УДК 581.55:631.453:546.44/.795(470.13)
ВИДОВОЕ РАЗНООБРАЗИЕ РАСТИТЕЛЬНЫХ СООБЩЕСТВ НА ТЕРРИТОРИЯХ, АНТРОПОГЕННО ЗАГРЯЗНЕННЫХ ТЯЖЕЛЫМИ ЕСТЕСТВЕННЫМИ РАДИОНУКЛИДАМИ
© 2015 г. Е. С. Белых*, Т. А. Майстренко*, Б. И. Груздев*, О. М. Вахрушева*, А. В. Канева*, А. В. Трапезников**, В. Г. Зайнуллин*
*Институт биологии Коми НЦУрО РАН 167982 Сыктывкар, ул. Коммунистическая, 28 e-mail: daryd22@gmail.com **Институт экологии растений и животных УрО РАН, 620144 Екатеринбург, ул. 8 Марта, 202 Поступила в редакцию 02.04.2014 г.
Изучено видовое разнообразие сообществ сосудистых растений, сформировавшихся за 50 лет на вторично свободных территориях с повышенным содержанием тяжелых естественных радионуклидов и тяжелых металлов в почве. Отличий в географической и экологической структуре растительных сообществ, произрастающих на техногенно загрязненных и фоновых участках, не выявлено. Показано, что площадки с наибольшим уровнем радиационного и химического воздействия характеризуются меньшим видовым разнообразием по сравнению с фоновыми и менее загрязненными участками.
Ключевые слова: тяжелые естественные радионуклиды, тяжелые металлы, разнообразие сосудистых растений.
DOI: 10.7868/S0367059715050054
Необходимым условием нормального функционирования экосистем и биосферы в целом является достаточный уровень видового разнообразия (Лебедева и др., 2002). Облик наземных экосистем определяют главным образом климат, почва и растительность, при этом тип растительного сообщества формируют сосудистые растения. Наземные растения (Mulder, Breure, 2003) и почвенные беспозвоночные (Krivolutsky, 1987) первыми среди представителей биоты реагируют на загрязнение почвы, что может приводить к изменению разнообразия и структуры сообществ (Sienkiewicz, 1986). Понимание закономерностей самовосстановления растительных сообществ, нарушенных в результате деятельности человека, становится особенно актуальным в связи с масштабным загрязнением экосистем токсичными тяжелыми металлами (ТМ), искусственными и естественными радионуклидами (Richards et al., 2008) и другими поллютантами. Достаточно подробно изучены последствия уничтожения растительности в результате механических воздействий, нарушения технологии добычи и транспортировки полезных ископаемых и аэрального антропогенного загрязнения (Миронычева-Тока-
рева, 1998; Москаленко, 1999; Ганичева и др., 2004; Позолотина и др., 2009, 2013). Данные о формировании сообществ сосудистых растений в холодных условиях северотаежной зоны на радиоактивно загрязненных почвах практически отсутствуют (Груздев и др., 1971).
Цель наших исследований — изучение разнообразия сообществ сосудистых растений на тех-ногенно загрязненных территориях и выявление его взаимосвязи с уровнем антропогенных нарушений.
МАТЕРИАЛ И МЕТОДЫ
Изучение видового разнообразия растительных сообществ на территории с антропогенно повышенным содержанием в почве радионуклидов земного происхождения проводили в окрестностях пос. Водный (Республика Коми), где более 50 лет назад функционировало предприятие по добыче радия из высокоминерализованных пластовых вод и из привозных отходов урановой промышленности (Иевлев, 2011). Район исследований расположен в подзоне северной тайги, охватывает бассейн нижнего течения р. Ухты. Исследования
проводили на трех экспериментальных участках, различающихся уровнем техногенного воздействия и спектром основных загрязняющих веществ. Контрольные участки расположены за пределами зоны влияния радиохимических заводов и заняты сходными природно-территориаль-ными комплексами.
Пробы почв на исследуемых площадках отбирали методом "конверта" с глубины 0—20 см (ГОСТ 17.4.4.02-84; ГОСТ Р 53123-2008). Физико-химический анализ состава почв проводили в лабораториях "Экоаналит" (аттестат аккредитации РОСС Яи.0001.511257) и миграции радионуклидов и радиохимии Института биологии Коми НЦ УрО РАН (аттестат аккредитации САРК Яи.0001.441623).
