Содержание к диссертации
Введение
1 Состояние проблемы 8
1.1. Метановый цикл в болотных почвах 8
1.1.1. Микробиологические агенты метанообразования и метанопотребления 8
1.1.2. Механизмы массообмена и эмиссии метана 12
1.1.3. Факторы, влияющие на эмиссию метана из болотных почв 14
1.1.3.1. Температура 15
1.1.3.2. Уровень почвенно-грунтовых вод 16
1.1.3.3. Растительность 17
1.1.3.4. Почвенные факторы 18
1.2. Методы изучения газовых эмиссий 18
1 2. Методы определения концентраций газов в почве 20
1.3.1. Прямой отбор 20
1.3.2. Мембранный отбор 22
1.3.2.1. Равновесные системы 22
1.3.2.2. Неравновесные системы 24
2. Объекты и методы исследования 27
2.1. Объекты исследования 27
2.2. Методы исследования 28
2.2.1. Изолированный торфяной монолит 28
2.2.1.1. Отбор монолитов 28
2.2.1.2. Методика поддержания 29
2.2.1.3. Измерения газового состава атмосферы монолита 31
2.2.1.4. Измерения в почвенном профиле 33
2.2.2. Метод мембранных пробоотборников 34
2.2.2.1. Конструкции пробоотборников 35
2.2.2.2. Автоматическая измерительная система 37
2.2.2.3. Методики калибровки и использования системы 38
2.2.3. Определение газо насыщенности методом гальванических токов 40
2.2.4. Изменение УГВ 41
2.2.5. Изменение температуры 41
2.2.6. Импульсное мечение 42
2.2.6.1. Внесение метки 42
2.2.6.2. Измерения в газовой фазе 44
2.2.6.3. Измерение в жидкой фазе методом ручного пробоотбора 45
2.2.6.4. Измерение в жидкой фазе методом мембранных пробоотборников 48
3. Результаты и обсуждение 49
3.1. Динамика газообмена между торфяным монолитом с ненарушенным растительным покровом и атмосферой 49
3.1.1. Потоки между поверхностью торфа и атмосферой 49
3.1.2. Роль газовых пузырей в эмиссии метана. 54
3.2. Почвенный профиль газов в монолите. 59
3.2.1. Профильное распределение растворенного метана. 59
3.2.2. Профильное распределение газовых пузырей. 61
3.2.3. Система для автоматической регистрации концентраций растворенных газов. 62
3.2.3.1. Характеристики трансмембранного газообмена. 63
3.2.3.2. Время установления равновесия. 66
3.2.3.3. Параметры мембраны и пробоотборника. 68
3.2.3.4. Характеристики измерительной системы. 69
3.2.3.5. Сложные случаи. 72
3.2.3.6. Бимембранный пробоотборник, 79
3.2.3.7. Известные ограничения и проблемы. 81
3.2.4. Определение газонасыщенности торфа методом гальванических токов. 87
3.3. Мани пуляцио иные эксперименты с монолитами. 89
3.3.1. Влияние температуры. 89
3.3.2. Влияние изменения уровня грунтовых вод. 91
4. НС—импульсное мечение монолита. 94
3.4.1. Мечение "С - С02. 94
3.4.2. Мечение ,4С — ацетатом 98
Выводы 100
- Методы изучения газовых эмиссий
- Методы исследования
- Почвенный профиль газов в монолите.
- Мани пуляцио иные эксперименты с монолитами.
Введение к работе
Парниковый эффект и парниковые газы стали весьма актуальной темой научных исследований, политических деклараций и общественного обсуждения в последние десятилетия. На протяжении тысячелетий Земля и Солнце поддерживали критический температурный и энергетический режим, позволивший жизни на планете развиться до современного состояния. Основным источником энергии для лито- и атмосферы Земли (а таким образом и для ее биосферы) является поток лучистой энергии от Солнца. 30% этой энергии отражается верхними слоями атмосферы обратно в космос, остальная же часть поглощается компонентами атмосферы и земной поверхностью. Последняя за счет поглощенной энергии нагревается, и сама становится источником вторичного инфракрасного (теплового) излучения. Спектр этого излучения отличается от солнечного существенным сдвигом в длинноволновую область, за счет которого вторичное поглощение тепловых лучей при прохождении через атмосферу отличается от первичного поглощения лучей солнечного спектра. В ситуации, когда вторичное тепловое излучение Земли поглощается ее атмосферой сильнее, чем солнечное, Земля как термодинамическая система увеличивает свою внутреннюю энергию за счет разницы между поглощенной и отданной энергией. Разогревается атмосфера, следовательно, растет температура земной поверхности, а значит, усиливается и интенсивность ее инфракрасного излучения. При определенной температуре поверхности система приходит в равновесие.
Явление повышения температуры Земной поверхности за счет вторичного поглощения теплового излучения получило название парникового эффекта {greenhouse effect) так как одним из первых примеров, демонстрирующих его действие, приводилось повышение температуры в парниках и теплицах с естественным освещением. Этот пример весьма неудачен, так как роль поглощенного излучения в парниках неизмеримо меньше, нежели эффект от физической изоляции внутреннего воздуха стенками парника. Однако, несмотря на неудачность термина, он прижился как в научной среде, так и в средствах массовой информации. Будучи весьма незначительным в парниках, парниковый эффект играет весьма значимую роль в земной атмосфере.
Какие газы атмосферы способны выполнять функцию парниковой пленки? Формальный ответ на этот вопрос следует из самой сути парникового эффекта. К парниковым газам следует относить все те газообразные компоненты атмосферы, интенсивность поглощения которых в солнечном спектре ниже, чем в "Земном", инфракрасном. Среди основных природных парниковых газов можно назвать пары воды (Н20), диоксид углерода (ССЬ), метан (СНД озон (Оз) и диоксид азота (NO2).
Присутствие в атмосфере Земли парниковых газов - важное условие для процветания жизни; благодаря им средняя температура над поверхностью планеты поддерживается на уровне +15С, тогда как согласно расчетам [Shneider, 1989], в их отсутствие эта температура опустилась бы до -18С. Более того, потенциальный эффект парниковых газов еще выше, он должен был бы вызвать разогрев поверхности до +77С, если бы не существовало еще одного важного атмосферного регуляторного механизма -испарения и конденсации атмосферной воды.
Несмотря на то, что методы измерения концентраций парниковых (да и всех других) газов появились менее ста лет назад, ученым все же удалось изучить динамику колебаний этих газов в атмосфере на протяжении последних столетий и даже тысячелетий [Semiletov, 1993; Raynaud, 1993; Machida et al., 1994]. Это оказалось возможным благодаря остроумной методике моделирования состава атмосферы на основе анализа микропузырьков газа, законсервированных в ледовых ловушках Арктики и Антарктики.
Эти данные свидетельствуют: во-первых, колебания температуры атмосферы действительно коррелируют с изменениями концентраций парниковых газов; во-вторых, эти концентрации в геологическом масштабе времени подвержены достаточно сильным колебаниям без выраженных тенденций к росту или снижению. Совершенно иную картину можно увидеть, если взглянуть на изменения концентраций тех же газов за последние 250 лет. На этом временном отрезке видны не колебания, а явный экспоненциальный рост концентраций СОг, СН4 и N02. Именно этот рост послужил причиной тому, что интерес к проблеме парникового эффекта вышел за рамки узких научных кругов и стал всерьез обсуждаться общественностью и правительствами многих стран мира.
Важнейшее значение метана в парниковом эффекте следует из его существенного количества в атмосфере (третье по величине после НгО и СОг) вкупе с наибольшим для первой четверки приростом в индустриальный период (151%, при 31% для С02 и 17% для N20 - [IPCC, 2001]). Более того, парниковые свойства метана уникальны за счет его способности максимально адсорбировать световую энергию с длиной волны 7.7 нм, которую не поглощает ни один из известных парниковых газов [Tyler, 1991; Монин и Шишков, 2000]. Образно говоря, метан закрывает форточку, через которую проветривается планета.
Помимо собственных парниковых свойств, CUt влияет на климат и косвенно: продуктами фотохимических реакций окисления метана в тропо- и стратосфере Земли являются озон (Оз), водяной пар (НгО) и моноокись углерода (СО), также относящиеся к парниковым газам. Более того, СО окисляется в дальнейшем до СОг, и расчеты [Cicerone and Oremland, 1988] показывают, что СОг, образовавшийся в результате этой реакции, составляет 6% годовой эмиссии этого газа из антропогенных источников. Рассматривая эти факты и базируясь на соотношении величин адсорбции и времени жизни СН4 в атмосфере, были выведены формулы [Kiehl and Dickinson, 1987], которые показали, что метан является в 25-30 раз более эффективным парниковым газом, чем СОг.
Заболоченные территории как крупнейший источник атмосферного метана являются наиболее интересным компонентом глобального баланса этого газа. Абсолютные значения эмиссии метана из болот, приводимые различными авторами, слегка разнятся (237 Тг СН4/г -[Hein et al., 1997], 145 - [Houweling et al., 1999], 115 - [Fung et al., 1991], и другие, цит. по [IPCC, 2001]), однако по сравнению с прочими важнейшими источниками (рисовники, жвачные животные, антропогенные источники), болота твердо держат первое место. И если увеличение площадей, занятых под рисовые плантации и увеличение поголовья скота напрямую связаны с деятельностью человека и оценки, прогнозы и сценарии эмиссии метана из этих источников более или менее определенные, то ситуация с заболоченными почвами существенно сложнее: для оценки изменения эмиссионной активности болот при различных сценариях изменения климата и воздействия человека необходимо определение основных закономерностей эмиссии метана из болотных почв и основных факторов, влияющих на эту эмиссию.
ЧАСТЬ 1. СОСТОЯНИЕ ПРОБЛЕМЫ
1.1. Метановый цикл в болотных почвах
1.1.1. Микробиологические агенты метанообразования и метанопотребления
В 1905-1910 гг. голландский ученый Н. Л. Зенген, первый ученик одного из основателей общей микробиологии М. Бейеринка, опубликовал результаты своих исследований по биологическому образованию и окислению метана. Он обнаружил, что и окисление метана в аэробных условиях, и его образование в анаэробных осуществляют высокоспециализированные бактерии. Одни из них - метанокисляющие микроорганизмы (аэробные метанотрофы) окисляют только этот субстрат и некоторые одноуглеродные соединения. Другие - метанобразующие (анаэробные метаногены), - как нашел Зенген, потребляют лишь водород и ацетат; позднее выяснили, что они могут использовать также некоторые соединения с метильной группой. Таким образом, Зенген установил, что существует микробный цикл метана, который по справедливости нужно бы назвать «циклом Зенгена» [Заварзин, 1995]. Анаэробные метанобразующие и аэробные метанокисляющие бактерии не могут развиваться совместно, но они объединены в цикл транспортным процессом, который реализуется за счет переноса метана из анаэробной зоны, где он образуется, в аэробную, либо диффузионным потоком, либо пузырьками.
Метанообразующими бактериями называются прокариотные микроорганизмы, источником энергии для которых служит образование СН4. Они представляют высокоспециализированную группу, для которой реакция образования метана служит единственным источником энергии. По термодинамическим соображениям образование СН4 может служить источником энергии лишь при крайне низких значениях окислительно- восстановительного потенциала, близких к разложению воды с образованием водорода. Поэтому метанообразующие бактерии относятся к наиболее строгим анаэробам [Заварзин, 1984].
В качестве субстратов метанообразующие бактерии используют только три группы соединений: 1) водород и углекислоту, которые у некоторых видов могут быть дополнены разложением формиата и использованием окиси углерода; 2) ацетат; 3) некоторые С і-соединения, прежде всего метанол и метиламины [Заварзин, 1984].
Морфологически метанообразующие бактерии разнообразны и представлены как кокковыми, так и палочковидными формами. Среди метанообразующих представлены все основные морфологические типы бактерий [Шлегель, 1972]. По цитологии они не входят за пределы прокариотного строения.
Экологически метанообразующие бактерии ограничены относительно узким интервалом между рН 6 и рН 8. Зато по отношению к температуре они занимают все возможные ниши: среди них распространены мезофильные формы, хорошо изучены умеренные термофилы с оптимумом 55, полно представлены строгие термофилы с оптимумом 70, именно среди метанообразующих найдены кальдоактивные организмы при температуре около 100. Большинство изученных форм обнаружено в пресной воде, однако они имеются и в море, среди них также найдены умеренные галофилы, развивающиеся в среде, содержащей более 15% NaCl [Заварзин, 1984].
При исследовании состава клеточных компонентов метанообразующих бактерий оказалось, что они резко отличаются от других организмов и представляют самостоятельную группу в мире живых существ, вместе с другими сходными организмами (галобактериями, термоацидофилами) в 1990-х они были вынесены в группу «археи». Подчеркивая непринадлежность метанобразующих организмов к строго «бактериям», их часто называют нейтральным словом метаногены [Заварзин, 1995]. Сейчас известно более 70 видов этих организмов, но все они потребляют только три субстрата: водород, ацетат и разные соединения, содержащие метильные группы.
Узкая специализация метанообразующих бактерий определяет возможность их развития лишь в сообществе с другими бактериями; последнее получило название метаногенного сообщества. В некоторых случаях такие сообщества получают все черты консорциума - в том смысле, в каком этот термин используется в бактериологии для устойчивых, иногда даже морфологически оформленных объединений микроорганизмов [Заварзин, 1984].
