Содержание к диссертации
Введение
Глава 1. Проблемы городских экосистем (обзор литературы) 12
1.1. Эколого-химическая оценка состояния почвенно-растительного покрова городских экосистем 12
1.1.1. Обеспеченность урбоэкосистемы биофильными элементами 17
1.1.2. Загрязнение урбоэкосистемы тяжелыми металлами 20
1.2. Экологическое нормирование в городах 33
ГЛАВА 2. Техногенное воздействие на окружающую среду архангельска 47
2.1. Краткая характеристика природного комплекса 47
2.2. Источники и виды химического загрязнения 58
2.2.1. Атмосферный воздух 60
2.2.2. Поверхностные воды 65
2.2.3. Почвы 69
ГЛАВА 3. Объекты и методы исследований 75
3.1. Объекты эколого-химических исследований 75
3.2. Методики эколого-химических исследований 76
3.2.1. Полевые исследования 78
3.2.2. Лабораторные исследования 78
3.2.3. Камеральные исследования 82
3.3. Объем выполненных работ 89
ГЛАВА 4. Оценка обеспеченности биофильными элементами 91
4.1. Физико-химические параметры почвенного покрова 91
4.1.1. Агрохимическая характеристика почв 93
4.1.2. Изменение физико-химических параметров в профиле почв 101
4.2. Содержание биофильных элементов в компонентах экосистемы 105
4.2.1. Обеспеченность почв биофильными элементами 106
4.2.2. Миграция биофильных элементов в почвах 120
4.2.3. Обеспеченность растений элементами питания 124
4.2.4. Элементы питания в системе «почва - растение» 134
ГЛАВА 5. Оценка загрязнения тяжелыми металлами 143
5.1. Загрязнение почв 143
5.1.1. Валовое содержание тяжелых металлов 144
5.1.2. Содержание подвижных форм тяжелых металлов 151
5.1.3. Особенности распределения и миграции ТМ в профиле почв 157
5.2. Загрязнение растительного покрова 164
5.3. Тяжёлые металлы в системе «почва-растение» 183
ГЛАВА 6. Закрепление и перераспределение тяжелых металлов в почвах 198
6.1. Факторы, влияющие на закрепление и перераспределение тяжелых металлов 198
6.2. Трансформация соединений тяжелых металлов в почвах 205
ГЛАВА 7. Экологическое нормирование качества урбоэкосистемы Архангельска 234
7.1. Прогнозирование загрязнения тяжелыми металлами компонентов Почвенно-растительного покрова 234
327.2. Биогеохимическое обоснование нормирования тяжелых металлов в почвах архангельска 243
7.3. Нормирование качества городских почв архангельска 252
ГЛАВА 8. Управление качеством почв г. Архангельска 261
8.1. Организация почвенно-химического мониторинга 261
8.2. Управление качеством почв г. Архангельска 263
Итоги работы и выводы 269
Список литературы
- Загрязнение урбоэкосистемы тяжелыми металлами
- Поверхностные воды
- Камеральные исследования
- Обеспеченность почв биофильными элементами
Загрязнение урбоэкосистемы тяжелыми металлами
Окружающая природная среда (ОПС) - это комплекс взаимодействующих природных компонентов - растительного и животного мира, почвенного покрова, гидросферы, атмосферы, геологической среды, которые не только выполняют различные функции, но и имеют не одинаковую ресурсную функцию. Почвенный покров является важнейшим ее компонентом, продуктом и местом локализации взаимодействия «живого» и «неживого». Высокая значимость почв в системе ОПС обусловлена разнообразием их функций (Докучаев, 1949; Вернадский, 1965; Ковда, 1985; Добровольский, Никитин, 1986, 1990, 2000; Тюрюканов, 2001; Герасимова и др., 2003; Мотузо-ва, Безуглова, 2007). Поэтому нарушенность почв, являющихся базовым компонентом, самоценным объектом природного разнообразия, универсальным регулятором состояния природной среды, объектом труда и средством производства, неизбежно означает нарушенность всей природы в целом.
Сохранение биосферных функций городских экосистем и создание экологически благоприятной среды являются важнейшими проблемами современности (Кулагин, 1974; Николаевский, 2002; Бухарина и др., 2007; Неверова, 2010; Воскресенский, 2011 и др.).
