Почвоведение, 2022, № 9, стр. 1098-1111

ВВЕДЕНИЕ

В настоящее время лесные пожары становятся все более и более значимым негативным фактором трансформации природной среды. Они оказывают влияние на все компоненты ландшафта, но наиболее существенно – на почвенный и растительный покров. Для противодействия этому опасному явлению, разработки программ борьбы с лесными пожарами и их последствиями необходима научная основа, в том числе данные о состоянии почв и растительности после прохождения огня.

Возникновение лесного пожара может быть вызвано природными причинами, не связанными с деятельностью человека [50]. Но дополнительное антропогенное воздействие приводит к увеличению как частоты, так и распространенности лесных пожаров [37, 42]. Для оценки роли человека необходимо изучение в качестве фона результатов естественных лесных пожаров, происхождение которых не обусловлено антропогенным фактором. Примером таких пожаров могут, в частности, служить пожары на склонах хребта Хамар-Дабан, покрытых лесом, в пределах территории Байкальского заповедника, где возгорание деревьев часто происходит из-за молниевых разрядов [2, 7].

Растительность и почвы в зависимости от силы и характера пожара получают различную степень повреждений. Верховой пожар приводит к гибели древостоя, низовой огонь повреждает кустарники и ослабляет древесные породы; при комбинированном пожаре происходит гибель всего фитоценоза [40]. По завершении пожара запускается пирогенная сукцессия [36], направленность, темпы и стадии которой различны и зависят от таких факторов, как климатические и микроклиматические условия, исходный тип растительного сообщества, степень повреждения древостоя и др. [6].

В условиях Прибайкалья выделены следующие наиболее общие стадии пирогенной сукцессии: до 1 года – “черная гарь” без травянистого покрова; от 1 до 3–5 лет – травяная стадия; до 20–25 лет – древесный подрост; до 40 лет – хвойный жердняк или вторичный мелколиственный лес, до 60 лет – средневозрастный хвойный или мелколиственный с подростом хвойных пород лес [7]. В ходе послепожарного возобновления леса значительно меняется флористический состав и структура фитоценозов.

Почвенный покров при пожаре также подвергается существенной и многоаспектной трансформации [36]. Характеру пирогенных изменений почвенных параметров посвящено большое число работ [27, 32, 35, 39]. Наиболее часто оцениваются такие последствия пожаров, как мощность и свойства поверхностных горизонтов почв и лесной подстилки [11, 13, 19]. Значимым последствием оказывается ускоренная эрозия почв, спровоцированная лесным пожаром [15, 16, 40, 53].

В почвах после пожара трансформируется состав почвенного органического вещества [33, 42], изменяются содержание и формы соединений биогенных элементов азота, углерода и фосфора, которые являются важными показателями экологического состояния почв [38, 49, 51]. Следует отметить, что по ряду вопросов существует определенная разница в представлениях различных исследователей. Так, согласно одним работам, органический азот частично улетучивается в момент пожара, а частично минерализуется и переходит в аммоний, то есть в доступную для растений форму [35]. В то же время ряд авторов указывает на отсутствие аммонийных форм азота на выгоревших площадках [3].

Содержание биогенных элементов в почвах во многом обусловлено характером послепожарной сукцессии. Так, в канадских бореальных лесах концентрация С и N в лесной подстилке быстро выросла в первые 3 декады развития древостоя после пожара и оставалась достаточно высокой в дальнейшем [44]. В то же время в дерново-глубокоподзолистых тяжелосуглинистых почвах Нижнего Приангарья после пожара наблюдалась потеря углерода и азота из лесной подстилки [3, 18].

Противоречивые данные приводятся по содержанию подвижного фосфора в почвах после прохождения огня. Есть указания на потерю подвижных форм этого элемента [3]. Вместе с тем некоторые авторы обнаруживали увеличение валовых и подвижных форм фосфора в поверхностных горизонтах [18]. Хуме с соавт. предполагают, что влияние лесного пожара на концентрацию фосфора будет меньшим по сравнению с его воздействием на углерода и азота в связи с меньшей летучестью фосфора во время горения [44].