Метан огенное сообщество в целом способно превращать в метан любое соединение, поддающееся анаэробному разложению. Поэтому все превращения органических веществ в итоге каким-то образом должны приводить к тем немногим веществам, которые используют метанообразующие бактерии. Пока здесь нет полной ясности, но существует хорошо обоснованная гипотеза Волина и Бриана о межвидовом переносе водорода в синтрофных ассоциациях и об «ацетогенной микрофлоре». [Mcinerney and Bryant, 1985] Суть гипотезы состоит в том, что при эффективном удалении Н2 для первичных анаэробов оказываются термодинамически выгодными ранее невозможные процессы окисления с образованием как конечного продукта ацетата. Обмен организмов при этом изменяется так, что вместо обычного набора продуктов в чистых культурах в сообществе продуктами становятся Нг, СОг, ацетат. Это как раз те субстраты, которые используют метанообразующие бактерии.
Биологическое окисление СНЦ возможно только в аэробных условиях под действием особой группы метанокисляющих микроорганизмов (метанотрофов), осуществляющих реакцию СН4 + 20г = СО2 + 2Н2О.
Существуют работы, описывающие анаэробное окисление метана - за счет нитрата [Заварзин, 1984], сульфата [Заварзин, 1995; Nedwell, 1996], и, возможно, некоторых других агентов [Nedwell, 1996]. Однако возможность протекания таких процессов в болотных почвах мало изучена. Как и метаногены, метанокисляющие бактерии были открыты в 1906 г. Зенгеным, а в 1970 г. фактически переоткрыты Виттенбари, который представил основные данные о их биологии, воспроизведенные затем во многих лабораториях [Заварзин, 1984].
Известные метанокисляющие микроорганизмы представляют собой строго специализированную однородную группу бактерий, распадающуюся на подгруппы в зависимости от ультратонкого строения и особенностей углеродного обмена. Это типично грамотрицательные бактерии, не имеющие ничего общего с архебактериями - метанообразующими, которые дают им их единственный субстрат роста - метан. Своеобразное ультратонкое строение клеток метанотрофов объединяет их с нитрифицирующими бактериями, почкующимися пурпурными бактериями и более отдаленно - с синезелеными водорослями. Ассимиляция углерода осуществляется этими бактериями через модификации цикла фосфосахаров и цикла органических кислот, что дало основание Квейлу, расшифровавшему их углеродный обмен, объединить метанотрофы с автотрофами [Заварзин, 1984].
Метанокисляющие микроорганизмы достигают наибольшей численности аэробных горизонтах болотных почв, или, при высоком уровне почвенно-грунтовых вод, в нейстонной пленке. Интенсивное окисление СН4 начинется при его концентрации 0,2 мкМ и при концентрации 02 3 мкМ, т. е. в микроаэрофильнои зоне. Метанокисляющие бактерии создают эффективный биологический фильтр, предотвращая прорыв метана в атмосферу.
Удаление 02 естественно содействует образованию в нижележащих слоях анаэробиоза и соответственно метаногенезу. Таким образом, все члены метанового цикла связаны между собой сложными взаимоотношениями.
1.1.2. Механизмы массообмена и эмиссии метана
Локализация основных процессов метанового цикла в болотной почве показана на рисунке 1. Важнейшей плоскостью является уровень почвенно-грунтовых вод (УПГВ), отделяющий газонасыщенный слой от влагонасыщенного. С точки зрения окислительно-восстановительных условий выше УПГВ расположен аэробный горизонт, а ниже - анаэробный. Можно выделить также небольшой (несколько см) микроаэробный горизонт, который близок к максимальной влагонасыщенности, но не полностью анаэробен за счет молекулярной диффузии растворенного кислорода.
Как было сказано выше, процессы метаногенеза могут протекать только при низких значениях Eh, и локализованы в анаэробном горизонте. Субстраты метаногенеза (ацетат или СО2+Н2) поставляются за счет разложения мертвой биомассы торфа, либо в виде прижизненных корневых выделений (экссудатов) высших растений.
Образующийся метан может находиться в затопленном торфе в двух формах: растворенной в торфяной жидкости или газообразной, в составе защемленных газовых пузырей. Эти пузыри образуются тем или иным способом в аэробном слое и не содержат кислорода; их газовый состав, как правило находится в равновесии с окружающим растворам согласно закону Генри.
Перемещение растворенного и газообразного метана из анаэробнго горизонта к поверхности может происходить различными путями. Защемленные газовые пузыри способны перемещаться внутри торфяного слоя, при этом благодаря Архимедовым силам вертикальная составляющая этих перемещений всегда направлена вверх. Постепенно (или довольно быстро) газовые пузыри достигают уровня почвенно-грунтовых вод, и их содержимое высвобождается в воздушно-поровое пространство аэробного горизонта, откуда весьма быстро попадает в атмосферу (путем диффузии в газовой среде, конвекции или выбрасывается избыточным давлением). На полностью затопленных участках болота (т.е. при УПГВ выше поверхности торфа) газовые пузыри высвобождаются непосредственно в атмосферу.
Растворенный метан, помимо возможности массообмена с пулом газообразного метана пузырей, перемещается к поверхности диффузионно, за счет концентрационного градиента. Наиболее стабильной, но наименьшей по абсолютным значениям формой диффузии является молекулярная диффузия метана в водном растворе. В силу низкой растворимости СНа. в воде коэффициент его диффузии в растворе также невелик. Существенно большие потоки вещества обусловлены различными формами облегченной диффузии: через запертые газовые пузыри (в отличие от пузырькового транспорта, когда движется сам пузырь, диффузионный представляет собой перемещение молекул метана внутри неизменного по форме и положению пузыря), турбулентное перемешивание при горизонтальном токе почвенно-грунтовых вод, облегченная диффузия вдоль макроагрегатов торфа.
Особой формой облегченной диффузии является васкулярный транспорт, т.е. перемещение через или вдоль стеблекорневой системы высших растений. Этот вид транспорта пристально изучается в связи с высоким вкладом в общий метановый поток и широкой вариабельностью, связанной с качественным и количественным растительным составом и морфофизиологическим состоянием растительного покрова.
Перемещаясь по вертикали к поверхности, метан попадает в микроаэробный и аэробный горизонты, в которых, как правило, ярко выражена метанотрофная активность. При этом значительная часть СН4 окисляется [Oremland and Culbertson, 1992], и лишь небольшая его доля достигает атмосферы. Существует мнение, что пузырьковый метан менее подвержен окислению за счет более быстрого «проскока» метанотрофной зоны. Васкулярный транспорт, с одной стороны, также позволяет метану миновать окисленный горизонт [Bellisario et al., 1999; Chasar et al., 2000], однако его неселективность приводит к столь же интенсивному транспорту кислорода в прикорневую зону [Frenzel and Rudolph, 1998] с образованием в ней микроаэробиоза. Это приводит к явлению корневого окисления, т.е. аэробному окислению метана в прикорневых областях анаэробного горизонта [King, 1994; King, 1996; Watson et al., 1997; King et al., 1998].
Таким образом, общая эмиссия метана в атмосферу складывается из нескольких принципиально разных потоков. Они, безусловно, связаны между собой, прежде всего общим источником - продукцией метаногенов, однако, учитывая, что метанотрофное окисление в болотной почве может достигать более 90% от его продукции [Oremland and Culbertson, 1992], можно заключить, что величина эмиссии метана должна в высокой степени зависеть от соотношения механизмов его транспорта в торфяном профиле.
1.1.3. Факторы, влияющие на эмиссию метана из болотных почв
Прямая оценка величин эмиссии из болотных почв в глобальном масштабе — задача необычайно сложная и на нынешний день невыполнимая [Bartlett and Harriss, 1993]. Существующие методы измерения эмиссий (см. раздел 1.2.) позволяют оперировать площадями от 10* м до 10 м , При этом лишь доли процента от общей площади заболоченных территорий охвачены теми или иными методами непосредственного измерения эмиссий. Экстраполировать эти данные на прочие территории можно лишь зная закономерности эмиссии и контролируя основные факторы, лежащие в основе этих закономерностей.
Среди основных факторов, влияющих на эмиссию метана, обычно называют температуру, уровень почвенно-грунтовых вод и качественно-количественный состав растительности.
1.1.3.1. Температура
Наиболее удобным из перечисленных факторов представляется температура. Как следует из главы 1.1.2, на эмиссию метана из болотных почв должна оказывать влияние температура метаногенных и более высоких слоев почвы, т.е. прежде всего верхнего метрового слоя. Однако известные параметры теплоемкости и теплопроводности почв позволяют опираться на температуру поверхности, которая с высокой степенью точности может быть оценена по фиксируемому со спутников инфракрасному излучению, или температуру воздуха, контролируемую сетью метеостанций по всему земному шару.
Температурная зависимость эмиссии метана обычно характеризуется как экспоненциальный рост с увеличением температуры. Об этом свидетельствуют как данные, полученные в строго контролируемых лабораторных условиях на изолированных торфяных монолитах - [Svensson, 1984; Williams and Crawford, 1984; Conrad, 1989; MacDonald et al, 1998], так и результаты полевых измерений - [Whalen and Reeburgh, 1988; Moore and Knowles, 1990]; [Crill et al., 1988; Dise et al., 1993]. Однако экспериментально полученные значения Qjo и энергии активации для эмиссии СН* существенно рознятся (в 2-3 раза, [MacDonald et al., 1998]).
С другой стороны, в определенных условиях зависимость эмиссии метана от температуры может быть линейной положительной или даже линейной отрицательной [MacDonald et al., 1998].
Существенное различие в температурном эффекте объясняются составным характером эмиссии метана. Как указывалось выше (раздел 1,1.2.), суммарная эмиссия обуславливается не только метаногенной, но и метанотрофной активностью, а также различными типами транспорта метана в торфяном профиле. Оба микробных процесса имеют положительную температурную зависимость, причем Qio для метаногенеза (5.3 - 16, [Dunfield et al., 1993]) существенно выше, чем для метаноокисления (1.4 - 2.1, [Dunfield et al., 1993]). Эта разница обычно и ведет к экспоненциальному росту эмиссии с температурой.
В то же время влияние температуры на транспорт метана в торфяном профиле изучено явно недостаточно. С повышением температуры снижается растворимость метана в воде, однако увеличивается молекулярная диффузия [Aran and Stephen, 1998]; увеличивается объем запертых газовых пузырей (или давление в них), за счет различия в кривых растворимости почвенных газов меняется и газовый состав пузырей. Влияние изменение температуры на эффективность васкулярного транспорта еще более сложно, так как затрагивает аспекты физиологии растений. Однако, как было описано выше (раздел 1.1.2.), соотношение видов транспорта метана во многом определяет эффективность метанотрофного фильтра, и таким образом отражается на величине общей эмиссии.
1.1.3.2. Уровень почвенно-грунтовых вод
Этот фактор гораздо менее удобен для глобального мониторинга, однако его влияние на эмиссию СН4, едва ли не выше, чем температуры. Как было показано выше, УПГВ формирует границу между анаэробной и аэробной зонами, соотношение метаногенного и метанотрофного горизонтов. Это ведет к увеличению эмиссии метана при повышении УПГВ, и наоборот. Подобная закономерность подтверждена множеством полевых измерений, например [Crill et al., 1988; Vourlitis et al., 1993; Torn and Chapin, 1993; Dise et al., 1993; Hargreaves and Fowler, 1998], а также опытами с изолированными монолитами, например [Moore and Dalva, 1993; MacDonald et al., 1998]. Существуют и обратные примеры, когда понижение УПГВ ведет к резкому увеличению эмиссии метана [Moore and Dalva, 1993]. В то же время, длительное изменение УПГВ приводит изменению физиологии растений и даже смене растительных сообществ, что оказывает серьезное влияние на весь болотный метановый цикл.
Температура и УПГВ являются лучшими предикторами метановой эмиссии в природных условиях. Так, [Disc et al., 1993] указывают, что изменения УПГВ обуславливают 62% вариабельности эмиссии; [Torn and Chapin, 1993] оценивают совместное действие температуры почвы и УПГВ в 75%.
1.1.3.3. Растительность
Количественный и качественный состав растительности также может являться предиктором метановой эмиссии. В некоторой степени он может быть оценен дистанционно, с помощью спутниковых фотографий высокого разрешения. В связи с этим осуществляются попытки использования карт растительных сообществ для экстраполяции экспериментальных данных, соответствующих метановому потоку под разными сообществами [Паников с соавт., 1997].
Роль растений в эмиссии метана из болотных почв высока и разнообразна. Растения влияют на метаногенез, поставляя его субстраты — в виде отмирающей биомассы или прижизненных корневых выделений [Chanton et al., 1995; Joabsson et al., 1999; Joabsson and Christensen, 2001]. Влияют они и на окисление метана, обеспечивая диффузию кислорода в анаэробную зону, в результате чего ризосферное окисление может «перехватывать» до 80% всего образующегося метана [Holzapfel-Pschorn et al., 1986]. Наконец, растения отвечают за васкулярныи транспорт метана к поверхности, который может обеспечивать до 90% всей эмиссии [Whiting and Chanton, 1992; Morrissey and Livingston, 1992; Morrissey et al., 1993; Shannon et al., 1996; Christensen et al., 2003]
1.1.3.4. Почвенные факторы
Помимо факторов окружающей среды, существенное влияние на процессы почвенного метанового цикла оказывают физические и химические почвенные факторы. Роль последних весьма существенна и при оценке сценариев метановой эмиссии из болотных почв, так как стабильный в природных условиях их химический состав может быть изменен под влиянием антропогенных факторов.