При строительстве городов изменяются рельеф, погодно-климатические условия и характер циркуляции атмосферы, ухудшается качество воздуха за счет его запыленности и повышенного содержания ядовитых газов. Пылевое загрязнение атмо 13 сферы увеличивает число облачных, пасмурных и туманных дней, а постоянное воздействие соединений азота, серы и других примесей угнетает жизненность растений и вызывает серьезные заболевания у людей. Наблюдается рост нетрадиционных «загрязнений», имеющих квантовую и волновую природу. Из-за высоких скоростей транспорта и работы различных механизмов и машин повышается общий фон и уровень шума. В значительной степени усиливается загрязнение территории городов мусором. Серьезной экологической проблемой в городе становится автотранспорт, а именно его выхлопные газы (Безуглая, 1991; Новиков, 1991; Владимиров, 1994; Род-зевич, 1996; Корчагин, Филоненко, 1997; Москва - Париж..., 1997; Кузнецов, 1998; Фролов, 1998; Амбарпумян, 1999; Келлер, Кувакин, 1999; Природный комплекс..., 2000; Экология крупного города, 2001; Пермогорская, 2006; Наквасина и др., 2006).
Во второй половине двадцатого века, когда последствия воздействий человечества на природу приобрели глобальный и необратимый характер, активно развернулось исследование проблем, вызванных урбанизацией. Позже отечественные и зарубежные исследователи обратили внимание на городские экосистемы, изучение почвенного покрова и растений в городской среде, указывая на высокую индикационную значимость растений и почв при биогеохимических исследованиях (Ковда, 1971; Беус и др., 1976; Перельман, 1979; Ковач, Опауски, 1982; Ачкасов и др., 1984; Вайчис и др., 1984; Зырин, Першина, 1984; Ковалевский, 1988; Лаппо, Никитин, 1988; Шилова и др., 1988; Бо-рисенко, 1989; Москаленко, Смирнова, 1989; Зайковская, 1990; Лаппо, Вдовец, 1991; Москаленко, 1991; Шилова, 1991; Биогеохимическая индикация..., 1992; Тютюнник, 1993, 1994; Никифорова, Лазукова, 1994; Почвенно-экологический мониторинг, 1994; Экогеохи-мия..., 1995; Бакина и др., 1996; Бахирева и др., 1996; Федоров, 1996; Шихова, 1997; Природный комплекс..., 2000; Мажайский и др., 2003; Кулагин, Шагиева, 2005; Уфимцева, Терехина, 2005; Gregson et al., 1994; Mocek et al., 2000).
Городская почва, находясь в тесном взаимодействии с другими природными средами (водой, воздухом, грунтами и биотой), не только изменяет их, но и сама преобразуется под их влиянием. Именно этим и обусловлено разнообразие выполняемых ею функций (рисунок 1.1). Однако все функции почв, связанные с гидросферой, грунтом и биотой в селитебных зонах значительно ослаблены и изменены, а в промышленных зонах экологические функции почв практически полностью подавлены (Методические указания..., 2003; Мониторинг..., 2010). неорганические вещества
Почва, благодаря своим биогеохимическим свойствам и огромной площади активной поверхности тонкодисперсной части, превращается в «депо» токсичных соединений (минеральные удобрения, пестициды, тяжелые металлы, нефтепродукты и т.д.). Одновременно она становится одним из важнейших биогеохимических барьеров для большинства этих поллютантов на пути их миграции из атмосферы в грунтовые воды и речную сеть (Методические указания..., 1996; Строганова, 1996, 1997; Строганова и др., 1997; Почва...., 1997; Ананьева, 2003; Герасимова и др., 2003; Мотузова, Безуглова, 2007).
Не озелененные и экологически неорганизованные городские территории становятся дополнительным источником поступления в атмосферу твердых веществ, усиливающих эффект запыленности воздуха городов и «вторичного загрязнения» его техногенными поллютантами.