При пожарах происходит формирование и трансформация конденсированных органических соединений, в том числе полициклических ароматических углеводородов [31, 43, 54, 55]. Обнаруживаемые тенденции противоречивы. Так, по данным [55] лесные пожары на севере Франции приводят к возрастанию содержания низкомолекулярных полиаренов: нафталина (в 20 раз), фенантрена (в 5 раз), антрацена, флуорена, пирена. Содержание высокомолекулярных соединений, напротив, на участках гари не увеличивалось. Согласно другим исследованиям, природные пожары приводят к возрастанию количества высокомолекулярных полиаренов в почвах [21, 31] – от 5–15 до 90 нг/г. При этом показано [5], что средние суммы ПАУ в фоновых почвах северо-таежных территорий могут достигать 120 нг/г.

Цель работы – анализ и оценка влияния лесного пожара естественного происхождения на свойства почв в пределах репрезентативного участка хребта Хамар-Дабан на территории Байкальского биосферного заповедника. Для этого поставлены следующие задачи: а) дать характеристику пирогенных изменений морфологических свойств почв, их магнитной восприимчивости, содержания органического углерода; б) выявить динамику содержания биогенных элементов в почвах в послепожарный период; в) установить состав и концентрации пирогенных полициклических ароматических углеводородов в почвах; г) охарактеризовать уровень постпирогенной эрозии почв.

ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ

Участок исследования. Территория исследования расположена в Байкальском государственном природном биосферном заповеднике (Республика Бурятия), в низовьях бассейна р. Мишиха, на северо-западных отрогах хребта Хамар-Дабан (51°–52° с. ш., 105°–106° в. д.). Участок занимает среднюю часть покрытого лесом горного склона гребневидной в плане формы восточной и юго-восточной экспозиций (рис. 1). Общая длина склона составляет 2 км, перепад высот 700 м, уклоны меняются в пределах от 10° до 30°. Исследованные склоны являются типичными для северного макросклона хребта Хамар-Дабан [26].

Рис. 1.

Участок исследования. Условные обозначения: 1 – точки отбора проб на гари (Р-4...Р-7), 2 – точки отбора проб на фоновых участках (Р1...Р3), 3 – залесенные территории, 4 – гольцы, 5 – участки гарей 2011 г., 6 – ручьи, 7 – реки, 8 – горизонтали, проведены через 50 м.

Климат исследуемой территории относится к умеренному континентальному. Среднегодовое количество осадков на исследуемых высотах составляет 1100 мм/год, что близко к максимальным значениям для наветренных склонов гор Прибайкалья, а максимум их выпадения приходится на летние месяцы. Средняя высота снежного покрова достигает 1.5–2 м [14]. Относительно сухая весна при меньшей, чем обычно, высоте снежного покрова в предшествующую зиму способствуют увеличению пожарной опасности за счет высыхания лесной подстилки и опада [4].

Растительность до пожара на данном участке была представлена темнохвойным кедрово-пихтовым (Pinus sibirica–Abies sibirica) лесом с разреженным кустарниковым ярусом (Lonicera pallasii, Spiraea flexuosa) ветреницево- (Arsenjevia baicalensis) злаково-разнотравным (Galium triflorum, Thalictrum minus, Melica nutans, Milium effusum, Calamagrostia langsdorffii) с папоротниками (Dryopteris expansa) и таежным мелкотравьем (Maianthemum bifolium, Trientalis europaea, Gymnocarpium dryopteris, Phegopteris connectilis и др.). На участках опушек и более разреженных древостоев к кустарникам добавляется малина (Rubus idaeus), а в травяном ярусе орляк (Pteridium pinetorum); на каменистых участках обилен бадан (Bergenia crassifolia). Подобные фитоценозы характерны для среднегорных склонов речных долин северного макросклона Хамар-Дабана [23, 26, 28].

Почвы участка исследования представлены буроземами ожелезненными (Skeletic Cambisols (Humic, Protospodic)); при малой мощности мелкоземистой части профиля литоземами серогумусовыми метаморфизованными ожелезненными (Cambic Leptosols (Humic, Protospodic)) [25, 46]. В почвенном профиле выделяются серогумусовый и стуктурно-метаморфический генетические горизонты, а также органогенные опадо-подстилочные и переходные горизонты, в последних наблюдаются признаки ожелезнения. Каменистость почв быстро нарастает к нижней части профиля: в среднем для участка массовая доля камней в слое 0–5 см составляет 10, в слое 5–10 см 11, в слое 10–20 см 17%. Почвы верхних позиций катены обладают большей скелетностью, по сравнению с почвами геохимически подчиненных позиций.