Процессы метанового цикла чувствительны к изменению рН [Valentine et al., 1994; Bergman et al., 1998], содержанию аммония [Adamsen and King, 1993; Crill et al., 1994], нитрата [Panikov et al,, 2001], ацетата [Benstead and King, 1997; Saarnio et al., 2000] и других солей [Panikov et al., 2001].
1.2. Методы изучения газовых эмиссий
Из-за сложности и многогранности зависимостей метановой эмиссии от внешних факторов до сих пор наиболее точно определить ее значения на тех или иных макро- мезо- и микрообъектах можно лишь путем непосредственных измерений. Однако известные методы измерения эмиссий также имеют свои особенности и ограничения, которые необходимо учитывать при интерпретации полученных этими методами результатов.
Одним из первых исторически и наиболее прямым методом измерения эмиссии метана является камерный статический метод [Clymo and Reddaway, 1971; Svensson, 1973; Whalen and Reeburgh, 1988] и др. Основная идея метода заключается в следующем: поток какого-либо газа, образующегося в почве и поступающего через ее поверхность в атмосферу, можно измерить, изолируя выделяющиеся из почвы газы от перемешивания с атмосферным воздухом при помощи герметичной камеры, устанавливаемой на почву на короткое время. Концентрация искомого газа в камере растет благодаря эмиссии. При использовании камерно-статического метода измерения величину скорости эмиссии (F) рассчитывают по соотношению: F = (C-C0)*H/t, где С - концентрация определяемого газа в момент времени t, С0 -исходная концентрация газа, Н - высота камеры, t - время экспозиции.
Несомненным преимуществом камерного метода является его апосредованность. В зависимости от используемых аналитических приборов, значения эмиссии с конкретного участка (площадь камеры) за конкретное время (время экспозиции) могут быть получены с любой достижимой инструментально точностью.
Однако при экстраполяции этих значений во времени и пространстве возникают сложности. Небольшая площадь камер при высокой естественной мозаичности эмиссии из болотных почв приводит к нерепрезентативности данных камерного метода для всего биотопа в целом [Kormann et al., 2001]. Отдельную проблему представляют возможные артефактные воздействия, связанные с установкой камеры: повышение температуры, влажности, снижение фотосинтеза, выдавливание газовых пузырей при установке камеры.
Другая группа методов, применяемая к метановой эмиссии сравнительно недавно, после появления анализаторов с чрезвычайно высокой чувствительностью и разрешающей способностью, объединяется общим названием «микрометеорологические методы» [Verma et а]., 1992; Harris et al., 1992; Fan et al., 1992; Edwards et al., 1994; Friborg et al., 1997; Hargreaves and Fowler, 1998; Beswick et al., 1998] и др. Это градиентный метод, метод эдди-корреляциЙ (eddy correlation, eddy covariance), метод условного пробоотбора (conditional sampling). Все они позволяют за счет измерений в одной точке (микрометеорологическая башня) получать усредненные значения эмиссии с больших площадей (1О4-105м2).
Плюсом этих методов является большая площадь покрытия и практически полное отсутствие артефактного воздействия на экосистему.
Минусом можно назвать непрямой путь измерения, сложный и не всегда однозначный алгоритм расчета эмиссий с различных участков территории.
1.3. Методы определения концентраций газов в почве
Одной из целей данной работы было создание методики динамики генерации и распределения метана и СОг в профиле болотной почвы Известно множество существующих методик, в той или иной степени применимых к нашему объекту.
1.3.1. Прямой отбор
Самый простой метод измерения газовых концентраций в почвенном профиле - прямой отбор жидкой фазы или защемленных газовых пузырей с разных глубин и определение концентраций искомых компонентов в отобранных пробах.
Тонкую трубку вводят на нужную глубину и через нее производят отбор жидкой или газовой фазы с последующим анализом на газовом хроматографе с учетом равновесия газ-жидкость [McAullife, 1971]. Преимуществами этого метода являются простота и дешевизна реализации, пренебрежимо малое по сравнению со скоростью процессов в торфе время отбора (мгновенный отбор), а также возможность прямого определения количеств растворенных газов. В то же время, имеется и ряд ограничений -необходимое для анализа количество жидкости (обычно 1-5 мл) приводит к низкому разрешению по пространству.
На первый взгляд, при отборе 5 мл водной среды в пробоотборник попадает жидкость из шарообразной области радиусом чуть более десяти миллиметров. Однако если учесть, что природная структура торфяной залежи представляет собой сложную систему соединяющихся друг с другом полостей разного размера, заполненных частично жидкостью, частично запертыми газовыми пузырями (например, [Dinel et al., 1988]), то приходится согласиться, что сравнительно быстром отборе в пробу попадает жидкость из наиболее объемных пор и ходов. При этом предположить размер и форму реально охватываемой анализом зоны довольно проблематично. С другой стороны, из-за изъятия среды невозможно проводить пробоотбор в одной точке чаще 1 -2 раз в сутки без существенного воздействия на сам объект.
Отдельной проблемой являются запертые в толще торфа газовые пузыри. В стационарном состоянии концентрации газов в них находятся в равновесии с концентрациями в жидкой фазе согласно закону Генри. Константа этого равновесия определяется природой самого газа, а также температурой и давлением в соответствующей микрозоне [Wilhelm et al., 1977]. При комнатной температуре количество, например, СОг в равных объемах жидкой и газообразной фазы в условиях равновесия близко [Wilhelm et al., 1977], в то время как метана в пузырях содержится в 30 раз больше, чем в равном объеме раствора [McAullife, 1971; Wilhelm et al., 1977]. Поэтому во избежание существенной погрешности необходимо отбирать соответствующее количество исключительно жидкой (или газовой) фазы, что значительно увеличивает общий объем отбираемого вещества и усложняет метод.
Наряду с описанной методикой, нередко используется немного более сложная конструкция пробоотборника, предложенная [Dinel et al., 1988], В этом случае отбор проб осуществляют с помощью присоединения вакуум ированного флакона к пробоотборной трубке. При открытии клапана проба под собственным давлением поступает во флакон. По достижении определенного давления во флаконе клапан закрывают и флакон отправляют на анализ. Использование одинаково глубоко вакуумированных флаконов и контроль давления позволяют стандартизировать процесс отбора, что существенно повышает воспроизводимость результатов. В то же время значительно повышается объем пробы (у авторов — 260мл) и, следовательно, катастрофически снижается пространственное разрешение метода.
1.3.2. Мембранный отбор
Другая широко распространенная группа методов измерения концентраций в торфе и подобных средах базируется на использовании полупроницаемых мембран. Полимерные мембраны не проницаемы для жидкой воды, но проницаемы для растворенных в ней газов. Таким образом, в любой системе, имеющей некоторое пространство, отделенное от окружающей среды такой мембраной, возникает диффузионный массоперенос, приводящий к равновесию концентраций каждого из газовых компонентов по обе стороны мембраны. При этом возникает возможность анализа не проб исходной среды, а содержимого пробоотборника (после его изъятия или замещения). Существует два принципиально разных подхода к использованию мембранного массопереноса: при первом изъятие и анализ содержимого пробоотборника производят после установления равновесия по искомым компонентам, при этом концентрации внутри пробоотборника отражают концентрации в среде; второй подход — анализ содержимого пробоотборника задолго до установления равновесия, при этом изменение концентраций внутри пробоотборника отражает скорость диффузии через мембрану а, следовательно, и внешнюю концентрацию. Рассмотрим эти два подхода более подробно.
1.3.2,1. Равновесные системы
Широко распространенным методом отбора проб растворенных газов является использование диализного пробоотборника [Hesslein, 1976], Пробоотборник, имеющий ряд полостей, заполненных водой и отделенных от внешнего пространства мембраной, погружают в торф на длительное время, достаточное для того, чтобы благодаря диффузии растворенных газов через мембрану их концентрации в полостях пробоотборника и в торфе сравнялись (около 1 недели - [Hesslein, 1976],осадки интерстициальных вод; [Sass et al., 1992], рисовники). Затем пробоотборник изымают и содержимое полостей анализируют. Другой вариант - замещение воды внутри полостей пробоотборника без его изымания - позволяет получить несколько замеров в одной точке пространства.
Преимуществом этого метода является высокое пространственное разрешение (так как происходит не изъятие, а медленная диффузия веществ, внутреннее пространство каждой секции пробоотборника находится в равновесии с непосредственно граничащей с ней микрозоной. Неоспоримым плюсом является непрерывность в пространстве с любым необходимым шагом и монотонность инструмента по глубине, что позволяет получить хорошую пространственную картину распределения газов по профилю. С другой стороны, метод не дает временной картины происходящих в торфяном слое изменений. Пробоотборник имеет ощутимые размеры (8X2 см, глубина 60см - [Hesslein, 1976]), и при использовании в болотной системе в процессе установки естественное сложение торфа нарушается. Это может быть отчасти скомпенсировано более длительной экспозицией.
Использование равновесной системы снимает проблему газовых пузырей - концентрация в пробоотборнике не зависит от того, окружена ли мембрана жидкостью или газовым пузырем.
Другим вариантом равновесной системы является мембранный пробоотборник, заполненный газом [Claricoates, 1990; Waldron et al., 1999]. Его достоинством являются меньшие размеры, поэтому он более применим к болотной системе. Время установления равновесия - около 2х недель ([Claricoates, 1990]; 4 недели между отборами проб - [Waldron et al., 1999]). Для отбора проб эту систему продувают газом на месте измерения, при этом воздействия на торф не оказывается. В остальном метод схож с жидкостным.
Необходимо отметить и существование готовых промышленно выпускаемых устройств подобного принципа действия (правда, для водной среды), например, METS methane sensor (CAPSUM Technologie GmbH, Germany), Сенсор построен также на мембранном принципе, но для определения концентраций используется миниатюрный полупроводниковый детектор, помещенный непосредственно под мембрану. Благодаря малому внутреннему объему, большой площади и малой толщине мембраны (радиус~30мм, толщина=0.01 мм) равновесие между внешней и внутренней средой устанавливается очень быстро (3-30 минут), а из-за отсутствия выноса вещества и малым окислением в активном слое детектора удается избежать дегазации окружающего пространства.
Однако необходимость размещения детектора в непосредственной близости от мембраны вызывает увеличение размера сенсора (диаметр 50мм, высота 200мм, вес 200г), что затрудняет его использование в болотных системах. Также нельзя не отметить необходимость в присутствии кислорода в зоне детектора, что также неприемлемо для изучения анаэробных зон торфяного слоя.
Являясь равновесной системой, сенсор не имеет проблемы контакта с газовыми пузырями.
1.3.2.2. Неравновесные системы
Более продвинутым методом, сочетающим плюсы предыдущих, является сочетание мембранного пробоотбора с аналитической техникой масе-спектрометрии (membrane-inlet mass spectrometry, MIMS), например [Lloyd et al., 19S5; Degn, 1992; Benstead and Lloyd, 1996; Daulat and Clymo, 1998; Waldron et al., 1999; Beckmann and Lloyd, 2001]. Пробоотборник диаметром от 0.3мм [Lloyd et al., 1996] до 5мм [Waldron et al., 1999], имеет закрытое мембраной входное отверстие, а обратным концом соединен с кюветой масс-спектрометра. Внутри пробоотборника создается вакуум, в который через мембрану диффундируют газы. В варианте с подвижным пробоотборником последний с помощью манипулятора вводится на необходимую глубину, после чего масс-спектрометр выдает сигнал, отражающий концентрации растворенных газов в близком к реальному масштабе времени. Так как концентрация искомого компонента в кювете масс-спектрометра не равна его концентрации в исследуемой среде, а зависит от нее через диффузионные процессы, необходима калибровка этой зависимости.
Благодаря мембранному входу (диаметр мембраны от 0.05 мм [Beckmann and Lloyd, 2001] до 2мм [Waldron et al., 1999]) изъятие вещества из торфяного профиля минимально. При этом удается получить картину газового профиля с весьма высокими пространственным и временным разрешением. Ограничением метода является крайне высокая цена и сложность масс-спектрометра, что делает его более лабораторным, нежели полевым методом определения.
Другой вариант — использование мембранной технологии в сочетании с газовой хроматографией [Kramer and Conrad, 1993; Rothfuss and Conrad, 1994]. При этом размеры пробоотборников также могут быть различны (капиллярный конец пробоотборника диаметром 1.5-2 мм, диаметр мембраны 0.60 - 0.66 мм, площадь мембраны около 0,2 мм - [Rothfuss and Conrad, 1994]; диаметр пробоотборника 10 мм, площадь мембраны 132 мм2, толщина около 0.128 мм - [Kramer and Conrad, 1993]). Пробоотборник соединен с колонкой газового хроматографа [Kramer and Conrad, 1993] или рассчитан на ручной отбор проб для последующего анализа на ГХ [Rothfuss and Conrad, 1994]. Несмотря на то, что через более толстую по сравнению с обычно используемой для MIMS мембрану диффузия газов протекает медленнее, и обычно более низкую по сравнению с масс-спектрометром чувствительность газового хроматографа, общая чувствительность метода не уступает MIMS. Это достигается с помощью концентрации пробы — вместо постоянного откачивания газа из пробоотборника в MIMS, в данном случае газ некоторое время остается запертым в небольшом объеме пробоотборника, где концентрация диффундирующих компонентов растет, а затем выносится током газа-носителя.