Основой для флористического анализа послужили видовые списки 27 геоботанических описаний, которые составлены на участках с естественной растительностью, характеризующихся фоновым и повышенным содержанием химических токсикантов в почве. На учетных площадках размером 100 м2 определяли видовой состав, а также проективное покрытие для отдельных видов травянистой растительности и всей площадки в целом. Учитывали жизненные формы растений по Раункиеру (Быков, 1978) и принадлежность видов к географическим и экологическим группам в соответствии с региональной сводкой (Марты-ненко, Груздев, 2008). Для оценки видового разнообразия растительности использовали такие показатели, как количество видов на каждой учетной площадке и индекс Шеннона (Лебедева и др., 2002).
Геоботанические площадки выбирали на одинаковых элементах рельефа ландшафта со сходным световым и тепловым режимами. По шкале Раменского (Раменский и др., 1965) оценивали условия водообеспеченности растений. Для характеристики экологического состояния территории по степени комплексного загрязнения почв химическими элементами I (Щ, Сё, РЬ, Zn, Аз) и II (Си, N1, Сг, Со, Мо) классов опасности рассчитывали суммарный показатель загрязнения (Дс) ландшафтов на основе данных о содержании ТМ в образцах почв (Ревич и др., 1982).
При обработке, анализе и интерпретации полученных данных использовали методы первичной статистической обработки результатов эксперимента и сравнения средних значений для двух выборок на основе критерия Манна-Уитни. Статистическую обработку экспериментальных данных проводили с использованием программы ВТАТ^ТГСА 7.0.
РЕЗУЛЬТАТЫ И ИХ ОБСУЖДЕНИЕ
Выбранные для геоботанического описания пробные площадки 81—б9 расположены на территории необорудованного хранилища радиоактивных отходов. Разлив по поверхности почвы ра-дийсодержащих пластовых вод и особенности технологического процесса обусловили повышенное содержание хлоридов, сульфатов, бария и минеральных солей в техногенно измененной почве (Гераськин и др., 2007). Подземные воды содержали также высокие концентрации Мп, РЬ, Са и других элементов. Размещение на исследуемой территории видоизмененной горной породы с высокой удельной активностью 238и и его дочерних продуктов распада привело к увеличению концентраций сопутствующих урановым минералам фторидов и некоторых тяжелых металлов (Иевлев, 2001). Для дезактивации участка в начале 1960-х годов территория была засыпана слоем песчано-гравийной смеси. Однако ввиду неравномерного латерального распределения природных изотопов и разной толщины насыпного грунта уровень у-фона в некоторых точках участка даже после дезактивации достигал 3000 мкР/ч (30 мкЗв/ч) и выше (Гераськин и др., 2007).
После проведенных рекультивационных работ началось интенсивное зарастание участка травянистой растительностью. К настоящему времени на возвышенной части рельефа сформировались сообщества злаково-разнотравной, а на заболоченной первой надпойменной террасе — осоково-разнотравной ассоциаций. Особенности рельефа обусловили выделение нами по три пробных площадки, расположенных на второй надпойменной террасе (пробные площадки б3), ее склоне (з4—з6) и первой надпойменной террасе (87—89). Почвы пробных площадок подзолистые, техно-генно измененные, до настоящего времени содержат высокие концентрации сульфатов (табл. 1), бария, ТМ и радионуклидов уранового ряда (табл. 2). Средняя мощность дозы облучения в воздухе варьирует от 0.57 до 1.18 мкЗв/ч (см. табл. 2).