Пожар на исследуемом участке возник вечером 02 июля 2011 г. и длился в течение четырех дней. Причиной пожара стал молниевый разряд при сухой грозе. Вытянутая снизу вверх по склону полоса гари верхового пожара имеет длину 700 м и ширину 250 м в пределах высот 660–950 м над ур. м. и занимает среднюю половину горного склона. Расположение гари типично для пожаров, возникающих от молний, удары которых чаще приходятся на выступающие гребневидные формы рельефа [12].

Общая площадь возгорания составила 12.8 га, из них 10 га пройдено низовым пожаром, а площадь 2.8 га пройдена верховым пожаром в сопровождении низового. Интенсивность горения на участке исследования была средней и высокой. Подстилочно-торфяные горизонты повреждены на всей площади гари, но в различной степени: в ряде локаций они обуглены, в других случаях – полностью выжжены.

Отбор образцов. Описание растительности на участке проводили ежегодно с 2011 по 2016 гг. на размеченных постоянных пробных площадях. Кроме того, были заложены “фоновые” площадки в прилегающем ненарушенном лесном фитоценозе. Выбор площадей сделан согласно общепринятой методике для геоботанических исследований динамики растительного покрова [22].

Полевое исследование почв с отбором проб выполнено в августе 2016 г. На исследованной территории были заложены две параллельные трансекты: одна на участке гари (4 точки), другая на фоновом участке, не затронутом пожаром (3 точки). Точки располагались вдоль линий тока воды на верхней, средней и нижней частях склона. В каждой точке опробования почвы изучали в трех разрезах. Почвенные пробы отбирали с глубин 0–5, 5–10, 10–20 см объемно-весовым способом для определения плотности почв ненарушенного сложения и их каменистости.

Пробоподготовка. Образцы почв, отобранные на анализ подвижных форм углерода, азота и фосфора, были подвергнуты заморозке для прекращения микробиологической деятельности. Образцы, предназначенные для анализа полициклических ароматических углеводородов (ПАУ), были высушены до воздушно-сухого состояния. Их обработка включала просеивание с определением степени каменистости почв (включения более 1 мм). Плотность почвы определяли путем взвешивания образца, отобранного из измеренной формы параллелепипеда в почвенной толще, и учета влажности почв. Для анализа на концентрацию ПАУ и органического углерода, магнитной восприимчивости и трассеров эрозии почв почвенные образцы измельчали до размерности 0.25 мм.

Определение биогенных элементов. Общее содержание органического углерода в почвах определяли по методу И.В. Тюрина в модификации Д.С. Орлова и Н.М. Гриндель (мокрое озоление хромовой смесью со спектрофотометрическим окончанием) в лаборатории углеродистых веществ биосферы кафедры геохимии ландшафтов и географии почв географического факультета МГУ им. М.В. Ломоносова.

Анализ лабильных форм элементов выполняли в лаборатории общего почвоведения факультета почвоведения МГУ им. М.В. Ломоносова в почвенных образцах поверхностного слоя 0–10 см, в трехкратной повторности для каждой точки описаний. Образцы почвы перед анализом размораживали при +4°C в течение нескольких дней. В привезенных в замороженном виде образцах всего было проведено 6 видов анализов: лабильные формы углерод, азот и фосфор, аммонийный азот, содержание углерода и азота микробной биомассы.

Содержание лабильных форм углерода и азота и аммонийный азот определяли в экстракте 0.05 M K₂SO₄ в соотношении раствор : почва 1 : 5 [34, 52, 57]. Концентрации экстрагируемых углерода и азота измеряли на автоматическом анализаторе TOCVCPN. Обменный аммонийный азот в почвах выявляли колометрически на спектрофотометре Genesys 10uv, для анализа использовался салицилат-нитропусидный метод [47].

Лабильные формы фосфора исследовали в вытяжке Кирсанова фотометрическим методом в спектрофотометре Genesys 10uv при использовании в качестве восстановителя аскорбиновой кислоты в присутствии антимония тартрата калия.

Содержание углерода и азота микробной биомассы в почвах выявляли методом экстракции и фумигации: образцы анализировали после фумигации в парах хлороформа, стабилизированного амиленом, при этом экстрагирование и измерение было аналогичным с лабильными формами углерода и азота [20].

Определение магнитных свойств почв и содержания сферических магнитных частиц. Магнитную восприимчивость почв анализировали на приборе Magnetic Susceptibility Balance. Содержание магнитной фракции вычисляли путем ее извлечения из суспензии с предварительно диспергированной в ультразвуковой ванне почвенной массы при помощи постоянных неодимовых магнитов. Подсчет количества сферических магнитных частиц (СМЧ) в выделенной магнитной фракции проводили при помощи микроскопа Carl Zeiss Axioscope 40 и встроенной видеокамеры “Спецтелетехника”. Эродированность почв после пожара оценивали на основе метода магнитного трассера, использующего в качестве маркеров почвенной эрозии СМЧ [8, 41, 45].

