Вклад агроэкосистем в формирование бюджета углерода на территории Иркутской области

Выполнение международных соглашений по ограничению выбросов СО 2 в атмосферу требует объективной информации, связанной с оценкой интенсивности трансформации углерода в наземных экосистемах, которую в природных условиях довольно сложно получить. Изменения природной среды и климата связывают чаще с промышленной эмиссией парниковых газов, однако все более очевидной становится роль антропогенного преобразования природных экосистем. В частности, необходимы данные длительных мониторинговых исследований, оценивающие поток СО 2 из почв, его количественные изменения под влиянием антропогенных факторов, включая техногенное загрязнение, и баланс углерода в агроэкосистемах, причем в конкретных почвенных и климатических условиях.

В настоящее время имеется первая приблизительная оценка эмиссии диоксида углерода почвенным покровом России, не учитывающая соотношение площадей различных наземных экосистем, а также особенностей землепользования в рамках одной биоклимати-ческой зоны, почвенной разности и др. [1, 2]. Авторы отмечают также, что в целом показатели эмиссии СО 2 из почв примерно в 8 раз превышают промышленные выбросы. В связи с этим отмечается необходимость получения объективных параметров для решения отмеченных проблем, в том числе касающейся климатических изменений. Последняя от-

Любовь Владимировна Помазкина, заведующая лабораторией агроэкологии; Юлия Викторовна Семенова, аспирант; Анастасия Васильевна Стеренчук, аспирант.

личается множеством неопределенностей, что также диктует важность получения корректных и достоверных экспериментальных результатов.

В Сибирском институте физиологии и биохимии растений (СИФИБР СО РАН) в режиме агроэкологического мониторинга проводились многолетние (1994-2007 гг.) исследования в агроэкосистемах на агросерых почвах лесостепи, составляющих основной пахотный фонд Иркутской области. Исследуемые почвы близки по свойствам и плодородию, но различаются характером и уровнем техногенного загрязнения, вследствие приуроченности земледелия к промышленно развитым районам. В настоящее время в зоне аэровыбросов химического производства («Саянскхимпласт») суммарное содержание тяжелых металлов (ТМ) в пахотном слое почв соответствует критерию «допустимое загрязнение» [3], а в зоне выбросов алюминиевых заводов (например, ИркАЗ-РУСАЛ), в которых преобладают фториды, в зависимости от удаленности от источника загрязнения содержание водорастворимых фторидов достигает 1,5-10 ПДК [4]. Как показывает мониторинг, площадь загрязненных почв со временем расширяется. Загрязнение почв сопровождается изменением их физикохимических свойств [3-5]. Так, преобладание в твердых выбросах алюминиевого производства фторида натрия способствует осолонце-ванию и связанному с этим разрушению почвенной структуры, изменению кислотнощелочных и окислительно-восстановительных свойств, увеличению подвижности гумусовых веществ (Пг) и снижению при- родного почвенного потенциала (ППП). Степень подвижности фторидов в загрязняемых почвах повышается, а буферность по отношению к ним, напротив, снижается [4, 6, 7].

Негативные изменения свойств почв под действием техногенного загрязнения влияют на функционирование других компонентов и в целом агроэкосистемы (почва-микрооргани-змы-растения-атмосфера). Происходят нарушения в метаболизме полевых культур, прежде всего азотном [3, 4, 8], и накопление поллютантов в растениеводческой продукции [4, 9]. Существует риск накопления нитратов, особенно в овощных культурах. Значительного содержания фтора в зерне и клубнях картофеля не отмечается, отчасти благодаря локализации его в корнях («корневой барьер» [4, 8]). Выявленное повышение содержания ртути и фтора в фитомассе является в основном следствием воздушного загрязнения. Заметим, что нормативы загрязнения растениеводческой продукции (ПДК и ОДК) можно считать еще недостаточно разработанными и не всегда объективными, поскольку они существуют чаще как временные. Поддержание продуктивности культур на техногенно загрязненных почвах возможно путем оптимизации минерального питания и разработки приемов ремедиации [3, 4, 10].

Многолетние наблюдения в оперативном (шаг 7-14 сут) мониторинге в течение вегетации на незагрязненных (условный контроль) и загрязненных почвах за содержанием микробной биомассы (Смикр) и эмиссией СО2 выявили нарушения в функционировании микробного комплекса [3, 4, 11-13]. В условиях загрязнения потребность микроорганизмов в субстрате повышается, о чем свидетельствует усиление удельной дыхательной активности (С-СО2/Смикр). Так, в опытах на загрязненных ТМ почвах показатель достигал 0,78, а на загрязненных фторидами — 0,98 мг/г.ч, тогда как на незагрязненных он ниже в 1,5-2 раза. Происходит снижение иммобилизации углерода микробной биомассой и одновременно повышение эмиссии СО2 и, соответственно, газообразных потерь, которые на 30-50% выше, чем на незагрязненных почвах. По средним за 10 лет данным, ежегодная суммарная за вегетационный сезон эмиссия С-СО2 в посевах пшеницы на загрязненных фторидами почвах была выше, чем на загрязненных ТМ (211 против 174 г/м2). Газообразные потери углерода в пару за год достигали, соответственно, 4,7% и 3,2% от общего содержания углерода в почвах. Например, в загрязненной фторидами (6 ПДК) почве в пару суммарная за год эмиссия составляла 163 г/м2, а в незагрязненной 128 г/м2. Как показано в табл. 1, в пару показатель (Смикр.:Сорг, %), характеризующий долю микробной биомассы в расчете на единицу углерода и рассматриваемый как его обновление в почве, в незагрязненной выше (2,4%), чем в загрязненной. Потери углерода, напротив, выше в загрязненной почве. Компенсация потерь, связанных с эмиссией СО2, за счет обновления органического вещества, в загрязненной почве была значительно меньше (38%), что указывает на снижение в ней способности микробного сообщества поддерживать сбалансированность процессов минерализация< = >иммобилизация.

