода из почвы выявлено для урбанозема и составляла 31.6 г СО₂/м² в сутки. Минимальный поток СО₂, составивший 7.2 г СО₂/м² в сутки, фиксировался у чернозема. Временная динамика эмиссии СО₂ из загрязненных ТМ и фоновых подзолов песчаных на участках Фон 3 и Техногенез 3 также характеризовались синхронностью хода хронологических кривых. Скорости выделяемого в атмосферу СО₂ почвами этих участков имели достоверные различия в мае, июле, августе и октябре. Так в июле эмиссия СО₂ на 24.8% была больше для незагрязненного ТМ подзола песчаного (Фон 3). В мае, августе и октябре наблюдалась противоположная ситуация – скорость выделяемого СО₂ была на 16.8, 30.4 и 23.4% больше из загрязненного ТМ подзола песчаного (Техногенез 3). Максимальный поток для обоих участков зафиксирован в июле. Для загрязненного ТМ подзола песчаного иллювиально-железистого он составил 10.6 г СО₂/м² в сутки, для незагрязненного – 14.2 г СО₂/м² в сутки. Минимальная скорость эмиссии диоксида углерода в атмосферу почвами ключевых участков Фон 3 и Техногенез 3 также совпали по времени и приходились на сентябрь. На участке Фон 3 подзол песчаный выделял в атмосферу 2.8 г СО₂/м² в сутки, а на участке Техногенез 3 – 2.4 г СО₂/м² в сутки.

Рис. 3.

Эмиссия СО₂ из фоновых и антропогенно-преобразованных почв (загрязненных ТМ), усредненная за период исследования.

Корреляционно-регрессионный анализ. Для фоновой серой почвы отмечалась обратная корреляционная связь показателя эмиссии диоксида углерода с влажностью почвы. Для фонового подзола песчаного, а также загрязненного ТМ подзола песчаного установлена прямая корреляция эмиссии СО₂ с влажностью почвы. Для чернозема, урбанозема и урбосерой почвы корреляция показателя эмиссии СО₂ с влажностью почвы либо крайне низкого уровня, либо вообще не обнаруживалась (табл. 3).

Положительная зависимость эмиссии СО₂ от температуры почвы для рассматриваемых суглинистых почв (серая, чернозем, урбосерая, урбанозем) отчетливо выражена, коэффициент корреляции имеет средний уровень и колеблется в диапазоне 0.58–0.73 (р ≤ 0.05). Корреляции между эмиссией СО₂ и температурой почвы для песчаных почв (подзолы) не обнаружено.

Отмечено разнообразие регрессионных моделей, описывающих взаимоотношения почвенного дыхания с влажностью и температурой почвы. Взаимоотношения подчинялись как линейным, так и нелинейным (экспоненциальным, полиноминальным, степенным) видам регрессии.

Усредненная сезонная эмиссия СО₂ из фоновых и антропогенно-преобразованных почв Курска. Сравнивая усредненное количество выделяемого из изученных почв СО₂ на участках, выбранных в качестве фоновых в рамках их генетической разнородности, установили, что эмиссия убывала в следующем ряду почв: серая типичная почва > чернозем выщелоченный > подзол песчаный (рис. 3). Более высокая скорость почвенной эмиссии СО₂ из серой почвы (21.7 г СО₂/м² в сутки), чем от чернозема (16.5 г СО₂/м² в сутки) может объясняться совокупностью гидротермических условий (сочетание тепла и влаги в почве), которые определяли направленность почвообразовательных процессов на депонирование углерода в черноземе и на активное разложение органического опада и минерализацию гумуса в серой почве.

В целом, усредненная эмиссия СО₂ в суглинистых почвах значительно превышала таковую песчаных почв. Так, фоновые подзолы песчаные выделяли в атмосферу на 72.3% меньше диоксида углерода, чем фоновые серые и на 56.5% меньше, чем фоновые черноземы. По-видимому, это связано с низким содержанием органического вещества в подзолах песчаных, крайне низкой влагоемкостью почв легкого гранулометрического состава, разреженностью растительного покрова и относительно невысокой активностью почвенной микробиоты.

Для различных по генезису антропогенно-преобразованных и загрязненных ТМ почв г. Курска скорость потоков СО₂ характеризовалась высокой пространственной неоднородностью и убывала в ряду: урбанозем > урбосерая > подзол песчаный. Эмиссия СО₂ в урбаноземе достоверно больше таковой урбосерой почвы, что, вероятно, связано с разницей в активности почвенной микробиоты, запасах органического вещества, уровне загрязнения ТМ и различиями в экологической устойчивости этих почв к загрязнению ТМ.

Минимальный уровень эмиссии СО₂ был характерным для загрязненного ТМ подзола на участке Техногенез 3. Этот показатель на 45.4% меньше, чем в урбосерой почве и на 63.6% меньше, чем в урбаноземе.