Определение содержания и состава полициклических ароматических углеводородов проводили методом спектроскопии Шпольского, который включал 2 этапа: этап экстракции ПАУ из почвенных образцов в органических растворителях и этап спектрофлуориметрического анализа при температуре жидкого азота (–196°С). Экстракция битумоида с полиаренами в его составе проходила при комнатной температуре в течение суток в нормальном гексане. Контроль полноты экстракции осуществляли с использованием ультрафиолетовых ламп: при выявлении флуоресценции под ультрафиолетовым светом делали следующую экстракцию, и так вплоть до отсутствия свечения. Непосредственно анализ ПАУ осуществляли на спектрофлуориметрическом комплексе, состоящем из прибора “Флюорат Панорама”, криогенной приставки “КРИО-1” и монохроматора “ЛМ-3” (производство “Люмэкс”, Россия). Подробнее методика изложена в источниках [1, 9].

Для количественного анализа ПАУ проведена градуировка приборов на растворах с заранее известными в них концентрациями индивидуальных углеводородов, подготовленных из сертифицированного стандарта SRM 2260a. По результатам градуировки составлены уравнения, далее применяемые при количественном расчете, и вычислены пределы обнаружения. Была выявлена концентрация следующих соединений: дифенила, гомологов нафталина, флуорена, фенантрена, антрацена, хризена, пирена, тетрафена, перилена, бенз(а)пирена, бенз(ghi)перилена. Содержание ПАУ в каждом образце определяли в трехкратной аналитической повторности.

РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ

Послепожарное состояние растительности. После прохождения огня лесное сообщество претерпело существенные изменения. Древостой, образованный малоустойчивыми к воздействию пожара кедром и пихтой, погиб на обследуемом участке полностью (рис. S1 ). С 2013 г. отмечено начало выпадения стволов горельника, и к 2016 г. на гари выпали почти все крупные стволы кедров; среди погибшего пихтового древостоя на корню оставалось некоторая часть стволов. Древесный подрост на гари отмечен, начиная с 2012 г. (первые всходы кедра), в 2013 г. отмечено 5 пород (кедр (Pinus sibirica), пихта (Abies sibirica), береза пушистая (Betula pubescens), а также породы подлеска ива козья (Salix caprea) и рябина сибирская (Sorbus sibirica)), в 2014–2015 гг. добавляется второй вид березы – Betula platyphylla, а в 2016 г. отмечены единичное присутствие ели сибирской (Picea obovate).

Кустарниковый ярус на гари представлен в основном малиной (Rubus idaeus), которая заселила этот участок с 2012 г. и сохранилась в дальнейшем. В 2016 г. на гари также присутствовали бузина (Sambucus sibirica), реже – спирея извилистая (Spiraea flexuosa) и смородина черная (Ribes nigrum). Общее проективное покрытие кустарникового яруса в пределах гари непостоянно. В нижней части склона с гарью в 2016 г. сохранялся обширный участок обильно плодоносящего малинника, тогда как по мере продвижения к верхней части склона кустарники были редки.

Пирогенные изменения морфологических свойств почв затронули верхнюю часть почвенного профиля в виде вкрапления углей и обугленных фрагментов почвенного органического вещества, в средней и нижней частях профиля изменению подверглись глубины и мощности генетических горизонтов (табл. 1). Неравномерное воздействие огня привело к увеличению неоднородности в мощностях горизонтов (рис. 2) – в точках нижней части гари потери подстилки более существенны, в сравнении с нижней частью.

Рис. 2.

Глубины генетических горизонтов в почвах фоновой и послепожарной катен. Обозначения: Р-1…Р-7 – номера точек описания; 1, 2, 3 – номера повторностей закопушек в точках описания; генетические горизонты: О – лесная подстилка, pir – слой углей на поверхности почвы, Opir – обугленная лесная подстилка, Apir – серогумусовый пирогенный, AY – серогумусовый, ay/bm,f – переходный серогумусово-структурно-метаморфический ожелезненный, bm,f/ay – переходный структурно-метаморфическо-серогумусовый ожелезненный, BMf – структурно-метаморфический ожелезненный, BC – переходный к почвообразующей породе.