Еще один вариант аналитической системы с мембранным входом использует фотоакустический газовый детектор [Rothfuss et а]., 1996]. Инфракрасный СО-лазер с фотоакустическим детектором дает лучшую чувствительность по определяемому газу, чем может дать газовая хроматография. Однако в данном случае авторы не используют концентрацию проб, В целом фотоакустический метод стоит в одной весовой категории с MIMS - и по чувствительности, и по стоимости.
Одной из основных проблем, характерной для всех неравновесных мембранных методов, является их чувствительность к присутствию в околомембранном пространстве газовых пузырей, защемленных в толще водо насыщен ного слоя. Так как концентрация внутри пробоотборника не равновесна окружающей среде, а динамически от нее зависит, при контакте мембраны с пузырем сигнал сильно отличается от сигнала, регистрируемого при контакте с жидкостью (например, разницу в 3-8 раз фиксировали [Rothfuss and Conrad, 1994] для метана, [Kramer and Conrad, 1993] — для водорода). Трактовка этого явления зачастую спорна, его рассмотрение поэтому вынесено в раздел «обсуждение» данной диссертации.
Несмотря на то, что коренного решения данной проблемы в литературе нам найти не удалось, мы встретили несколько путей ее минимизации. В частности, проблему контакта с газовыми пузырями можно обойти с помощью движений пробоотборника - непосредственно после введения его на соответствующую глубину пузыри выдавливаются и мембрана с высокой степенью вероятности оказывается граничащей исключительно с жидкостью [Beckmann and Lloyd, 2001]. Другой путь - использование преимущественно таких экспериментальных объектов и условий, в которых количество запертых газовых пузырей было бы минимальным.
ЧАСТЬ 2. ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ 2.1. Объекты исследования
Основным объектом лабораторных исследований являлись почвенные монолиты ненарушенного сложения, отобранные из заболоченных территорий различного географического положения (рис.2). Приведем краткие характеристики мест отбора.
Стордален (Stordalen). Болото смешанного типа, расположено на севере Швеции близ Абиско (6822'северной широты, 1903'восточной долготы; высота 360 метров над уровнем моря). Различные аспекты биогеоценоза Стордалена были изучены во многих научных работах, например, [Svensson, 1980]; полная характеристика экотопа дана, например, [Sonesson, 1980].
Коппарос (Kopparas). Болото смешанного типа, расположено в центральной части Швеции близ Стокгольма (577.5* северной широты, 1430' восточной долготы). Детальная характеристика экотопа дана [Maimer, 1962].
Хольмея (Holmeja). Болото смешанного типа, расположено в южной части Швеции близ Лунда (5530' северной широты, 1315' восточной долготы). Серьезных биогоеценологических исследований Хольмеи до настоящего времени не проводилось.
Кево (Kevo) Болото смешанного типа, расположено в северной части Финляндии (б945' северной широты, 27D18* восточной долготы). Описание приводится, например [Nykanen et al., 2003]
Закенберг (Zackenberg). Болото смешанного типа, расположено в северо-восточной части Гренландии (7430' северной широты, 2100' западной долготы). Детальное описание экотопа дано [Joabsson and Christensen, 2001].
Тулик Лейк (Toolik Lake). Болото смешанного типа, расположено на севере Аляски (6838' северной широты, 14938' западной долготы). Описание дано, например [Shaver et а!., 1998]
2.2. Методы исследования
2.2.1. Изолированный торфяной монолит
Лабораторная часть исследований проведена на базе департамента физической географии и экосистемного анализа Лундского университета (Лунд, Швеция). Основным объектом в этих исследованиях являлись почвенные монолиты ненарушенного сложения, отобранные из заболоченных территорий различного географического положения. Характеристики мест отбора монолитов приведены выше, в разделе 2.1.
Отбор и поддержание почвенных монолитов ненарушенного сложения производили по методикам, близким к известным в литературе [Billings et al., 1982; Thomas et al, 1996; Daulat and Clymo, 1998], оптимизированным и дополненным в соответствие с особенностями конкретных биоценозов и задачами исследований.
В ходе работы были использованы монолиты двух типоразмеров: полноразмерные (высота 40 см, поперечник 25x25 см) и низкие (высота 15 см, поперечник также 25x25 см). Низкие монолиты отбирали в случае невозможности или нецелесообразности отбора полного размера — на тундровых почвах, при близком залегании материнской породы и т.п.
2.2.1.1. Отбор монолитов
Для отбора торфяного монолита ненарушенного сложения использовали дюралюминиевый каркас (рис.4) в котором в дальнейшем и происходила инкубация. Каркас представлял собой открытую снизу коробку с прямоугольным в сечении желобом сверху и отверстиями для сенсоров и пробоотборников на боковых стенках. При отборе отверстия заглушали липкой лентой или короткими болтами.
Каркас ставили на поверхность торфа на определенном для отбора участке и с помощью длинного острого ножа с волнообразным лезвием прорезали торф по внешнему периметру каркаса (рис 5А). При этом каркас погружали в образовавшийся разрез, стараясь прилагать как можно меньше усилий, чтобы не деформировать торф.
Когда каркас оказывался погруженным на всю глубину (чтобы верхняя граница мхов находилась на уровне нижней части желоба), в торфе рядом с полученным монолитом прорезали углубление, достаточное для проникновения руки с ножом до уровня основания каркаса (рис, 5Б). Затем с помощью ножа прорезали нижнюю границу монолита и подводили под нее пластиковое основание каркаса с резиновой прокладкой (рис. 5В). Все указанные манипуляции проводили медленно, для того, чтобы не вызывать резкого нарушения уровня грунтовых вод и, соответственно, оттока болотной жидкости из монолита.
После установки основания, фиксировали его металлическими тросиками (рис. 5Г). После того, как монолит приобретал относительную герметичность, его изымали и транспортировали в лабораторию.
При данном методе отбора, безусловно, происходит нарушение болотного биогеоценоза, но оно не затрагивает область самого монолита.
Отбор замороженных монолитов в зимний период отличался от описанного использованием пилы вместо ножа и выламыванием монолита по нижней границе, с последующим отпиливанием по уровню каркаса.
2.2.1.2. Методика поддержания
Сразу после отбора монолиты доставляли в лабораторию (в течение 1-48 часов, в зависимости от удаленности места отбора). Место контакта дюралюминиевого каркаса с основанием изолировали силиконовым герметикой, после чего доводили уровень воды в монолите до соответствующего натуральному в месте отбора (измеренному непосредственно перед моментом отбора). Для этого использовали болотную жидкость, отобранную в непосредственной близости от точки отбора монолита. В дальнейшем все потери жидкости из монолита (за счет испарения или отбора проб) компенсировали дистиллированной водой.
В зависимости от сезона отбора монолитов дальнейшие действия были различными. Монолиты, отобранные в конце вегетационного сезона (осенне-зимний период) хранили в течение нескольких месяцев в термостатируемом помещении при низкой температуре (+5С) в темноте, для обеспечения должного периода покоя растений. Монолиты, отобранные в разгар вегетационного сезона, помещали в эксперементальную лабораторию непосредственно после отбора.
Экспериментальная лаборатория представляла собой термостатируемое помещение с регулируемым фотосинтетически-активным освещением и автоматической регулировкой длины светового дня.
В случаях, когда необходимые для исследований температура и/или уровень освещенности сильно отличались от природных условий в момент отбора монолитов, а также для монолитов с периодом покоя, температура и освещенность изменяли постепенно, учитывая медленную адаптацию всего микроценоза монолита без рассинхронизации биологических связей.
После помещения монолита в экспериментальную лабораторию производили монтаж датчиков и пробоотборников (необходимые отверстия в боковых стенках каркаса готовили заранее, до отбора монолита), а также установку камер для измерения газового состава атмосферы над монолитом.
Прозрачные камеры из органического стекла {Plexiglas) размером 24 см в поперечнике и высотой, достаточной для растений монолита (20-35 см), монтировали на желобе каркаса с помощью силиконового герметика. Внутри камеры находился вентилятор для равномерного перемешивания воздуха, на стенках камеры - порты для входа и выхода газовой смеси, отбора газообразных проб и прочих манипуляций (рис. 3).
Сверху устанавливали лампу фотосинтетически активного излучения, а между лампой и камерой - прозрачную водяную баню, для поглощения теплового излучения лампы и минимизации нагревания освещенных участков монолита и растений. Положение лампы фиксировали для обеспечения уровня освещения монолита, близкого к природному (300 мкмоль м" сек'). Длину светового дня устанавливали в зависимости от требований эксперимента (12-14 часов при 24-часовом суточном цикле).
Монолит также имел индикатор уровня почвенно-грунтовых вод (прозрачная трубка, соединяющая нижнюю часть монолита с газовой камерой; заполненную водой часть трубки залепляли алюминиевой фольгой для предотвращения фотосинтеза микроорганизмов). В случае необходимости воду добавляли в систему в виде дистиллята, разбрызгиванием в газовом пространстве камеры.
2.2.1.3. Измерения газового состава атмосферы монолита
Для измерения потоков газовых компонентов между монолитом и атмосферой внутри камеры, а также для поддержания концентраций этих компонентов относительно стабильными, была использована схема проточной вентиляции (рис. 6). Воздух с атмосферной концентрацией С02 и СН4 (использовали воздухозаборник на крыше здания) пропускали через теплообменник для уравнивания его температуры с температурой воздуха экспериментальной лаборатории, а затем через влагообменник (сосуд с водой). При этом воздух приобретал относительную влажность около 95% при температуре помещения. В случае конденсации влаги при понижении температуры воздуха влагообменник выполнял также функции водяной ловушки.
После влагообменника воздух подавали в камеру монолита; выходящий из камеры воздух снова пропускали через влагообменник (во избежание конденсации влаги внутри измерительной системы и для унификации измерений). Работающий внутри камеры миниатюрный вентилятор обеспечивал перемешивание воздуха.
После камеры монолита и влагообменника основная газовая линия оканчивалась регулятором потока и насосом, с помощью которого и происходила продувка.
Таким образом, насос был расположен после камеры монолита, в которой поэтому создавалось слабое разрежение. В таком расположении есть несколько плюсов: любая возникшая негерметичность газовой линии приводила бы к подсосу в систему обогащенного С02 воздуха из лаборатории, что незамедлительно было бы замечено по показаниям приборов. Кроме того, присоединяемые после насоса измерительные приборы и установки не влияют на аэродинамическое сопротивление первой половины газовой линии, а значит, и на давление в камере. Наконец, в случае мечения радиоактивными газообразными веществами возможная разгерметизация камеры не несет угрозы здоровью экспериментатора.
Описанная часть системы была в рабочем состоянии с момента закрытия монолита камерой, даже при отсутствии каких бы то ни было измерений. В случае остановки вентиляции произошло бы быстрое потребление оставшегося в камере СОг (на свету) или СЬ (в темноте), и биологическая система, прежде всего растения, оказались бы подвержены мощному стрессорному воздействию.
Далее по ходу газовой линии, после насоса воздух поступал на систему электропневматических клапанов, распределявших дальнейший поток. Для измерения потоков СОг и СН4 в большинстве случаев использовали фотоакустический инфракрасный мультигазовыи анализатор (Innova 1312). Этот прибор в рабочем режиме регулярно (с частотой 0.5 - 2 раза в минуту) отбирает небольшие порции газа из газовой линии и определяет в них концентрации СОг, СРЦ, а также водяных паров. Так как НгО имеет широкий спектр поглощения, существенные колебания влажности анализируемой газовой смеси могут влиять на показания по метану и углекислоте. В нашей системе второй влагообменник не позволял этому произойти.
С помощью системы электропневматических клапанов на газоанализатор подавали попеременно газовую смесь из точки входа в камеру и прошедшую через камеру. На основе разницы концентраций в этих смесях рассчитывали потоки между монолитом и атмосферой (см. ниже).
Таким же способом к одному газоанализатору подключали до трех различных монолитов, что позволило проводить синхронные эксперименты (см. ниже).
2.2.1.4. Измерения в почвенном профиле
Помимо потоков между монолитом и атмосферой, в ходе наших исследований мы изучали и некоторые процессы, происходящие в толще торфяного монолита. Для этого мы измеряли концентрации растворенных в почвенной жидкости метана и CCV Простейшим методом для этого являлся метод прямого пробоотбора.
Порты для пробоотбора монтировали в момент установки монолита в лаборатории. Каждый порт представлял собой трубку из нержавеющей стали (1/8'=3.18 мм во внешнем диаметре, 5/64'=1.98 мм во внутреннем диаметре), зафиксированную в боковой стенке монолита горизонтально, так что внутренний конец трубки уходил вглубь монолита на И см от его стенки. Внутренний конец трубки заплющивали, а на расстоянии 1 см от него (и, соответственно, 10 см от стенки монолита) просверливали боковое отверстие в трубке. В отличие от оконечного, боковое отверстие трубки не забивается при внедрении в монолит, а сплющенный конец скорее раздвигает переплетения корней, нежели рвет их.