Экспериментальные площадки 21—26 занимают территорию бывших радиевых заводов и характеризуются меньшим уровнем техногенного воздействия. Загрязнение почвы здесь обусловлено только компонентами химического состава пластовых вод и продуктами их переработки (Груздев и др., 1971). Сформировавшийся на маломощных дерново-подзолистых почвах фитоценоз площадок 21—23 представляет собой разнотравный луг. Как и на других исследуемых площадках, здесь была проведена дезактивация песчано-гравийной смесью. Уровень у-фона в настоящее время составляет 1.0 ± 0.2 мкЗв/ч. Содержание минеральных солей, ТМ и тяжелых естественных радионуклидов (ТЕРН) в верхних слоях
Таблица 1. Концентрации химических веществ и элементов (мг/кг в почве (слой 0—20 см) изученных участков
Показатели
Пробная площадка
81_ 83 84_ 86 87_ 89 z1- ^3 z4- ^6 к1 _к3 к4 _к6 к7 _к9 к10 _к12
11.8 ± 0.1 9.3 ± 3.1 7.2 ± 0.2 2.9 ± 1.3 6.4 ± 2.3 5.7 ± 1.9 7.5 ± 1.0 2.9 ± 0.2 7.1 ± 1.3
3 ± 2 10 ± 4 1 ± 0.1 11 ± 3 15 ± 7 9 ± 8 3 ± 2 2 ± 1 14 ± 7
1.7 ± 1.2 3.0 ± 0.7 1.8 ± 1.5 2.2 ± 0.1 1.5 ± 0.8 0.6 ± 0.3 0.9 ± 0.3 1.1 ± 0.2 4.8 ±1.8
21 ± 7 29 ± 5 290 ± 165 10 ± 6 23 ± 13 7 ± 2 8 ± 2 5 ± 1 31 ± 7
314 ± 138 590 ± 120 4600 ± 2000 77 ± 20 148 ± 77 64 ± 10 55 ± 4 63 ± 5 160 ± 17
90 ± 12 71 ± 8 3900 ± 2200 18 ± 7 582 ± 260 64 ± 12 63 ± 13 21 ± 4 23 ± 4
6 ± 1 6 ± 1 150 ± 84 2 ± 1 5 ± 1 3 ± 16 6 ± 2 4 ± 1 6 ± 1
21 ± 3 29 ± 15 11000 ± 6000 11 ± 4 30 ± 7 13 ± 1 15 ± 1 20 ± 10 32 ± 7
0.8 ± 0.5 1.0 ± 0.6 9.1 ± 8.1 0.4 ± 0.1 0.5 ± 0.3 0.9 ± 0.3 0.6 ± 0.3 0.6 ± 0.1 0.6 ± 0.2
39 ± 10 59 ± 11 599 ± 286 3 ± 2 45 ± 23 3 ± 2 4 ± 3 3 ± 2 36 ± 9
Гумус, % N О-
р о4
к+
Ва
Са С1_
2+ 2+
в о;
F_
д.
Примечание. Все полученные результаты представлены в виде значений среднего арифметического и его ошибки.
Таблица 2. Удельные активности основных дозообразующих радионуклидов в почве (0_20 см) участков и мощность дозы в воздухе
Удельная активность, Бк/кг
Пробная площадка
84_86
87-89
z1_z3
z4_z6
к1_к3
к4_к6
к7_к9
к10_к12
238 230' 226 210 210 232 228
и
ТЬ Яа Ро РЬ ТЬ ТЬ
Мощность дозы внешнего облучения в воздухе, мкЗв/ч
22 ± 3 543 ± 35 1690 ± 110 1600 ± 140 120 ± 10 5.1 ± 0.5 6.5 ± 0.6 0.57 ± 0.04
34 ± 4
1300 ±90 5080 ± 340 3180 ± 280 309 ± 27 7.5 ± 0.8 6.1 ± 0.6 1.2 ± 0.1
102 ± 12 3030 ± 190 6940 ± 480 5440 ± 470 1264± 110 10.0 ± 0.9 5.0 ± 0.4 1.6 ± 0.1
5 ± 1 43 ± 3 219 ± 30 184 ± 16 37 ± 3 1.5 ± 0.1 1.7 ± 0.1 1.0 ± 0.2
12 ± 3 153 ± 13 870 ± 420 264 ±134 357 ±167 6.8 ± 1.5
9.4 ± 3.0
1.5 ± 0.4
8 ± 1 19 ± 1 31 ± 6 134 ± 12 37 ± 3 0.8 ± 0.1 5.7 ± 0.5 0.11 ± 0.01
8 ± 1 18 ± 1 28 ± 6 151 ± 13 78 ± 7 6.0 ± 0.6 5.6 ± 0.5 0.11 ± 0.01
13 ± 2 36 ± 3 16 ± 4 66 ±
Для дальнейшего прочтения статьи необходимо приобрести полный текст. Статьи высылаются в формате PDF на указанную при оплате почту. Время доставки составляет менее 10 минут. Стоимость одной статьи — 150 рублей.