Геохимические возмущения, наблюдаемые в почве, наиболее достоверно отражают нарушения естественного протекания природных процессов в самой экосистеме. Отсюда следует, что качественные и количественные понятия устойчивости экосистемы связаны с изменениями почвенного компонента. В целом устойчивость почвы к техногенному загрязнению использована как интегральный показатель устойчивости всей системы, в том числе и городских экосистем. Исследования городских почв осуществляются лишь в городах центральной части России (Москва, Санкт-Петербург, Нижний Новгород) и до сих пор не имеют четкой организации и систематически.
В настоящее время разработаны систематика городских почв и положения об их функциях в городских экосистемах. Активно ведутся исследования особенностей городских растительных комплексов (Игнатьева, 1993; Фролов, 1998; Антипина, 2003), проблем городского, ландшафтного дизайна (Craul, 1999) и по другим вопросам состояния среды городов.
К числу критериев, по которым оценивается экологическое состояние городских почв, следует отнести переуплотнение, уровень рН, загрязнение тяжелыми металлами, углеводородами и другими токсичными веществам.. Биофильные элементы (N, Р, К, S, Na и др.) тоже могут оказывать влияние на состояние компонентов биосферы, так как способность почв аккумулировать их лежит в основе механизмов саморегуляции и поддержания устойчивого функционирования биосферы (Пономарева, 1970; Маркерт, Второва, 1995; Черников и др., 2001; Гордеева, 2006; Мотузова, 2009; Soils..., 1991).
Возрастающее антропогенное влияние на почвенный покров городских территорий предопределило появление работ, в которых заложены основы изучения состояния городских почв в зависимости от качества и количества загрязнителей, анализа изменений почв как компонента природного комплекса (Ревич и др., 1982; Сает, Смирнова, 1983; Фортескью, 1985; Волкова, Давыдова, 1987; Глазовская, 1988; Давыдова, Волкова, 1988; Сает, Ревич, 1988; Ильин, 1988, Баканина, 1990; Лепнева, Обухов, 1990; Москаленко, Смирнова, 1990; Биогеохимическая индикация.., 1992; Касимов и др., 1995; Ильин и др., 1997; Почва..., 1997; Перельман, Касимов, 1999; Наква-сина и др., 2006, 2009; Grodzinska et al., 1993; Smith et al., 1995; Kelly et al., 1996; Ka-bala, Singh, 2001; Kathryn M Catlett and etc., 2002 и др.).
Поверхностные воды
Часть песка и пыли ежегодно поступает на поверхность почв газонов вдоль автодорог и пешеходных дорожек в результате истирания шин и дорожного покрытия, уборочных работ и, особенно, при борьбе с гололедом зимой. Опесчаненность почв Архангельска, несомненно, усиливает их пористость, водопроницаемость и миграционные свойства. В таких почвах ослаблена функция «геохимического барьера»: загрязнители с водными потоками свободно проникают в ливневые стоки, мигрируя в реки; песчаные почвы, без напочвенного покрова и дернины, обеспечивают обратный возврат пыли, механических загрязнителей от транспорта в атмосферу.
Еще одной отличительной чертой городских почв Архангельска являются высокие значения суммы поглощенных оснований (СПО) и степени насыщенности их основаниями (СНО), значительные колебания величин емкости катионного обмена (ЕКО), не характерные для природных почв области (см. таблицу 4.1-4.2). Высокие значения СНО и СПО обусловлены значительным уровнем захламленности почв, поступлением на поверхность почв пыли и подщелачивающих соединений. Высокие значения ЕКО в почвах селитебной зоны связаны с увеличением содержания кальция и магния в почвах из-за попадания строительного мусора. В торфяных почвах городских лесов это связано еще и с высоким содержанием органического углерода, так как почвы представлены в основном торфом, а для дерновых почв городских лугов - с высоким содержанием илистой минеральной фракции в почвах и проводившимся ранее известкованием. Низкие значения ЕКО для урбаноземов и реплантоземов промышленной зоны обусловлены высокой опесчаненностью этих почв.