На внешний конец трубки, торчащий из корпуса монолита наружу, надевали короткий отрезок ПВХ трубки с краником на конце (рис. 3). Для отбора среды к кранику пристыковывали шприц и медленно оттягивали 1мл среды. Затем закрывали краник и быстро впрыскивали содержимое шприца в 60мл флакон с азотом. Флакон встряхивали 50-100 раз до установления равновесия между газовой фазой и внесенной жидкостью, вносили во флакон дополнительно 30мл азота для создания избыточного давления и анализировали полученную газовую смесь на газовом хроматографе (Shimadzu, Япония).
Определенные сложности вызывало наличие в затопленном профиле газовых пузырей (см. ниже). В условиях равновесия в 1 мл газового пузыря при комнатной температуре содержится примерно в 30 раз больше метана, чем в 1 мл жидкости. Поэтому попадание даже небольшого пузырька в шприц с жидкостью вызвало бы серьезную ошибку в определении концентраций. Поэтому при попадании в пробу газа шприц закрывали, легко встряхивали в вертикальном положении, выгоняя пузырек на поверхность, затем выпрыскивали пузырек наружу, а оставшуюся жидкость (заметив ее точный объем) вносили во флакон для измерений. В случае, если суммарный объем захваченных газовых пузырей был достаточен (более 2 мл), их также вносили во флакон с азотом и определяли концентрации С02 и СН4 в пузырях. Иногда проба состояла только из газа, и проанализировать жидкую фазу не удавалось.
Пробы отбирали не чаще 2 раз в сутки и не более 2х мл в сутки для минимизации артефактного воздействия на монолит.
2.2.2. Метод мембранных пробоотборников
Для определения концентраций растворенных в почвенной воде газов (СН4 и СОД а также концентраций этих газов в защемленных газовых пузырях в толще торфа, использовали метод мембранных пробоотборников. Несмотря на то, что многие идеи и технические решения заимствованы или аналогичны разработкам других научных коллективов (см. раздел 1.3.2.) нами было привнесено несколько существенных усовершенствований, не имеющих аналогов в мировой практике.
Теоретическая основа, чувствительность и границы применения методики рассмотрены ниже (часть 3). Здесь приведем лишь техническое описание методики.
2.2.2.1. Конструкции пробоотборников
Основным инструментом метода являются мембранные пробоотборники. В ходе исследований было опробовано и оценено множество вариантов конструкций, типоразмеров, материалов и т.п., в результате мы остановились на двух конструкциях, названных мономембранным пробоотборником (ММП, рис. 20А,Б) и бимембранным пробоотборником (БМП, рис. 20А,В>О .
Мономембранный пробоотборник
Конструкция ММП структурно и функционально аналогична известным в литературе (см. раздел 1.3.2.). В нашем случае (рис. 20А,Б) корпус пробоотборника состоял из двух трубок из нержавеющей стали. Внешнюю трубку (1/8'=3.18 мм во внешнем диаметре, 5/64'=1.98 мм во внутреннем диаметре) запаивали на конце и просверливали отверстие (0.75 мм в диаметре) в боковой стенке на 10 мм от конца трубки. Внутренняя трубка (1/16'=1.59 мм внеш.д., 1/64'=0.4 мм внут.д.) закрепляли внутри внешней, так, чтобы открытый конец внутренней трубки находился на 5 мм выше запаянного конца внешней (и, соответственно, на 5 мм ниже бокового отверстия во внешней трубке). Верхние концы трубок пропаивали, создавая вход газовой линии во внутреннюю трубку и выход из пространства между трубками (рис. 20А).
Боковое отверстие внешней трубки покрывали мембраной, проницаемой для газов, но непроницаемой для жидкостей. В качестве мембраны использовали отрезок силиконовой трубки, который натягивали на внешнюю стальную трубку пробоотборника (рис. 20Б). Исходные размеры силикононовой трубки: внешний диаметр — Змм, внутренний диаметр - 1мм, толщина стенки 1мм; при натягивании на ММП толщина силиконовой мембраны получалась равной 0.4 мм.
Общая длина пробоотборника для измерений в изолированном торфяном монолите составляла 14 см, пробоотборников для полевых измерений - от 10 до 70 см.
Бимембранный пробоотборник
Усовершенствование конструкции мономембранного пробоотборника, направленное на преодоление неизбежно присущих ей ограничений (см. раздел 1.3.2.) привело к созданию принципиально новой конструкции, не имевшей аналогов в мировой практике ни конструктивно, ни фунционально — бимембранного пробоотборника (БМП).
Структурно БМП отличается от ММП наличием дополнительной внешней мембраны, которую натягивали поверх основной с кольцеобразной пластиковой прокладкой между ними. Таким образом, небольшой объем воздуха оказывался заперт между двумя мембранами, придавая конструкции в целом ряд принципиально новых качеств (см. раздел 3). В качестве внешней мембраны использовали отрезок той же силиконовой трубки, как и для основной, но из-за более сильного растяжения толщина внешней мембраны составляла 0,2 мм. Диаметр пластикового кольца равнялся 4 мм, его высота - 1 мм, таким образом площадь внешней мембраны составляла 12.6 мм2, а объем межмембранного пространства — 12,6 мкл.
2.2.2.2. Автоматическая измерительная система
Описанные выше мембранные пробоотборники были использованы в составе автоматизированной системы мониторинга газового профиля (рис. 21). При помещении пробоотборника в толщу торфа возникает диффузионный поток газовых компонентов (СН4 и СОг из окружающего раствора через силиконовую мембрану во внутреннее пространство пробоотборника. При подаче газа-носителя (использовали химически чистый азот) на вход внутренней тонкой трубки пробоотборника, смесь газов из внутреннего пространства поступала на газораспределительную, а затем и на газоанализаторную систему. Газораспределительная система (рис, 21) состояла. из электропневматических клапанов и блока управления, переключавшего эти клапана по сигналу с персонального компьютера. В каждый момент времени осуществлялась продувка только одного из 10 пробоотборников, в то время как в остальных происходило накопление газов. После 1-3 минут продувания, когда концентрация в активном пробоотборнике приходила к равновесной, определяемой скоростью продувки газа-носителя и скоростью трансмембранной диффузии (см. часть 3), с компьютера подавался сигнал на переключение электропневматических клапанов, в результате чего поток через данный пробоотборник прекращался, а следующий по порядку включался на продувку.
Газовый поток из активного пробоотборника поступал на один или несколько газоанализаторов. Так как мы использовали прогрессивную систему накопления-продувки (см. часть 1 и 3), концентрационная кривая на выходе из системы носила пикообразный характер, и для корректного определения этого концентрационного пика мы могли использовать лишь те газоанализаторы, которые способны определять концентрацию в реальном масштабе времени (т.е. 1-10 Герц). В качестве таковых использовали: для СС>2 - портативный недеструктивный инфракрасный газоанализатор EGM-2 (PP System, Великобритания), для CRt - пламенно-ионизационный детектор 300-FID (California Analytical Instruments, США). Так как ПИД является деструктивным анализатором (в нем происходит сжигание исследуемой газовой смеси в водородном пламени), его ставили в конец газовой линии, после ИКГА (рис. 21).
Электрический сигнал с обоих анализаторов (пропорциональный концентрации соответствующего компонента в газовой смеси) через аналогово-цифровой преобразователь поступал на персональный компьютер. В качестве АЦП использовали (в зависимости от требований конкретного эксперимента) цифровой мультиметр МЕТЕХ D-80 (Южная Корея), внешний АЦП Serial Box Interface и/или внутреннюю АЦП-плату ARB-3001.
Все управление процессом (переключение газовых линий и регуляция потоков), контроль над параметрами системы (давление в газовой линии, температура, скорость потока и т.п.), а также первичную обработку концентрационных данных осуществляла специально разработанная многомодульная компьютерная программа. Описание программы приведено в приложении 3, детальная работа системы обсуждается в части 3 настоящей работы.
2.2.2.3. Методики калибровки и использования системы
Так как предложенный метод базируется на непрямом определении концентраций, перед его применением необходимо: A) Определить теоретическую базу метода
Б) Создать полную физическую, а затем и математическую модель протекающих в системе процессов, от искомой величины - концентрации растворенного или газообразного компонента в торфе до соответствующей цифры, сохраненной на магнитном носителе компьютера. B) Определить ограниченный набор практически определяемых параметров, необходимых и достаточных для однозначного решения обратной задачи - расчета искомой концентрации с необходимой точностью на основе полученных результатов измерений.
Г) Практически определить значения этих параметров для реальных экспериментальных систем и валидизировать полученную модель на основе измерения в объектах с известными концентрациями искомых компонентов и/или в сравнении с общепризнанными методами.
Все перечисленные пункты были выполнены в рамках данной работы. Полное описание дано в разделе «обсуждение», в данном разделе приведем лишь описание оборудования и методики калибровки системы, то есть последнего из перечисленных пунктов.
В калибровочных экспериментах пробоотборники помещали в специальную двухфазную калибровочную камеру (рис. 22). Камера представляла собой короб из органического стекла (Plexiglas) с герметически закрывающейся крышкой. В боковой стенке камеры монтировали порты для установки мембранных пробоотборников (с возможностью установки до 6 пробоотборников одновременно), порты для ручного отбора проб жидкой и газовой фаз, а также для присоединения перемешивающего насоса и внешнего газоанализатора.
Камеру заполняли до половины дистиллированной водой, так, чтобы в горизонтальном положении вода покрывала мембраны пробоотборников сантиметровым слоем (Рис 22:8). Перемешивающий насос (мощность ~2 литра газа в минуту) присоединяли таким образом, чтобы он засасывал воздух из газового пространства камеры и выдувал его через распылитель в водную толщу. При этом достигалось как перемешивание внутри водной и воздушной фаз, так и концентрационное равновесие между этими фазами. В качестве референсного анализатора концентраций в газовой фазе использовали недеструктивный фотоакустический мультигазовый анализатор (1312, Innova AirTech Instruments A/S, Дания), способный измерять концентрации С02 и СН4 в описанных условиях с необходимой точностью.
Анализатор подключали по замкнутому циклу к газовой фазе калибровочной камеры.
Концентрации СН4 и СОг измеряли также методом прямого пробоотбора жидкой и газообразной фазы. Для этого 1 мл соответствующей среды переносили с помощью шприца в герметичный флакон, заполненный азотом, энергично встряхивали и измеряли состав на газовом хроматографе.
Повышение концентраций С02 и СН4 в калибровочной камере производили путем внесения в газовую фазу небольших объемов высоких концентраций соответствующих газов; понижение - путем продувки газового объема азотом.
Для изучения реакции трансмембранного массопереноса на переход мембраны из жидкой фазы в равновесную газовую и обратно (см. часть 3) калибровочную камеру наклоняли (рис. 22:9), так, чтобы мембраны пробоотборников оказывались в газовой фазе (и возвращали в исходное положение, соответственно). При этом переход осуществлялся практически мгновенно, без потери герметичности камеры или нарушения концентрационного равновесия газ-жидкость.
2.2.3. Определение газонасыщенности методом гальванических токов
Для определения объема и распределения газовых пузырей в толще затопленного монолита нами была разработана методика определения газонасыщенности торфа на основе измерения тока гальванических элементов. Как и в случае с мембранными пробоотборниками, теоретическая основа методики и результаты ее апробации будут описаны в разделе «обсуждение», здесь же приведем техническую сторону метода.
Низкоомный амперметр (мультиметр Metex D40) подключали в электрическую цепь между дюралюминиевым корпусом монолита и стальными мембранными пробоотборниками (см. выше). Возникающий в цепи малый электрический ток (10-40 мкА) фиксировали с помощью компьютера (программный комплекс Module2000, см. приложение 3). Последовательного опроса всех пробоотборников достигали с помощью системы реле, управляемых с того же компьютера. В течение нескольких секунд после подключения к очередному пробоотборнику уровень сигнала стабилизировался на уровне, соответствующему газонасыщенности данного горизонта торфа. Опрос последовательных уровней производили с интервалом 60 секунд, что соответствует 10 минутному циклу при 10 горизонтах.
2.2.4. Изменение УГВ
Для изучения влияния уровня грунтовых вод на продукцию, транспорт и эмиссию метана проводили два типа манипуляционных экспериментов: кратковременный дренаж и долговременное изменение УГВ,
Кратковременный дренаж производили в комплексе с дегазацией торфяной жидкости. Воду из монолита сливали через нижний порт для отбора проб и собирали в сосуд, продуваемый азотом. После дренажа гравитационной влаги (процесс занимал около 20 минут) собранную жидкость продували азотом в течение еще 5 минут, после чего вновь заливали в монолит через верхний порт. Заливка также занимала около 20 минут.
Долговременное изменение УГВ производили путем дренажа излишней жидкости или добавления требуемого объема дистиллированной воды.
2.2.5. Изменение температуры
Для экспериментов с изменением температуры использовали термостатируемое помещение. Температуру меняли скачкообразно, по 3-5 градусов Цельсия, с промежутками 7 - 14 дней, необходимыми для стабилизации биологических процессов. Термостатирование самого монолита не производили, и температура торфа приходила в равновесие с температурой воздуха в течение нескольких часов.
Температуру торфа измеряли на трех глубинах (5, 20 и 40 см) с помощью термологгеров (Tinytalk II Temperature Dataloggers) с интервалом 10 минут.