В органической части профиля после пожара сформировались специфические пирогенные горизонты [17]: pir – угли и обугленные веточки, лежащие фрагментарно на 20% поверхности почвы; Opir – обугленная лесная подстилка, черно-бурого цвета, с горизонтальной делимостью; Apir – темно-серый органо-минеральный горизонт, легкосуглинистый, мелкокомковатый до порошистого, с соотношением мелкозема, корней и обугленных растительных остатков около 40/30/30%.

Мощность слоя лесного опада осталась резко сниженной на территории гари, несмотря на пятилетнюю давность пожара, что связано с невосстановленностью древесного яруса. Средняя мощность обугленной оторфованной подстилки Opir составила 0.7 см, что в 2.5 раза меньше исходной лесной подстилки. Плотность обугленной подстилки больше, в ней заметнее выражена слоеватость и меньше доля живой фазы.

Система минеральных горизонтов также претерпевает изменения. Общая мощность гумусового горизонта уменьшается на 3.5 см, из которых часть преобразуются в интенсивно обугленный горизонт Apir, а остальные потери, вероятно, связаны с уплотнением из-за выгорания органических остатков и с локальным смывом. В почвах гари переходные горизонты между гумусовым и метаморфическим характеризуются менее выраженными признаками гумусонакопления.

Каменистость послепожарных почв возросла в верхнем пятисантиметровом слое в сравнении с фоновыми почвами, с 7.7 до 12.2%, что связано с выгоранием органического материала и локальным латеральным выносом мелкозема. На большей глубине расхождения по каменистости между фоновыми почвами и почвами гари незначительны (рис. S2 ). Несмотря на возрастание каменистости, плотность верхнего слоя почв ненарушенного сложения на гари снижена в сравнении с фоном (0.39 против 0.42 г/см³).

Пирогенные изменения магнитных свойств почв и оценка послепожарной эрозии. Воздействие высоких температур приводит к изменению ряда свойств почвенных минералов. Так, измеренная магнитная восприимчивость постпирогенных почвенных горизонтов оказалась существенно больше фоновых: в слое 0–5 см почв гари среднее значение с доверительным интервалом составляет 153 ± 57 (N = 7), а в фоновых почвах – 31 ± 5 (N = 8). Для более глубоких слоев почвы разница составляет 1.5–2 раза; при этом в пирогенных почвах наблюдается поверхностный максимум значений, а в фоновых – их равномерное профильное распределение. Соответствующим образом меняется и количество извлекаемой из почвенной суспензии магнитной фракции почв: среднее значение в фоновых почвах 0.8, в почвах гари – 2.5 г/кг.

Для оценки послепожарной эрозии почв использован метод магнитного трассера, основанный на количественном учете латерального перераспределения в почвах СМЧ. В изучаемом регионе они могли поступать на поверхность почвы из атмосферы после выбросов угольного пепла из топок паровых локомотивов, действовавших на Транссибирской магистрали до 1960-х гг. Метод магнитного трассера разрабатывался и многократно применялся некоторыми авторами данной статьи для определения темпов эрозии почв и аккумуляции наносов на распахиваемых склонах [8, 41, 45], но для оценки пирогенной эрозии он применен впервые.

Согласно ряду исследований [32, 35, 40], эрозия почв, спровоцированная прохождением огня, является существенным фактором изменения почвенного покрова и ландшафтов в целом. Особенно заметно пирогенные эрозионно-аккумулятивные процессы проявляют себя на залесенных горных склонах, где в результате смыва происходит удаление верхних органо-аккумулятивных горизонтов и формирование из нанесенного материала в пределах подножий склонов стратифицированных почв.

Среднее содержание трассеров миграции твердофазного вещества почв СМЧ в почвах гари не уменьшилось, а, напротив, возросло в 2 раза (рис. 3). Причинами возрастания количества выявленных СМЧ может быть как остаточное их концентрирование при уменьшении объемов верхних горизонтов из-за сгорания материала, так и увеличение извлекаемости магнитами СМЧ из почвы за счет дегидратации минералов при воздействии высоких температур.

Рис. 3.

Концентрация сферических магнитных частиц в трех слоях почв в фоновой и послепожарной катенах. Для слоя 0–5 см показан разброс значений из двух повторностей.