рН водной суспензии почв Архангельска находится в пределах от 4,0 до 8,0, арН солевой почвенной вытяжки колеблется от 3,4 до 7,8 (см. таблицу 4.1-4.2), при средних фоновых значениях 5,0 и 4,4, соответственно. Следовательно, реакция среды почв Архангельска, по сравнению с зональными подзолистыми почвами и дерново-подзолистыми аг-роземами, смещена в щелочную сторону. Более интенсивно этот сдвиг выражен в урба-ноземах и реплантоземах техногенно-антропогенных зон, что является общей тенденцией, отмеченной для городских почв (Экогеохимия..., 1995; Природный комплекс..., 2000; Герасимова и др., 2003; Климентьев и др., 2006; Наквасина и др., 2006, 2009; Никитина, 2011). В целом, в отношении кислотности почвы г. Архангельска являются достаточно благоприятными для произрастания растений, однако по сравнению с почвами озелененных территорий Москвы и Санкт-Петербурга (Почва...., 1997; Фролов, 1998), они более кислые. Это связано с особенностями условий почвообразования на Севере. В связи с тем, что почвы имеют сдвиг рН в щелочную сторону, особенно в техногенно-антропогенных зонах города, данный параметр является одним из ключевых в снижении миграции химических элементов и увеличении их аккумуляции по сравнению с природными почвами (Пермогорская, 2006; Корельская, 2009; Никитина, 2011).
Окислительно-восстановительное состояние городских почв характеризуется преобладанием восстановительных процессов, так как величина окислительно-восстановительного потенциала ниже 450 мВ, индекс аэробности гН2 27 свидетельствует о наличии восстановительной среды в почвах всех функциональных зон города. В таких условиях протекают процессы преобразования и возникают восстановленные формы соединений железа и марганца, увеличивается доля подвижных форм практически всех ТМ (Кирюшин, 2010; Lindsay, 1979; Davis, 1980 и др.), образуются сульфиты и нитриты, накопление которых оказывает токсическое действие на растительный покров и почвенную биоту.
Органическое вещество (далее ОВ) в почвах Архангельска накапливается с разной интенсивностью, его содержание имеет большой разброс и колеблется от 0,3% до 39,9%, тогда как фон составляет 1,1-2,1% (таблица 4.3-4.4, рисунок 4.1). Большинство исследуемых городских почв независимо от функциональной зоны их расположения имеют хорошую обеспеченность органическим углеродом ( 1,5%), однако не исключено, что высокие его показатели в почвах техногенно-антропогенных зон могли стать результатом промышленного загрязнения (компоненты нефти и продукты ее крекинга, попавшие в почву и сорбированные почвенными частицами в местах разлива нефтепродуктов, углерод техногенного происхождения, попадающий в почву их строительного и бытового углеродсодержащего мусора, региональное загрязнение почв атмосферными углеводородными выбросами, выбросы технического углерода - сажи и др.). Кроме того в Архангельске это может быть связано с высоким содержанием торфа в почвах, имеющего как естественное (в урбоестественных почвах или оторфяненных урбаноземах и реплантоземах техногенно-антропогенных зон, торфяных почвах городских лесов), так и антропогенное происхождение (как правило, на поверхности или в толще городских почв).
Как правило, органическое вещество большинства исследованных почв Архангельска обеднено азотом и слабо гумифицировано из-за присутствия на поверхности свежего торфа, смешанного с песком, летом он пересыхает и разлагается медленно. Соотношение углерода и азота (C:N) в таких почвах варьирует в пределах 13-37. В культу-роземах и урбаноземах, где органическое вещество содержит хорошо разложившийся гумифицированный торф, соотношение углерода и азота колеблется от 1 до 10, что соответствует средней и высокой степени обогащения гумуса азотом.
Неодинаково соотношение лабильных и стабильных фракций органического вещества в почвах различных функциональных зон (таблица 4.3-4.4, рисунок 4.2) города. На долю гумина во всех исследованных почвах приходится более 50 %, так как почвы содержат большое количество слабо гумифицированных органических остатков.
Камеральные исследования
Наиболее доступными ТМ для всех растений фоновой территории, для древесно-кустарниковых пород всех функциональных зон и разнотравья природно-антропогенных зон города наиболее доступными являются Zn и Ni. (КБгхп 2,0). В техногенно-антропогенных зонах, особенно на реплантоземах и урбаноземах, ряд поглощения существенно изменён в сторону большего накопления Со, Си и РЬ, однако оценить реальное поглощение элементов растениями из почвы здесь не представляется возможным, так как для этих территорий велика роль пылевого загрязнения (см. рисунок 5.26).