2.2.6. Импульсное мечение
Для изучения обмена органического углерода в системе монолита применяли метод импульсного радиоактивного мечения. Изотоп углерода С (период полураспада 5730 лет, природное содержание 2*10'10% по массе) вносили в виде СОг в газовый объем камеры монолита или в виде ацетата в торфяную жидкость.
2.2.6.1. Внесение метки
Мечение С02
В качестве источника меченного СОг использовали раствор 14С-бикарбоната натрия (Amersham Pharmacia Biotech). Флакон на 13 мл с необходимой дозой реагента закрывали герметично резиновой пробкой, через которую с помощью шприца вкалывали раствор ортофосфорнои кислоты. В результате химической реакции в газовом объеме флакона скапливался 14С-С02.
Непосредственно перед внесением метки вентиляцию монолита прекращали на несколько минут, при этом концентрация С02 в камере падала примерно до 200 ппм (на свету). Концентрацию С02 на всем протяжении мечения измеряли недеструктивным газоанализатором (INNOVA), подключенным к камере монолита по замкнутому контуру. Метку вносили, соединив флакон с 14С-СС>2 и камеру монолита тонкой ПВХ трубкой с иглами от медицинского шприца на конце, после чего во флакон вкалывали дополнительно 180 мл азота.
Через 10 секунд после внесения метки (время, необходимое для перемешивания воздуха в камере) отбирали первую пробу на 14С в газовой фазе. Для этого 5 мл газовой смеси отбирали с помощью шприца и сразу же вкалывали в 13-мл флакон с 2 мл 0.1 М раствора NaOH. Последующие пробы отбирали с интервалом 2-10 минут.
При внесении метки в камеру концентрация СОг в ней скачкообразно повышалась до 1000 ппм, после чего падала по логарифмической кривой в результате потребления фотосинтезирующими растениями. Когда интенсивность фотосинтеза падала в результате углекислотного лимитирования (через 1-2 часа), мечение прекращали: отбирали последнюю пробу газовой фазы, отключали освещение и включали активную вентиляцию камеры (продувка до 2 литров в минуту). После 10 минут продувки отбирали контрольную пробу газовой фазы, и подключали аналитическую газовую линию в рабочем режиме.
Разница между первоначальным уровнем 14С во флаконе с меткой (вычисляли исходя из спецификации бикарбоната) и остаточной концентрации после инъекции (измеряли) отражала примерное количество внесенного 14С; более точно это количество рассчитывали на основании разницы концентраций 14С в первой и последней пробах газовой фазы камеры. Для большей достоверности этих величин кривую падения 14С-СОг корректировали по кривой падения общей концентрации С02 с учетом общего дыхания монолита.
Количество внесенной метки было примерно 9.5 MBq в первых двух мечениях и 74 MBq в последующих.
Мечение ацетатом ,4С-ацетат вносили как смесь 50% 14CH3-COONa и 50% CH3-14COONa {Amersham Pharmacia Biotech). Раствор метки вносили в торф на глубине 6 см от поверхности с помощью длинной иглы, распределяя равномерно по горизонту (рис. 52). Общая концентрация ацетата в метке соответствовала характерной для данного горизонта, которую промеряли в течение 5 суток непосредственно предшествовавших мечению (60 цМ). Общее количество внесенного 14С составило 96.8 kBq
2.2.6.2. Измерения в газовой фазе
Определение эмиссии 14С-СОг и 14С-СН4 производили с помощью измерения их концентраций в выходящем из камеры воздухе. Для этого основную газоаналитическую систему (рис. 6) дополняли схемой улавливания СОг и СЬЦ (рис, 42). Часть основного потока (80 из 800 мл/мин) с помощью дополнительного насоса и регулятора расхода, пропускали последовательно через две распылительные трубки с раствором NaOH (80мл,' 0.1М). В каждой из трубок поглощалось более 98% пропускаемого СОг, суммарное поглощение составляло таким образом более 99.96%. Щелочной раствор регулярно заменяли (с интервалом 1-6 часов в первые сутки и 12-24 часа в последующие), 2мл аликвоты использованного раствора смешивали с 5 мл сцинтилляционного коктейля (OptiPhase 'HiSafe'; Wallac) и определяли количество 14С с помощью сцинтилляционного спектрометра {Packard Tri-Carb 2100TR liquid scintillation analyzer).
После жидкостных улавливателей СОг в газовой линии ставили дополнительный твердофазный поглотитель {Soda Lime), для удаления следов СОг из газового потока, и поглотитель неметановых углеводородов {TENAX).
Таким образом основным носителем І4С в газовой смеси остается СН4. Монооксид углерода также не улавливается указанными поглотителями, но его количества ничтожны по сравнению с СЬЦ. Так как химическое улавливание метана затруднено, его окисляли до СОг в каталитическом выжигателе (СиО, 850С). При таком режиме более 99% СН4 окисляется. Аналогичный метод известен в литературе, например [Glascock, 1954; Chidthaisong and Watanabe, 1997]
Далее в газовой линии следовали жидкостные поглотители образовавшегося СОг, аналогичные предыдущим.
Так как через поглотительную систему пропускали только часть потока газа, прошедшего через камеру монолита, необходимо было исключительно точное определение объема, пропущенного через поглотители. Для этой цели был разработан цифровой расходомер (см. приложение 2), который и замыкал газовую линию.
2.2.6.3. Измерение в жидкой фазе методом ручного пробоотбора
Параллельно с измерением эмиссий общих и меченых С02 и СН4 проводили определения концентраций этих компонентов в торфяной жидкости, а также содержания 14С в составе растворимого органического вещества (РОВ). Отбор жидких проб проводили аналогично описанному выше отбору проб на растворенные газы. Схема дальнейшего анализа изображена на рис. 44.
С помощью шприца через соответствующий порт монолита отбирали 1 мл жидкой фазы и переносили в стеклянный флакон №1 (рис. 44:1). Флакон предварительно продували азотом, давление уравнивали с атмосферным. Объем флакона №1 - 60 мл. После инъекции пробы флакон энергично встряхивали 50 раз для уравновешивания газосодержания жидкой и газовой фаз.
Затем 0.5 мл жидкой фазы из флакона №1 переносили с помощью шприца в сцинтилляционный флакон (рис. 44:2). В этот флакон добавляли 5 мл сцинтилляционного коктейля для нейтральных растворов, встряхивали и после отстоя и просветления раствора анализировали на сцинтилляционном спектрометре (Packard Tri-Carb 2100TR liquid scintillation analyzer). Этот анализ давал концентрацию меченого углерода в РОВ.
После отбора анализата на РОВ во флакон №1 вкалывали дополнительно 30 мл азота и энергично встряхивали (рис. 44:3).
Затем 20 мл газовой фазы из флакона №1 переносили во флакон №2, содержащий 60 мл атмосферного воздуха (рис. 44:4). Содержимое флакона №2 использовали для анализа |4С в растворенных почвенных газах.
Параллельно 5 мл газовой фазы из флакона №1 отбирали на газохроматографический анализ концентраций СОг и СЩ в почвенном растворе (рис. 44:5). Методика газохроматографического анализа была аналогична описанной выше.
Во флакон №2, содержащий смесь газов пробы и атмосферного воздуха, вкалывали с помощью шприца 5мл 0.1М раствора NaOH и энергично встряхивали 50 раз. При этом весь СОг из газовой смеси флакона химически связывался со щелочью с образованием карбоната. Следует заметить, что несмотря на присутствие СО^ в атмосферном воздухе, количество 14С02 в нем пренебрежимо мало, и единственным источником 14С в растворе на данном этапе оказывалась углекислота исходной пробы.
1 мл этого раствора вносили в сцинтилляционный флакон (рис. 44:10), добавляли 5 мл сцинтилляционного коктейля для основных сред (OptiPhase 'HiSafe'; Wallac) и определяли количество 14С с помощью сцинтилляционного спектрометра. Этот анализ давал концентрацию 14СОг в почвенном растворе.
После встряхивания флакона №2 с раствором щелочи основным углеродсодержащим компонентом в его газовой фазе оставался метан.
Улавливание СН4 для проведения жидкофазной сцинтилляционной спектрометрии является нетривиальной задачей, так как растворимость этого газа в большинстве растворителей, даже органической природы, недостаточно велика. Попытки использовать неполярный коктейль показали неприемлемо низкую воспроизводимость результатов анализа. Поэтому была разработана оригинальная методика контактного окисления СН4 до С02 в малых замкнутых объемах. Конструкция микровыжигателя и особенности методики приведены в приложении. Необходимо отметить, что методика обеспечивает более чем 99% окисление метана в углекислоту.
10 мл газовой фазы флакона №2 с помощью шприца переносили в микровыжигатель, содержавший 13 мл воздуха при атмосферном давлении (рис. 44:7). На спираль выжигателя подвали напряжение, вызывающее ее нагрев до температуры около 1000 градусов Цельсия. Выжигание производили в течение 2 минут (рис. 44:8), затем выжигатель остужали на воздухе до комнатной температуры.
После этого внутрь выжигателя с помощью шприца впрыскивали 5мл 0.1М раствора NaOH и энергично встряхивали (рис. 44:9). При этом весь С02 из газовой смеси химически связывался со щелочью с образованием карбоната. Следует заметить, что несмотря на присутствие С02 в атмосферном воздухе и его выделение из резиновой пробки выжигателя при нагревании, единственным источником 14С оставался метан исходной пробы.
1 мл жидкости из выжигателя переносили в сцинтилляционный флакон (рис, 44:11), добавляли 5 мл сцинтилляционного коктейля для основных сред и определяли количество 14С с помощью сцинтилляционного спектрометра. Этот анализ давал концентрацию 14СН4 в почвенном растворе.
Таким образом, в 1мл почвенного раствора определяли концентрации меченного РОВ, общие концентрации растворенных С02 и СН4, а также меченых С02 и СН4.
2.2.6.4. Измерение в жидкой фазе методом мембранных пробоотборников
Успехи в разработке и использовании мембранных пробоотборников побудили нас к применению их к анализу меченных растворенных газов.
В связи с особенностями анализа 14С система мембранных пробоотборников могла быть существенно упрощена, что и было сделано (рис. 43). На вход пробоотборника подавали постоянный малый ток азота (<1 мл/мин). На выходе газ пробулькивали через раствор щелочи, при этом ССЬ связывался в виде карбоната. Затем в газовую смесь добавляли воздух и пропускали через выжигатель (стальной капилляр, разогретый до 850С). При этом СН4 окислялся до С02, который улавливался вторым раствором.
Так как диффузионный перенос через мембрану пробоотборника не зависит от скорости продувки газа носителя, поток азота задавали предельно малым, при этом для поглощения С02 было достаточно 1 мл щелочи. Раствор меняли 2 раза в сутки, добавляли сцинтилляционныи коктейль и определяли количество меченого углерода.
Данный метод имеет ряд преимуществ перед описанным методом ручного отбора. Анализируемое вещество не отбирается одномоментно, а накапливается равномерно в течение 12 часов, что дает строгое усреднение по времени. Мембранный пробоотборник не имеет мертвого объема, в отличие от порта для ручного отбора. Не происходит многократного разбавления пробы, влекущего за собой снижения чувствительности. Параметры пробоотборника задавали таким образом, что вынос вещества из монолита за 12 часов был примерно равен его количеству в 1 мл раствора; при этом все это количество поступало на сцинтилляционныи спектрометр без разбавления.
Однако, если в отношении С02 метод показал высокую надежность, то методика определения СН4 нуждается в дальнейшем усовершенствовании, прежде всего выжигательного устройства для сверхмалых потоков.
ЧАСТЬ 3. РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ
Методы изучения газовых эмиссий
Из-за сложности и многогранности зависимостей метановой эмиссии от внешних факторов до сих пор наиболее точно определить ее значения на тех или иных макро- мезо- и микрообъектах можно лишь путем непосредственных измерений. Однако известные методы измерения эмиссий также имеют свои особенности и ограничения, которые необходимо учитывать при интерпретации полученных этими методами результатов. Одним из первых исторически и наиболее прямым методом измерения эмиссии метана является камерный статический метод [Clymo and Reddaway, 1971; Svensson, 1973; Whalen and Reeburgh, 1988] и др. Основная идея метода заключается в следующем: поток какого-либо газа, образующегося в почве и поступающего через ее поверхность в атмосферу, можно измерить, изолируя выделяющиеся из почвы газы от перемешивания с атмосферным воздухом при помощи герметичной камеры, устанавливаемой на почву на короткое время. Концентрация искомого газа в камере растет благодаря эмиссии. При использовании камерно-статического метода измерения величину скорости эмиссии (F) рассчитывают по соотношению: F = (C-C0) H/t, где С - концентрация определяемого газа в момент времени t, С0 -исходная концентрация газа, Н - высота камеры, t - время экспозиции. Несомненным преимуществом камерного метода является его апосредованность. В зависимости от используемых аналитических приборов, значения эмиссии с конкретного участка (площадь камеры) за конкретное время (время экспозиции) могут быть получены с любой достижимой инструментально точностью. Однако при экстраполяции этих значений во времени и пространстве возникают сложности. Небольшая площадь камер при высокой естественной мозаичности эмиссии из болотных почв приводит к нерепрезентативности данных камерного метода для всего биотопа в целом [Kormann et al., 2001]. Отдельную проблему представляют возможные артефактные воздействия, связанные с установкой камеры: повышение температуры, влажности, снижение фотосинтеза, выдавливание газовых пузырей при установке камеры. Другая группа методов, применяемая к метановой эмиссии сравнительно недавно, после появления анализаторов с чрезвычайно высокой чувствительностью и разрешающей способностью, объединяется общим названием «микрометеорологические методы» [Verma et а]., 1992; Harris et al., 1992; Fan et al., 1992; Edwards et al., 1994; Friborg et al., 1997; Hargreaves and Fowler, 1998; Beswick et al., 1998] и др. Это градиентный метод, метод эдди-корреляциЙ (eddy correlation, eddy covariance), метод условного пробоотбора (conditional sampling). Все они позволяют за счет измерений в одной точке (микрометеорологическая башня) получать усредненные значения эмиссии с больших площадей (1О4-105м2).