Отсутствие существенных потерь СМЧ в почвах гари указывает и на незначительность послепожарной эрозии почв для исследуемого участка, несмотря на высокую крутизну склонов. Вероятно, это связано с такими свойствами почв, как высокая каменистость и легкий гранулометрический состав. Выпадающие осадки в таких почвах вовлекаются в провальную фильтрацию и не образуют поверхностных водных потоков.

Вместе с тем полученные данные показывают увеличение внутрикатенарной разнонаправленной вариабельности концентрации СМЧ в почвах гарей в сравнении с фоновыми участками. Это свидетельствует о локальном перемещении твердофазного вещества почв после пожара, вызванном, кроме слабо проявляющегося поверхностного водного стока, вывалами горелых деревьев, пирогенными просадками почв, сгоранием вещества органогенных горизонтов.

Биогенные элементы в послепожарных почвах. Общее содержание органического углерода в почвах фонового участка и участка гари 2011 г. существенно не различается, сниженные значения в почвах гари наблюдаются только для слоя 10–20 см (рис. S3 ).

Однако содержание углерода и азота микробной биомассы и их лабильных форм меньше на всех точках гари по сравнению с фоновыми почвами (табл. 2, рис. 4).

Рис. 4.

Распределение биогенных элементов в поверхностных горизонтах почв исследованных катен. Обозначения: a – лабильный углерод, b – лабильный азот, c – лабильный фосфор, d – аммонийный азот, e – углерод микробной биомассы, f – азот микробной биомассы; g – отношение содержания лабильного углерода к лабильному азоту, h – отношение содержания лабильного углерода к лабильному фосфору; I – почвы фоновых участков, II – почвы гари. Подписи горизонтальной оси: 1 – верхняя часть склона, 2 – средняя часть, 3 – нижняя часть.

Наибольшее изменение на выгоревшей территории по сравнению с фоном проявляется в уменьшении концентрации лабильного углерода для точек в нижней части катены (значения лабильного углерода на фоне составляют 379 ± 147.9 мг/кг, на гари до 253.1 ± 32.5 мг/кг). В верхних частях катены уменьшение содержания лабильных форм углерода менее значимо (рис. 4a).

Отношение лабильных форм углерода и азота в почвах гарей больше по сравнению с теми же позициями фоновой катены. Так, соотношение C/N на фоновом участке составляет по катене сверху вниз 7.6 ± 0.3, 8 ± 1.7 и 5.9 ± 1.3, а на пройденной пожаром территории составляет соответственно 9.2 ± 0.5, 11 ± 1.5 и 7.8 ± 1.9 (рис. 4g).

Данные показывают, что через 5 лет после пожара происходит уменьшение содержания лабильного азота в верхнем почвенном горизонте. Для лабильных форм азота (рис. 4b) разница гарь–фон выражена не только в аккумулятивной позиции (63.2 ± 15.3 мг/кг для фона против 32.5 ± 10.1 мг/кг для гари), но и в транзитной (32.4 ± 6.2 для фона против 21.7 ± 2 мг/кг для гари). Концентрация аммонийного азота на гари уменьшается с 20.8 ± ± 2.6 до 11.7 ± 2.1 мг/кг для верхней, с 17.3 ± 7.8 до 8 ± 3.8 мг/кг для средней, и с 34.3 ± 6.2 до 17.4 ± ± 9.8 мг/кг для нижней частей катены (рис. 4d).

Концентрация лабильного фосфора на протяжении всей катены фонового, незатронутого пожаром участка почти не меняется (59.2 ± 7.9–62.7 ± ± 3.3 мг/кг почвы). На гари, напротив, существенна внутрикатенарная дифференциация: в верхней части склона содержание фосфора больше фонового в 1.1 раза, а в нижней части – уже в 3 раза (рис. 4c). Это, вероятно, свидетельствует о его переносе вниз по склону.

Содержание микробной биомассы в почвах гари пятилетнего возраста уменьшается на всех катенарных позициях (рис. 4e, 4f). Таким образом, на гари пятилетнего возраста в изучаемой катене выявлена потеря доступных форм углерода и азота и увеличена доля доступного фосфора, с возрастанием его содержания вниз по склону.

Состав и содержание ПАУ в фоновых и пирогенных почвах. Для выявления происхождения ПАУ в исследованных почвах проанализировано содержание полиаренов в каменистых включениях, являющихся составной частью материнской породы (табл. 3). Общая сумма ПАУ в каменистых включениях оказалась очень низкой: средняя по медиане 3.8 нг/г, при разбросе от 2.3 до 6.6 нг/г. В почвенных образцах медиана суммарного содержания составляет 43.6 нг/г, значения варьируют от 8.4 до 353 нг/г. Таким образом, источником большей части ароматических углеводородов в почвах исследуемого участка являлось их поступление из атмосферы или формирование в результате биогеохимических процессов, а не наследование от почвообразующих пород при выветривании. Приведенные количества в целом являются характерными для фоновых территорий, не загрязненных техногенными веществами [10, 24].