Несмотря на высокие концентрации Fe и Мп в почве они наименее доступны для всех видов растений, особенно в техногенно-антропогенных зонах города.
Ряды актуальной доступности ТМ для растений разных функциональных зон города не однозначны, однако как на фоновой территории, так и в условиях городской среды наиболее доступными для всех растений являются Zn и Ni. При этом для разнотравья ряды актуальной доступности (КБГХп) имеют следующий вид: селитебная зона - Co Ni Zn Cu Pb Mn Fe, промышленная зона - Cu Ni Co Zn Pb Mn Fe, зона городских лесов - Zn»Co Ni Pb Mn Cu Fe, зона городских лугов- Ni Zn Co Fe Mn Cu Pb.
Для древесных растений: селитебная зона - Co Zn Ni Cu Pb Fe Mn, промышленная зона - Zn»Ni Cu Pb Mn Fe Co, зона городских лесов - Zn»Ni Mn Co Pb Cu Fe, зона городских лугов - Zn»Ni Cu Co Pb Mn Fe.
Следует отметить, что для исследованных растений (ива, береза, тополь, ольха и сосна) в условиях городской среды просматривается сходная тенденция в накоплении РЬ и Си их органами (рисунок 5.24). Чаще минимальное значение КБГХп в отношении РЬ независимо от места их произрастания характерно для ветвей лиственных пород и хвои, в отношении Си - для коры деревьев. В отношении накопления Zn органами древесных растений наблюдается неоднозначная картина: минимальное значение КБгхп характерно для ветвей у тополя и ольхи и корней у березы, ивы и сосны.
Интенсивность загрязнения среды отражается аккумуляцией этих ТМ в фотосин-тезирующих органах (рисунок 5.25).
Так, в естественных условиях средняя величина КБГХп РЬ для наземной части разнотравья составляет 0,5; Си - 1,2; Zn - 5,3; для листьев березы составляет 0,48; 0,45 и 2,79, соответственно. Интенсивность поглощения этих металлов в условиях городской среды увеличивается в 2-8 раз. Это подтверждает мнение о том, что листья занимают ведущие позиции в поглощении техногенных поллютантов, поступающих с промышленными выбросами (Илькун, 1978; Кулагин и др., 2000; Kulagin, Batalov, 1989).
Аккумулирующая способность по отношению к РЬ, Си и Zn у фотосинтезирующих органов исследованных растений снижается в ряду: ольха береза разнотравье ива тополь сосна.
Так как фотосинтезирующие органы растений, наряду с их корневой системой являются основными накопителями поллютантов, для техногенно-антропогенных зон было рассмотрено влияние пылевого загрязнения на содержание Си, Zn и РЬ. Мы исследовали содержание металлов в отмытых и неотмытых от пыли фотосинтезирующих органах травянистых и древесных растений (рисунок 5.26). Это позволило рассчитать долю ТМ, поступающих на поверхность наземной части разнотравья или листа с пылевыми частицами, сравнив превышения содержания Си, Zn и РЬ в неотмытых фотосинтезирующих частях растений, по сравнению с отмытыми. При отсутствии техногенной нагрузки (пригород Архангельска), вклад пылевого загрязнения в накопление тяжелых металлов листьями отсутствует.
Превышение содержания металлов, %, в неотмытых фотосинтезирующих органах разнотравья (А) и древесных растений (Б), произрастающих в техногенно-антропогенных зонах г. Архангельска
Наиболее заметные различия наблюдаются в содержании Си в листьях деревьев в промышленной зоне и Zn - в селитебной зоне. За счет пыли содержание этих ТМ увеличивается на 20-30%. Влияние пылевого загрязнения в большей степени проявляется на разнотравье: содержание Zn, Си и Pb в осевших и сорбированных пылевых частицах увеличивает содержание металлов в тканях трав на 30-65%.