Отмечалось неоднозначное влияние загрязнения почв Курска ТМ на эмиссию СО₂. В целом можно сказать, что вариации значений скорости эмиссии CO₂ также могут зависеть от базовых свойств почвы, характера и уровня загрязнения ТМ. Ранее установлено, что вклад гетеротрофного компонента в поток СО₂ фоновых серых почв, составляет 60–70%, а при усилении антропогенной трансформации серых почв данное значение заметно уменьшалось [16]. На участке Техногенез 1 усредненная за вегетационный сезон 2018 г. (с апреля по ноябрь) эмиссия СО₂ из урбосерой типичной почвы составляла 11.5 г СО₂/м² в сутки, что на 47.0% меньше, чем на участке Фон 1. Такой показатель эмиссии из урбосерой типичной почвы объясняется более резким уменьшением содержания органического вещества по профилю и меньшим его запасом в метровой толще почвы по сравнению с серой типичной почвой. Возможно, это также связано с угнетением развития микробного сообщества, вызванного загрязнением урбосерой типичной почвы свинцом (1.28 ПДК).

Для суглинистых почв на участках Техногенез 2 и Фон 2 наблюдалась противоположная картина. Усредненная за вегетационный сезон почвенная эмиссия СО₂ из загрязненного свинцом и кадмием урбанозема была выше (на 16.4%), чем от чернозема (Фон 2). Такие значения эмиссии СО₂ в загрязненном ТМ урбаноземе, по-видимому, являются результатом длительных техногенных преобразований почвенных свойств: физическое нарушение целостности горизонтов, подсыпка новых грунтов, уплотнение, постоянный рост содержания Pb и Cd. Подобные явления отмечались в аналогичных работах, проведенных на территориях г. Курска [16], а также США и Китая [21, 24, 25]. Присутствие высоких концентраций подвижных форм ТМ в почве приводит к ускоренному массообмену почвенных микроорганизмов, которые в условиях чрезмерного техногенного пресса начинают реализацию программы выработки адаптаций к меняющимся условиям среды [13]. Отметим, что доминирующий вклад в изменение эмиссии СО₂ в загрязненной почве приходился именно на дыхание почвенных микроорганизмов [17, 18], которые отличаются повышенной чувствительностью к техногенному воздействию. Вклад корневого дыхания в изменение общего потока эмиссии СО₂ невелик, так как растительный покров на исследуемых участках имел схожий набор видов и биологическую продуктивность.

Усредненные значения эмиссии СО₂ из загрязненного ТМ и фонового подзолов песчаных не имели существенных различий. Отсутствие влияния ТМ (загрязнение свинцом 7.2 ПДК) объясняется тем, что Pb сосредотачивался только в органогенном горизонте, представленном грубой неразложившейся и полуразложившейся органикой. В подзолистом и иллювиально-железистом горизонтах превышений ПДК свинца не обнаруживалось. По-видимому, сценарий миграции загрязняющего элемента имел следующий характер: техногенный Pb концентрировался в органогенном горизонте (О), постепенно переходил в почвенный раствор и достаточно быстро вымывался за пределы почвенного профиля. Процессы деструкции в горизонте О подзола песчаного в большинстве своем осуществляют микроскопические грибы. Их доля в микробном сообществе органогенного горизонта подзола может составлять 89–94% [2]. Известно, что загрязнение некоторых типов почв тяжелыми металлами может приводить как к угнетению некоторых видов грибной микрофлоры, так и к стимулированию развития резистентных к ТМ видов микромицетов [1, 20, 23]. Проявлением последнего являлись периодически возникающие повышения скорости эмиссии СО₂ из подзола песчаного на участке Техногенез 3, относительно фонового участка (Фон 3), например в мае и октябре при равнозначных условиях почвенного климата.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Для всех исследуемых типов почв максимальная эмиссия СО₂ наблюдалась в летний период и была в большей степени обусловлена оптимальными гидротермическими условиями. Минимумы эмиссии приходились на весну и осень. Фоновые почвы г. Курска (чернозем выщелоченный, серая типичная почва, подзол песчаный иллювиально-железистый) и их антропогенно-преобразованные и загрязненные ТМ модификации (урбанозем собственно, урбосерая типичная почва, подзол песчаный иллювиально-железистый) имеют синхронные временные кривые сезонного хода эмиссии СО₂, что подтверждает репрезентативность выбранных для исследования ключевых участков. Максимальное значение усредненной за сезон эмиссии СО₂ зафиксировано для серой типичной почвы участка Фон 1 – 21.7 г СО₂/м² в сутки, минимальное – для подзолов песчаных Фон 3 и Техногенез 3 – 6.0 г СО₂/м² в сутки. Загрязнение почв г. Курска тяжелыми металлами неоднозначно сказывается на процессах почвенного дыхания. Так, усредненная за вегетационный сезон скорость эмиссии СО₂ из урбанозема по сравнению с фоновым аналогом – черноземом – возрастает на 16.4%. Для урбосерой почвы этот показатель, наоборот, уменьшается на 47% по сравнению с ее фоновым аналогом – серой почвой. В загрязненных подзолах песчаных усредненная эмиссия СО₂ в целом не отличается от фонового не загрязненного ТМ аналога.