В среднем по всем пробам в составе ассоциаций полиаренов в почвах преобладают легкие ПАУ: нафталин (34% от среднего значения по всем пробам), дифенил (29%), фенантрен (20%). Высокомолекулярные ПАУ содержатся в меньших количествах: пирен (6.3%), бенз(ghi)перилен (3.4%), хризен (2.3%), тетрафен (2.2%). Наименьшие весовые доли в ассоциации у антрацена (0.7%), бенз(а)пирена (0.3%), перилена (0.5%). Для поверхностных горизонтов характерна нафталин-дифенил-фенантреновая ассоциация, для глубоких горизонтов – фенантрен-нафталин-дифениловая.

В радиальном распределении суммы ПАУ выделяется максимум в поверхностном пятисантиметровом слое (среднее по всем разрезам 80 нг/г), глубже значения уменьшаются до 34 нг/г и между слоями 5–10 и 10–20 см статистически значимых отличий не наблюдается. Одной из причин поверхностно-аккумулятивного типа распределения полиаренов в почвах может быть их атмосферное поступление на поверхность почвенного покрова и прочная сорбция органическим веществом [56]. Действительно, коэффициенты корреляции содержания ПАУ и органического углерода являются положительными при p < 0.05 для всех ПАУ, за исключением дифенила и фенатрена. Поверхностно-аккумулятивное распределение полиаренов характерно для всех индивидуальных ПАУ, за исключением фенантрена, содержание которого, напротив, с глубиной возрастает.

В отличие от представленных в ряде исследований положений [48, 55], пирогенное воздействие на исследуемой территории привело к уменьшению концентрации суммы ПАУ в почвах. В слое 0–5 см содержание полиаренов в фоновых и гаревых почвах близко друг к другу при некотором сокращении концентрации в почвах гари. В слоях 5–10 и 10–20 см различие между гарью и фоном статистически достоверно и достигает уменьшения в 1.5 раза в почвах гари по сравнению с фоновыми. Причинами такого снижения концентрации, по-видимому, является выгорание органического материала вместе с сорбированными в нем полиаренами. В то же время есть указания на то, что расположенные рядом с очагами пожаров почвы, непосредственно не затронутые огнем, получают дополнительные порции полиаренов, приносимые с частицами дыма и пепла [30].

Фоновые и послепожарные почвы значительно отличаются по составу ПАУ, причиной чего является разная реакция почвенных индивидуальных полиаренов на воздействие огня: их количество изменено в различных пропорциях в почвах гари относительно фоновых почв. Для количественной оценки этих трансформаций был использован коэффициент пирогенности Кpir, рассчитанный как отношение содержания индивидуального полиарена в фоновых почвах к его содержанию в пирогенных почвах:

Соответственно, изученные ПАУ были разделены на 4 группы по изменению их содержания в почвах в результате пожара (табл. 4):

1. Полиарены, содержание которых значимо снижено после прохождения пожара во всех частях почвенного профиля (флуорен);

2. Содержание в среднем снижено в результате пожара, но не во всех частях почвенного профиля (дифенил, нафталин, фенантрен);

3. Содержание в среднем возросло после пожара, но не во всех частях почвенного профиля (хризен, пирен, антрацен);

4. Содержание возросло в результате пожара во всех частях почвенного профиля (тетрафен, бенз(а)пирен, бенз(ghi)перилен, перилен).

В группу 1 и 2 вошли легкие полиарены, составляющие большую часть ассоциаций ПАУ. Именно уменьшение их концентрации привело к потере общей суммы ПАУ в пирогенных почвах относительно фоновых (табл. 4). Данные полиарены, вероятно, накапливаются длительное время в гумусовых и подстилочно-торфяных горизонтах таежных почв за счет атмосферных выпадений и биохимического синтеза, например, формирования фенантрена из компонентов смолы хвойных растений [5]. В горизонтах, не затронутых выгоранием, содержание ПАУ в почвах гари также уменьшено при сравнении с фоновыми почвами. Вероятно, потери ПАУ в горизонтах на глубине обусловлены сокращением приходной части баланса поступлением с радиальными миграционными токами с верхних горизонтов, при протекающей биохимической деструкции полиаренов.