Оценка экологического состояния почв города по уровню содержания ТМ в разнотравье (см. таблицу 3.6) позволила по Fe отнести (рисунок 5.27), урбаноземы и ре-плантоземы техногенно-антропогенных зон города к зоне чрезвычайной экологической ситуации, а культуроземы селитебной зоны и почвы природно-антропогенных зон города, к зонам экологического бедствия. Что может быть связано с мореными отложениями и железистыми водами торфов, широко распространенных на территории расположения города. По Zn - культуроземы, по Со - урбаноземы и реплантоземы техногенно-антропогенных зон, по Си - торфяные почвы городских лесов можно отнести к зонам чрезвычайной экологической ситуации.
Анализ данных системы «почва-растение» показал влияние содержания ЭП в почве на накопление ТМ в растениях: увеличение содержания ЭП в почве до некоторого значения приводит к увеличению накопления ТМ в растении, а затем накопление ТМ замедляется. В зонах городских лугов и лесов влияние уровня обеспеченности почв ЭП на накопление ТМ в разнотравье существенно выше и характерно для большинства исследуемых металлов (рисунок 5.28; приложение 4, таблица 4). Как правило, снижение накопления ТМ в растениях для тех случаев, когда выявлены корреляционные зависи 190 мости, начинается при 40-80 мг/кг нитрат-ионов в почве, 75-120 мг/кг фосфат-ионов, 110-150 мг/кг ионов калия (в зависимости от функциональной зоны города) (Никитина, 2011; Попова и др., 2013). В техногенно-антропогенных зонах города данное влияние прослеживается лишь для отдельных металлов, так, в промышленной зоне существенное влияние на содержание Zn и Си в растении оказывает только накопление нитратного азота в почве (рисунки 5.29-5.30).
Обеспеченность почв биофильными элементами
Однако степень подвижности металлов в почвах природно-антропогенных зон (Kn,zn = 6,4 ± 1,7; КП;си = 2,2 ± 0,9; КП;рь = 0,5 ± 0,2) в 2 раза выше, чем в природной почве (Kn,zn = 2,4 ± 0,2; Кп,си = 1,6 ± 0,2; Кп,рь = 0,28 ± 0,02). При увеличении техногенной нагрузки (в почвах техногенно-антропогенных зон) подвижность металлов изменяется по сравнению с природной почвой неоднозначно: цинка и свинца уменьшается, а меди, наоборот, увеличивается (Kn,zn= 1,5 ± 0,7; КП;си= 2,2 ± 0,9; КПд ь= 0,09 ± 0,07).
Непрочно связанные соединения (подвижные формы) исследуемых металлов в природных почвах пригорода Архангельска представлены в основном специфически сорбированными формами (рисунок 6.8; приложение 6, таблица 2).
Наибольшее количество Си ( 48%) присутствует в этих почвах в малоподвижной специфически сорбированной форме. Это обусловлено тем, что при уровне валового содержания Си менее 20-30 мг/кг подвижность её крайне мала (Касимов и др., 1995; Мажайский и др., 2003; Никитина, Попова, 2011). И действительно в природных почвах пригорода Архангельска валовое содержание Си колеблется от 6,5 до 23,0 мг/кг, поэтому она находится в необменно-зафиксированной форме в связи с низкой концентрацией в почвенном растворе. Подобное распределение трансформационных форм в природных почвах характерно и для РЬ, близкого к Си по химическим свойствам. У Zn в природных почвах в отличие от Си и РЬ доля специфически сорбированных форм колеблется от 37,5% в дерновых почвах до 71,0% в подзолистых, что может быть обусловлено как особенностями самого металла, так и различиями в физико-химических параметрах почв.
Распределение трансформационных форм ТМ в почвенном профиле природных почв относительно равномерное с некоторой фиксацией Zn за счёт образования комплексных соединений с гумусовыми кислотами, а Си и РЬ - за счет специфической сорбции почв.
Техногенное загрязнение почв в условиях городской среды неоднозначно видоизменяет соотношение подвижных трансформационных форм исследованных ТМ в составе непрочно связанных соединений (рисунки 6.9-6.11). Так, в почвах промышленной зоны, зон городских лугов и лесов валовое содержание меди увеличивается, что сопровождается повышением доли обменных форм.