Плюсом этих методов является большая площадь покрытия и практически полное отсутствие артефактного воздействия на экосистему. Минусом можно назвать непрямой путь измерения, сложный и не всегда однозначный алгоритм расчета эмиссий с различных участков территории. 1.3. Методы определения концентраций газов в почве Одной из целей данной работы было создание методики динамики генерации и распределения метана и СОг в профиле болотной почвы Известно множество существующих методик, в той или иной степени применимых к нашему объекту. 1.3.1. Прямой отбор Самый простой метод измерения газовых концентраций в почвенном профиле - прямой отбор жидкой фазы или защемленных газовых пузырей с разных глубин и определение концентраций искомых компонентов в отобранных пробах. Тонкую трубку вводят на нужную глубину и через нее производят отбор жидкой или газовой фазы с последующим анализом на газовом хроматографе с учетом равновесия газ-жидкость [McAullife, 1971]. Преимуществами этого метода являются простота и дешевизна реализации, пренебрежимо малое по сравнению со скоростью процессов в торфе время отбора (мгновенный отбор), а также возможность прямого определения количеств растворенных газов. В то же время, имеется и ряд ограничений -необходимое для анализа количество жидкости (обычно 1-5 мл) приводит к низкому разрешению по пространству. На первый взгляд, при отборе 5 мл водной среды в пробоотборник попадает жидкость из шарообразной области радиусом чуть более десяти миллиметров. Однако если учесть, что природная структура торфяной залежи представляет собой сложную систему соединяющихся друг с другом полостей разного размера, заполненных частично жидкостью, частично запертыми газовыми пузырями (например, [Dinel et al., 1988]), то приходится согласиться, что сравнительно быстром отборе в пробу попадает жидкость из наиболее объемных пор и ходов. При этом предположить размер и форму реально охватываемой анализом зоны довольно проблематично. С другой стороны, из-за изъятия среды невозможно проводить пробоотбор в одной точке чаще 1 -2 раз в сутки без существенного воздействия на сам объект. Отдельной проблемой являются запертые в толще торфа газовые пузыри. В стационарном состоянии концентрации газов в них находятся в равновесии с концентрациями в жидкой фазе согласно закону Генри. Константа этого равновесия определяется природой самого газа, а также температурой и давлением в соответствующей микрозоне [Wilhelm et al., 1977]. При комнатной температуре количество, например, СОг в равных объемах жидкой и газообразной фазы в условиях равновесия близко [Wilhelm et al., 1977], в то время как метана в пузырях содержится в 30 раз больше, чем в равном объеме раствора [McAullife, 1971; Wilhelm et al., 1977]. Поэтому во избежание существенной погрешности необходимо отбирать соответствующее количество исключительно жидкой (или газовой) фазы, что значительно увеличивает общий объем отбираемого вещества и усложняет метод. Наряду с описанной методикой, нередко используется немного более сложная конструкция пробоотборника, предложенная [Dinel et al., 1988], В этом случае отбор проб осуществляют с помощью присоединения вакуум ированного флакона к пробоотборной трубке. При открытии клапана проба под собственным давлением поступает во флакон. По достижении определенного давления во флаконе клапан закрывают и флакон отправляют на анализ. Использование одинаково глубоко вакуумированных флаконов и контроль давления позволяют стандартизировать процесс отбора, что существенно повышает воспроизводимость результатов. В то же время значительно повышается объем пробы (у авторов — 260мл) и, следовательно, катастрофически снижается пространственное разрешение метода.
Методы исследования
Лабораторная часть исследований проведена на базе департамента физической географии и экосистемного анализа Лундского университета (Лунд, Швеция). Основным объектом в этих исследованиях являлись почвенные монолиты ненарушенного сложения, отобранные из заболоченных территорий различного географического положения. Характеристики мест отбора монолитов приведены выше, в разделе 2.1. Отбор и поддержание почвенных монолитов ненарушенного сложения производили по методикам, близким к известным в литературе [Billings et al., 1982; Thomas et al, 1996; Daulat and Clymo, 1998], оптимизированным и дополненным в соответствие с особенностями конкретных биоценозов и задачами исследований. В ходе работы были использованы монолиты двух типоразмеров: полноразмерные (высота 40 см, поперечник 25x25 см) и низкие (высота 15 см, поперечник также 25x25 см). Низкие монолиты отбирали в случае невозможности или нецелесообразности отбора полного размера — на тундровых почвах, при близком залегании материнской породы и т.п. 2.2.1.1. Отбор монолитов Для отбора торфяного монолита ненарушенного сложения использовали дюралюминиевый каркас (рис.4) в котором в дальнейшем и происходила инкубация. Каркас представлял собой открытую снизу коробку с прямоугольным в сечении желобом сверху и отверстиями для сенсоров и пробоотборников на боковых стенках. При отборе отверстия заглушали липкой лентой или короткими болтами. Каркас ставили на поверхность торфа на определенном для отбора участке и с помощью длинного острого ножа с волнообразным лезвием прорезали торф по внешнему периметру каркаса (рис 5А). При этом каркас погружали в образовавшийся разрез, стараясь прилагать как можно меньше усилий, чтобы не деформировать торф. Когда каркас оказывался погруженным на всю глубину (чтобы верхняя граница мхов находилась на уровне нижней части желоба), в торфе рядом с полученным монолитом прорезали углубление, достаточное для проникновения руки с ножом до уровня основания каркаса (рис, 5Б). Затем с помощью ножа прорезали нижнюю границу монолита и подводили под нее пластиковое основание каркаса с резиновой прокладкой (рис. 5В). Все указанные манипуляции проводили медленно, для того, чтобы не вызывать резкого нарушения уровня грунтовых вод и, соответственно, оттока болотной жидкости из монолита. После установки основания, фиксировали его металлическими тросиками (рис. 5Г). После того, как монолит приобретал относительную герметичность, его изымали и транспортировали в лабораторию.
При данном методе отбора, безусловно, происходит нарушение болотного биогеоценоза, но оно не затрагивает область самого монолита. Отбор замороженных монолитов в зимний период отличался от описанного использованием пилы вместо ножа и выламыванием монолита по нижней границе, с последующим отпиливанием по уровню каркаса. 2.2.1.2. Методика поддержания Сразу после отбора монолиты доставляли в лабораторию (в течение 1-48 часов, в зависимости от удаленности места отбора). Место контакта дюралюминиевого каркаса с основанием изолировали силиконовым герметикой, после чего доводили уровень воды в монолите до соответствующего натуральному в месте отбора (измеренному непосредственно перед моментом отбора). Для этого использовали болотную жидкость, отобранную в непосредственной близости от точки отбора монолита. В дальнейшем все потери жидкости из монолита (за счет испарения или отбора проб) компенсировали дистиллированной водой. В зависимости от сезона отбора монолитов дальнейшие действия были различными. Монолиты, отобранные в конце вегетационного сезона (осенне-зимний период) хранили в течение нескольких месяцев в термостатируемом помещении при низкой температуре (+5С) в темноте, для обеспечения должного периода покоя растений. Монолиты, отобранные в разгар вегетационного сезона, помещали в эксперементальную лабораторию непосредственно после отбора. Экспериментальная лаборатория представляла собой термостатируемое помещение с регулируемым фотосинтетически-активным освещением и автоматической регулировкой длины светового дня. В случаях, когда необходимые для исследований температура и/или уровень освещенности сильно отличались от природных условий в момент отбора монолитов, а также для монолитов с периодом покоя, температура и освещенность изменяли постепенно, учитывая медленную адаптацию всего микроценоза монолита без рассинхронизации биологических связей. После помещения монолита в экспериментальную лабораторию производили монтаж датчиков и пробоотборников (необходимые отверстия в боковых стенках каркаса готовили заранее, до отбора монолита), а также установку камер для измерения газового состава атмосферы над монолитом. Прозрачные камеры из органического стекла {Plexiglas) размером 24 см в поперечнике и высотой, достаточной для растений монолита (20-35 см), монтировали на желобе каркаса с помощью силиконового герметика. Внутри камеры находился вентилятор для равномерного перемешивания воздуха, на стенках камеры - порты для входа и выхода газовой смеси, отбора газообразных проб и прочих манипуляций (рис. 3). Сверху устанавливали лампу фотосинтетически активного излучения, а между лампой и камерой - прозрачную водяную баню, для поглощения теплового излучения лампы и минимизации нагревания освещенных участков монолита и растений. Положение лампы фиксировали для обеспечения уровня освещения монолита, близкого к природному (300 мкмоль м" сек ). Длину светового дня устанавливали в зависимости от требований эксперимента (12-14 часов при 24-часовом суточном цикле). Монолит также имел индикатор уровня почвенно-грунтовых вод (прозрачная трубка, соединяющая нижнюю часть монолита с газовой камерой; заполненную водой часть трубки залепляли алюминиевой фольгой для предотвращения фотосинтеза микроорганизмов).
В случае необходимости воду добавляли в систему в виде дистиллята, разбрызгиванием в газовом пространстве камеры. 2.2.1.3. Измерения газового состава атмосферы монолита Для измерения потоков газовых компонентов между монолитом и атмосферой внутри камеры, а также для поддержания концентраций этих компонентов относительно стабильными, была использована схема проточной вентиляции (рис. 6). Воздух с атмосферной концентрацией С02 и СН4 (использовали воздухозаборник на крыше здания) пропускали через теплообменник для уравнивания его температуры с температурой воздуха экспериментальной лаборатории, а затем через влагообменник (сосуд с водой). При этом воздух приобретал относительную влажность около 95% при температуре помещения. В случае конденсации влаги при понижении температуры воздуха влагообменник выполнял также функции водяной ловушки. После влагообменника воздух подавали в камеру монолита; выходящий из камеры воздух снова пропускали через влагообменник (во избежание конденсации влаги внутри измерительной системы и для унификации измерений). Работающий внутри камеры миниатюрный вентилятор обеспечивал перемешивание воздуха. После камеры монолита и влагообменника основная газовая линия оканчивалась регулятором потока и насосом, с помощью которого и происходила продувка. Таким образом, насос был расположен после камеры монолита, в которой поэтому создавалось слабое разрежение. В таком расположении есть несколько плюсов: любая возникшая негерметичность газовой линии приводила бы к подсосу в систему обогащенного С02 воздуха из лаборатории, что незамедлительно было бы замечено по показаниям приборов. Кроме того, присоединяемые после насоса измерительные приборы и установки не влияют на аэродинамическое сопротивление первой половины газовой линии, а значит, и на давление в камере. Наконец, в случае мечения радиоактивными газообразными веществами возможная разгерметизация камеры не несет угрозы здоровью экспериментатора. Описанная часть системы была в рабочем состоянии с момента закрытия монолита камерой, даже при отсутствии каких бы то ни было измерений.
Почвенный профиль газов в монолите.
Как и в природных условиях, в изолированном монолите СН4 и другие газы присутствуют в затопленном торфяном слое в двух видах -растворенном и газообразном (в запертых газовых пузырях). Эти два пула тесно связаны между собой благодаря обмену вещества и установлению равновесия концентрации в растворе парциальному давлению в газе (по закону Генри). В то же время они сильно отличаются по содержанию метана (из-за низкой растворимости метана его содержание в растворе при 20С в 30 раз меньше, чем в равном объеме газового пузыря), механизмам массопереноса (метан в растворе перемещается в основном диффузионно» а в газовой фазе - вместе с движением самих пузырьков), реакции на изменение условий (давления, температуры), и, наконец, по влиянию на эмиссию -метан из раствора выделяется в атмосферу посредством диффузионного, а метан газовых пузырей — посредством пузырькового транспорта. 3.2.1. Профильное распределение растворенного метана. Источники метана в торфяном монолите, как и в природном торфе, находятся на некоторой глубине ниже уровня почвенно-грунтовых вод, где содержание растворенного кислорода и окислительно-восстановительный потенциал падают до величин, при которых могут функционировать метаногенные микроорганизмы (см. часть 1). Основной сток СН4 находится на верхней границе торфа (эмиссия метана в атмосферу) и в верхнем его слое (аэробное метанотрофное потребление, см. часть 1). Таким образом, профильное распределение растворенного метана в общем случае носит характер кривой с увеличением концентраций сверху вниз. Пример характерных концентрационных профилей метана и С02 в изолированном торфяном молите изображен на рисунке 18. Так же выглядят концентрационные профили, полученные другими авторами на широком ряде похожих объектов: [Benstead and Lloyd, 1994; Thomas et al., 1995; Lloyd et al., 1998] - торфяные монолиты из Шотландских болот, [Daulat and Clymo, 1998] - торфяные монолиты из Английских болот, [Panikov et al., 2001] -полевые измерения в Западно-Сибирских болотах, [Liesack et al., 2000] -полевые измерения на рисовниках, [Hesslein, 1976] - речные осадки, и другие. Содержание СН4 в растворе растет с глубиной, при этом наблюдается четкая корреляция с содержанием растворенного ССЬ. В верхних слоях, где присутствует растворенный кислород, соотношение меняется за счет метанотрофной активности (концентрация СОг увеличивается, концентрация СН4 падает).