В группы 3 и 4 входят тяжелые полиарены собственно пирогенного происхождения, количество которых возросло в почвах после пожара. Их продуцирование связывают с воздействием высоких температур на органическое вещество почвы [56].

Кроме трансформации состава углеводородного комплекса и его параметров, лесной пожар приводит к изменению типа радиального распределения полиаренов. Например, менее контрастным на гари, в сравнении с фоном, становится профильное распределение дифенила, хризена, бенз(а)пирена и перилена, что является следствием суммарного эффекта протекания процессов биодеградации, вымывания, фотодеструкции и др., интенсивность которых зависит как от внешних факторов, так и от свойства самих ПАУ.

Особенности трансформации состава полиаренов в почвах после пожара могут быть охарактеризованы путем использования отношений между концентрациями различных индивидуальных ПАУ. Такие отношения могут указывать на тип источника ПАУ (пирогенный или петрогенный), расстояние от источника поступления в почву, интенсивность и длительность процессов деструкции ПАУ. В данной работе использованы два коэффициента: а) отношение концентрации низкомолекулярных полиаренов (двух-трехкольчатых) к концентрации высокомолекулярны (четырех-шестикольчатым) полиаренов пирогенного происхождения; низкие значения этого коэффициента свидетельствуют о повышенной пирогенности; б) отношение концентрации фенантрена кантрацена – полиаренов с одинаковой атомной массой, но различной устойчивостью к деструкции из-за особенностей молекулярного строения [29]; повышенные значения коэффициента характерны для почв, в которых деструкция идет более интенсивно (рис. 5).

Рис. 5.

Отношения концентраций ПАУ в почвах фоновых, гари и в каменистых включениях. Обозначения: a – отношение концентраций высокомолекулярных ПАУ к низкомолекулярным; b – отношение концентраций фенантрена к антрацену.

Анализ указанных коэффициентов для почв исследуемой гари и фоновых почв показал существенную разницу между ними. Наибольшие различия оказались характерны для отношений низкомолекулярных ПАУ к высокомолекулярным ПАУ (рис. 5а). Для почв гари выявлены заметно более низкие значения (особенно в приповерхностном слое 0–5 см), чем для фоновых почв.

Максимальные значения второго коэффициента обнаружены в фоновых почвах, что свидетельствует об их повышенной деструктивной активности по отношению к полиаренам. Отмечающееся возрастание величины этого коэффициента сверху вниз по профилю почв может быть связано с более благоприятными условиями для разложения ПАУ на некоторой глубине, а также с большей миграционной способностью низкомолекулярных полиаренов.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Лесные пожары в пределах исследованной территории хребта Хамар-Дабан приводят к существенной трансформации поверхностных и подповерхностных горизонтов почв и растительного покрова.

Структура растительного сообщества гари упрощается: уменьшается число ярусов и их сомкнутость. В течение пяти лет после прохождения пожара в травяно-кустарничковом ярусе общее проективное покрытие достигает уровня, характерного для фонового ненарушенного леса; кустарники резко увеличивают сомкнутость за счет малины, а древесный ярус в виде подроста и моховой лишь начинают свое восстановление.

На большей части территории исследованной гари опад и оторфованная лесная подстилка со средней суммарной мощностью порядка 3 см уничтожены, и в течение пяти лет после пожара их мощность остается сниженной. В почвах гари появились обугленная оторфованная лесная подстилка (0.7 см) и пирогенный органо-минеральный горизонт (1.2 см). Общие запасы углерода в послепожарных почвах относительно фоновых почв снижены на 20%.

Общее содержание почвенного углерода после пожара направленно не изменилось, но при этом уменьшилась концентрация лабильных форм углерода и его запасы в микробной биомассе, снизилось содержание лабильного и аммонийного азота. Характер пирогенной трансформации зависит от катенарного положения: в нижних частях катен послепожарные потери биогенных элементов более значимые, возможно из-за более интенсивного латерального выноса. Концентрация лабильного фосфора, напротив, возрастает после пожара; в нижних частях катены более интенсивно.

Общее содержание изученных полициклических ароматических углеводородов уменьшилось в результате пожара, вероятно, за счет выгорания органического материала, сорбирующего полиарены. Концентрация тяжелых 4–6-ядерных полиаренов, напротив, значимо увеличилась, а их доля в общей сумме ПАУ возросла в 3–4 раза.