Для селитебной зоны, где валовое содержание Си не зависимо от типа почв максимально ( 40,0 мг/кг), наоборот, доля обменных форм крайне низка (по всему профилю не превышает 4,0%). В почвах этой зоны Си в большей степени находится в специфически сорбированном состоянии, вследствие прочного связывания её с ППК.
Особенно высока подвижность Си в торфяных почвах городских лесов, так как в связи с низким содержанием в этих почвах физической глины отсутствует поглощение этого элемента ППК, а слабая разложенность торфа не позволяет сорбировать этот ТМ органическим веществом.
Аналогичное распределение трансформационных форм в городских почвах характерно и для РЬ (см. рисунок 6.10; приложение 6, таблица 3). Однако подвижность его в городских почвах в отличие от Си уменьшается. Это обусловлено тем, что при значительном увеличении валового содержания РЬ (до 165,0 мг/кг) суммарное содержание непрочно связанных соединений увеличивается незначительно ( 4,0 мг/кг) по сравнению с фоновой территорией ( 1,0 мг/кг).
С глубиной содержание обменных форм Си и РЬ в дерновых почвах городских лугов уменьшается и происходит фиксация этих металлов как за счёт образования комплексных соединений с органическим веществом, так и за счёт сорбции их на оксидах и гидроксидах Fe, Al, Мп. Подобная тенденция характерна и для торфяных почв городских лесов, из-за увеличения вниз по профилю доли глинистых компонентов и, соответственно, их сорбционной способности.
В дерново-глееватых почвах городских лесов происходит снижение содержания обменных форм металлов вплоть до материнской горной породы и увеличение количества специфически сорбированных форм. Это, по всей видимости, всязано с увеличением доли соединений Fe, Al и Мп, вымываемых в нижние горизонты в условиях промывного водного режима почв.
В почвах промышленной зоны доли специфически сорбированных форм РЬ и Си увеличиваются вниз по профилю, но не за счёт фиксации обменных, а за счёт уменьшения доли комплексных соединений.
Увеличение валового содержания Zn в почвах сопровождается уменьшением доли непрочно связанных соединений несмотря на то, что содержание в них обменных форм довольно высоко (22,4-60,2 %).
Распределение Zn по почвенному профилю природно-антропогенных зон независимо от типа почв относительно равномерное, при этом максимальное его количество представлено специфически сорбированными формами (см. рисунок 6.11; приложение 6, таблица 4). С глубиной в почвах техногенно-антропогенных зон происходит фиксация Zn как за счёт специфической сорбции почв (урбаноземы, реплантоземы), так и за счёт образования органоминеральных комплексов (культуроземы, реплантоземы).
Увеличение доли обменных форм ТМ приводит к увеличению их подвижности в почве. Начинается активная миграция ТМ в грунтовые воды, транслокация их в растения и почвенную биоту (Коновалова и др., 2013). При этом наиболее вероятным путем трансформации и транслокации ТМ в системе почва-растение нам представляется механизм, проиллюстрированный следующей схемой (рисунок 6.12).
Для почв техногенно-антропогенных зон города нами рассмотрена также и комбинированная схема фракционирования Zn и Си (Минкнна и др., 2008а), позволяющая предположительно выделить непрочно и прочно связанные соединения ТМ. Она основана на анализе данных, полученных при последовательном и параллельном экстрагировании ТМ из почв. Фракционный состав подвижных форм этих ТМ оценивали путем определения доли каждой формы, полученной с использованием селективных вытяжек от общего количества потенциальных запасов ТМ, извлекаемых 1,0 N HN03 (Попова и др., 2010; Никитина и др., 2012).
В природной дерновой почве преобладают обменные формы Zn ( 34,5%). Они могут быть представлены свободными ионами; цинком, удерживаемым электростатическими силами на глинистых и других минералах, органическом веществе и на аморфных соединениях, растворимыми комплексными соединениями с неорганическими анионами или органическими лигандами различной прочности. Доля этих форм максимальна в почвенном горизонте АІ дерновых нативных почв, что обусловлено внутрипрофильной миграцией, при наличии механического барьера, препятствующего их дальнейшему проникновению в более глубокие слои почвы (рисунок 6.13; приложение 6, таблицы 5-9).