Существенное снижение концентрации СН4 и, в меньшей степени, СО2 в нижних горизонтах обусловлено конструкцией монолита: его нижняя граница, богатая срезами корней и корневищ растений дает во-первых артефактный сток для обоих газов за счет васкулярного транспорта, а во-вторых, обогащает нижний горизонт кислородом, что приводит к подавлению метаногенной активности и, возникновению метанотрофной (см. часть 1). Поэтому концентрационная кривая СОг в нижних горизонтах выполаживается, а концентрационная кривая СН4 — даже перегибается в сторону уменьшения концентраций. Но при всех этих различиях одна из основных черт - корреляция концентраций СН4 и СОг и увеличение их с глубиной - сохраняется (за исключением нижних артефактных горизонтов монолита). В верхних слоях, где присутствует растворенный кислород, соотношение СНУСО2 немного меняется, вероятно, за счет метанотрофной активности (концентрация СОг увеличивается, концентрация СН4 падает). Интересно, что подобная картина наблюдается и в полевых условиях [Panikov et al., 2001], однако ее причины, по-видимому, другие, например горизонтальный ток грунтовых вод с низкой температурой. При стабильных условиях окружающей среды концентрационный профиль метана относительно стабилен, при их изменении начинает меняться, до тех пор, пока не придет в соответствие с новыми условиями. Эти изменения чрезвычайно интересны и информативны; они описаны ниже (глава 3). 3.2.2. Профильное распределение газовых пузырей. Профильное распределение газовых пузырей в затопленном монолите показано на рисунке 19. В верхних горизонтах (0-5 см) газонасыщенность практически нулевая - из этой зоны газовые пузыри могут беспрепятственно выходить в атмосферу. Ниже, до 15см газонасыщенность увеличивается и сохраняется на уровне 30-35% во всех нижележащих горизонтах. . Концентрации метана (как и других газов) в защемленных газовых пузырях находятся в равновесии с его концентрациями в растворе на соответствующей глубине. В силу малой растворимости метана в воде (3.3 мл на 100 мл воды при 20С, [Wilhelm et al., 1977]) большая часть суммарного СН4 в затопленном монолите находится в виде газовых пузырей (93-95% на глубинах более 15см, рис. 19). Сравнение запасов метана в растворе и защемленных газовых пузырях с величиной эмиссии данного монолита (табл. 1) показывает, что только за счет имеющегося запаса может быть обеспечена месячная эмиссия СН4. Интересно, что подобные соотношения были обнаружены ранее для ССЬ [Смагин с соавт., 2000]. Соответственно, малейшие колебания пула защемленных газовых пузырей дают серьезные изменения в величинах эмиссии даже при отсутствии изменений в интенсивности метаногенеза и метаноокисления. Одной из целей данной работы было разработать автоматические методы регистрации динамики генерации и распределения метана и СОг в профиле болотной почвы. Более узко задача была сформулирована как создание автоматической измерительной системы, пригодной как для лабораторных, так и для полевых условий, которая бы позволяла вести круглосуточный мониторинг профильного распределения концентраций растворенных газов (СН4 и С02), с точностью, на порядок большей характерных значений этих концентраций в исследуемых профилях, с временным разрешением более 10 сут 1, оказывающей при этом минимальное воздействие на изучаемый объект. Практически сразу мы остановили свое внимание на методах мембранного пробоотбора (см. раздел 1.3.2); базируясь на этих методах, нам удалось создать требуемую систему, прибегнув для этого к целому ряду оригинальных технических решений. Их практическая реализация шла параллельно с теоретическим обоснованием и математическим моделированием; и то, и другое, и третье базировалось на богатом опыте предшественников.
При написании данной работы мы столкнулись с проблемой разделения материала без ущерба целостности его изложения: многочисленные разработки наших предшественников в области мембранных измерительных методов вынесли в соответствующую часть раздела «состояние проблемы» (1.3.2), краткое описание использованных инструментов, в том числе и оригинальной конструкции, дали в разделе «объекты и методы исследования» (2.2.2). В данной главе будет описана собственно предлагаемая методика, включая ее физическое и математическое обоснование. При этом несомненно, что использованные физические и математические модели не несут какой-либо принципиальной новизны, однако их интерпретации и следующие из них выводы могут быть спорны, поэтому автор видит необходимость поместить их также в раздел «обсуждение». 3.2.3.1. Характеристики трансмембранного газообмена. Перенос молекул газа через силиконовую мембрану (часто называемый для краткости диффузией) есть сложный многостадийный процесс. Можно выделить как минимум три его стадии: адсорбция молекул газа из внешней среды на поверхности мембраны (некоторые авторы обозначают этот процесс как растворение в материале мембраны, в частности, в силиконе — например, [Sysoev et al., 2001]); диффузия молекул сквозь мембрану; и их десорбция во внутреннее пространство пробоотборника. Все три процесса являются обратимыми. В большинстве случаев скорость общего массопереноса определяется скоростью второй стадии - собственно молекулярной диффузией. Поэтому характеристику трансмембранного газообмена мы начнем с этой наиболее важной стадии. Силиконовая резина - удобный материал для полупроницаемой мембраны, широко используется в конструкциях мембранных пробоотборников (см. раздел 1.3.2). Она представляет собой полимерную субстанцию нерегулярной структуры, содержит защемленные микропузырьки газа и микроизломы (микротрещины). Диффузия в силиконе складывается из молекулярной диффузии «растворенных» в силиконе газов и различных механизмов их переноса через разного размера воздушные поры [Pandey and Chauhan, 2001].
Мани пуляцио иные эксперименты с монолитами.
Температура - один из наиболее общих природных факторов, который влияет на все без исключения процессы. Влияние температуры на эмиссию метана как конечное звено множества биологических, химических и физических процессов крайне многообразно. Эксперимент, описанный в данной главе, имел своей задачей проследить изменения в характере эмиссий, происходящие при длительном инкубировании одного и того же монолита при различных температурах. Температуру монолитов понижали ступенчато с шагом 3 градуса и временем стабилизации 2-3 недели (см. «объекты и методы»). В качестве результатов рассматривали устоявшиеся при соответствующей температуре величины эмиссии. Физические эффекты, сопровождающие изменения температуры торфа (раствора, запертых газов) в данном случае намеренно не принимали в рассмотрение. При выборе времени инкубирования при постоянной температуре (2-3 недели) мы имели своей целью с одной стороны, дождаться уравновешивания потоков в толще монолитов, перераспределения метаногенной активности и установления стабильных концентрационных градиентов; с другой стороны - не допустить существенного количественного и качественного изменения растительного покрова монолита, неизбежного с течением времени. Опыт проводили параллельно на трех монолитах, отобранных в разных географических местоположениях; Хольмея, Стордален и Кево. Значения суммарной эмиссии метана и ее составляющих из этих монолитов при различных температурах показаны на рисунке 35. Зависимости общей эмиссии СН4 от температуры носят характер кривых, близких к экспоненциальным. Для самого южного из исследованных монолитов - Хольмеи - эта кривая лежит ниже остальных, а для самого северного - Кево - выше остальных. При дроблении общей эмиссии на две составляющие - пузырьковую и диффузионную - можно заметить, что зависимость общей эмиссии от температуры обусловлена в первую очередь пузырьковой составляющей. Для всех трех монолитов она резко увеличивается с увеличением температуры; при температуре ниже +10С пузырьковая эмиссия во всех трех монолитах близка к нулю. Диффузионная эмиссия с увеличением температуры может как увеличиваться (вследствие увеличения концентрационного градиента, вызванного активизацией метеногенной активности), так и уменьшаться (вследствие снижения растворимости метана в воде), или иметь более сложную зависимость. Другим важным фактором, влияющим на величину диффузионной составляющей эмиссии, является метанотрофное окисление в верхних слоях торфа. Перехвату метанотрофными микроорганизмами гораздо более подвержен диффузионный, нежели пузырьковый поток.
Одно из объяснений разницы ночных и дневных значений эмиссии также основывается на разнице в температуре верхних слоев торфа. Влияние температуры на потоки С02 показано на рисунке 36. На всех трех монолитах при понижении температуры наблюдается замедление общего дыхания, в то время как интенсивность фотосинтеза практически не изменяется. При этом продукция экосистемы при понижении температуры повышается. Для монолита Стордален при низких температурах происходит накопление углерода, а при высоких — потеря. Точка компенсации лежит примерно на +14С. Концентрационные профили растворенного метана при разных температурах измеряли только для одного из монолитов (Хольмея). Они показаны на рисунке 37. При понижении температуры повышается растворимость кислорода в воде, и он проникает глубже по монолиту. При этом метаногенная активность в средних слоях тормозится. Одновременно увеличение растворимости метана способствует его диффузионному оттоку. 3.3.2. Влияние изменения уровня грунтовых вод. Для изучения влияния уровня почвенно-грунтовых вод на эмиссию метана проводили два типа экспериментов. Первый направлен на изучение воздействия кратковременного изменения УПГВ. Эксперимент проводили путем сливания почвенного раствора, продувки азотом и заливания вновь (см. «объекты и методы»). При этом основная часть растворенного метана удалялась, а метан газовых пузырей выдавливался в атмосферу. После обратного заливания воды метаногенная активность восстанавливалась по всему профилю. Динамика роста концентраций метана в растворе приведена на рисунке 38. В верхних горизонтах (0-11 см) концентрация метана не превышала чувствительности прибора; в горизонтах 15, 19 и 23 см наблюдали лаг-фазу (до і сут), во время которой роста концентраций не наблюдали, а затем концентрации метана в растворе росли практически линейно; горизонты 27 и 31 см в первые сутки показывали высокую скорость прироста концентраций, затем она становилась более пологой, близкой к линейной; в горизонте 35 см концентрация была постоянной на всем протяжении эксперимента. Эти же данные можно отложить по-другому - как изменение концентрационного профиля во времени (рис. 39А). По графикам можно локализовать основные метаногенные горизонты. В данном случае они были расположены на глубине около 19 и 31 см. Весьма вероятно, что нижний метаногенный горизонт, как и нижний метанотрофный, являлся артефактом конструкции монолита. Горизонты 2,7 и 11 см по-видимому обладали высокой метанотрофной активностью, в результате чего концентрация метана в них была очень низкой. Мы стремились минимизировать время дренирования монолита, поэтому не дождались полного сливания почвенной воды. В результате почвенный раствор практически не был дренирован в нижнем горизонте (35 см), и оставался частично в горизонте 31см. При этом концентрация метана в нижнем горизонте была изначально высокая и практически не менялась в дальнейшем вследствие нижнего стока, а в горизонтах 31 и 27 см ускоренный рост концентраций в первые сутки, вероятно, объяснялся диффузией из нижних горизонтов. В том же эксперименте определяли и изменение газонасыщенности торфа методом гальванических токов.
Характерный профиль газонасыщенности с высоким содержанием защемленных газовых пузырей формировался еще быстрее, чем концентрационный (рис. 39Б), практически за 1-2 суток. Вероятно, в микрозонах локализации метаногенных ми кроорганизм ов метан сразу же переходил в газовые пузыри, а затем растворялся в окружающей жидкости. Горизонты максимальной газонасыщенности в анаэробной части профиля соответствовали горизонтам наибольшей метаногенной активности (19 и 31 см); под действием архимедовой силы газовые пузыри распространялись вверх, поэтому максимум газонасыщенности в горизонте 31 см смещался вверх на горизонт 27см, Интересен вопрос, почему при кратковременном дренировании, несмотря проникновение кислорода на всю глубину профиля, не происходит гибели или даже видимого угнетения жизнедеятельности метаногенных микроорганизмов и метаногенного сообщества в целом. Вероятнее всего, причина кроется в локализации микробов в капиллярных объемах торфяной структуры, жидкость в которых во-первых удерживается капиллярными силами и не удаляется при дренировании, а во-вторых не перемешивается, и распространение Ог в ней возможно только молекулярной диффузией, т.е. медленно. В результате при кратковременном обезвоживании кислород просто не попадает в микрозоны локализации метаногенных микроорганизмов. Удаление же растворенного метана позволяет проследить его накопление и тем самым определить горизонты наиболее активного метаногенеза. Метод быстрой смены почвенного раствора с его дегазацией может быть рекомендован для исследования профильного распределения метаногенной активности in vivo. Второй тип экспериментов был направлен на определение влияния долговременного изменения уровня почвенно-грунтовых вод на образование и эмиссию метана. В данном эксперименте уровень воды в монолите понижали с 0 см до 10 см, через 2 недели вновь повышали до исходного уровня. После повышения УГВ концентрация метана в верхних горизонтах росла за счет диффузии, однако прежний газовый профиль не восстанавливался (рис. 40).