Таблица 1

Активность минерализации и иммобилизации углерода в агроэкосистемах на агросерой почве в пару (в среднем за 10 лет)

Почва	С микр. ‘^ орг. , % (обновление)	С-СО 2, % оТ С общ. (потери)	Компенсация потерь С общ. , %
	% от	С общ
Незагрязненная	2,4	4,4	55
Загрязненная (Рвод. 6ПДК )	1,8	4,7	38

Учитывая данные многолетнего мониторинга, проводили сравнительную оценку вклада агроэкосистем в поступление СО2 в атмосферу в зависимости от загрязнения почвы. Так, если промышленные выбросы СО2 ИркАЗа составляли 11 тыс. т [14], то эмиссия СО2 из агроэкосистем, находящихся в зоне загрязнения, превышала их в 3 раза. В зоне загрязнения «Саянскхимпласт» превышение оказалось выше в 13 раз. Причем если путем технологической модернизации выбросы предприятий можно снизить, то агроэкосистемы на загрязняемых почвах остаются постоянным источником эмиссии СО2 в атмосферу. Следовательно, необходимо учитывать не только промышленные выбросы, но и их негативное воздействие в агроэкосистемах, разумеется корректируя не только колебание объема промышленных выбросов, но и площадь загрязненных почв и др. Однако очевидно, что техногенное загрязнение пахотных почв, способствующее повышению эмиссии СО2, необходимо учитывать при оценке бюджета углерода в регионе, наряду с промышленными выбросами, как и оценку поступления СО2 в атмосферу из других наземных экосистем. Возможно, такая необходимость потребуется в связи с предполагаемым введением квот на выбросы.

Как показали исследования [3, 4, 6, 7, 10, 15], техногенное загрязнение способствует усилению минерализации органического вещества почвы и, как следствие, повышению поступления в атмосферу не только СО 2 , но и газообразных соединений азота, что имеет не менее негативное биосферное последствие. Нарушения в циклах азота в агроэкосистемах, обусловленные повышением лабильности почвенного гумуса и, соответственно, микробиологической трансформацией органического вещества, связаны в основном с усилением минерализации (М) почвенного азота, причем независимо от характера загрязнения. В агроэкосистемах на загрязненных почвах в посевах яровой пшеницы величина М достигала 11-16% от общего азота в почве, тогда как в незагрязненных — 5-7%. Нетто-минерализация (Н-М) азота, связанная с отчуждением (вынос с урожаем и газообразные потери), на загрязненных ТМ и фторидами почвах составляла 70-75%, тогда как на незагрязненных — 56-61% от М. Повышение минерализации азота на загрязненных почвах, с одной стороны, обеспечивает потребность полевых культур, а с другой — способствует высоким газообразным потерям. Напротив, происходящее одновременно снижение реиммобилизации (РИ) азота, благодаря чему в почве поддерживается метаболический фонд и ресурс, способствует формированию высоко дефицитного баланса. Отсюда, как правило, повышение незамкнуто-сти циклов углерода и азота, а также невозможность выполнения требований сестайнин-га, как основы земледелия в условиях современной экологической обстановки.

Экспериментальные материалы, полученные в многолетних исследованиях, позволили сравнительно корректно оценить вклад агроэкосистем в бюджет углерода Иркутской области. Для этого была необходима информация о суммарной эмиссии СО2 из почв за год. Как выявлено, за безморозный период (апрель-октябрь) она примерно равна потоку СО2 за год (ошибка 5-10%), вероятно, вследствие резкой континентальности климата. За вегетационный сезон эмиссия в пару достигала 70%, а в посевах — 75% от годовой. Ба ланс углерода в агроэкосистеме рассчитывали по формуле С = ЧПП — У — РД [16, 17]. Чистую первичную продукцию (ЧПП) учитывали по суммарной аккумуляции углерода надземной фитомассой и корнями пшеницы, а отчуждение с урожаем (У) по выносу углерода зерном и соломой. Ризосферное дыхание (РД) рассчитывали как разность между эмиссией С-СО2 за год и дыханием корней, которое принимали за 1/3 от суммарной за вегетационный сезон эмиссии. Оценку вклада агроэкосистем в бюджет углерода проводили с учетом площади пахотных почв и урожая зерновых культур, преобладающих в структуре региональных севооборотов.

Баланс углерода в агроэкосистеме зависит от ассимиляции С-СО 2 растениями в процессе фотосинтеза и эмиссии, вследствие ризосферного дыхания. Формирование его обусловлено комплексом природных и антропогенных факторов, влияющих на продукционные и деструкционные процессы. За годы исследований средний биологический урожай зерна яровой пшеницы в полевых опытах при использовании минеральных удобрений (N60P60K60) достигал 339-340 г/м², тогда как без удобрений — 179-204. ЧПП была, соответственно, 600-647 и 338-378 г/м². Затраты углерода на формирование зерна и соломы составляли 22-25% и 39-44% от ЧПП, а поверхностных остатков и корней 9-10% и 2427%. Аккумулирование углерода фитомассой пшеницы в 2-3 раза превышало эмиссию С-СО 2 за счет ризосферного дыхания. Отчуждение углерода надземной массой колебалось в пределах 60-65% от ЧПП, а поступление в почву с растительными остатками было в 1,52 раза ниже, что способствовало формированию дефицита его баланса, особенно при низком урожае. В чистом пару баланс связан только с РД, поэтому даже при высокой продуктивности севооборота, присутствие пара увеличивает дефицит в бюджете углерода на определенной площади пашни.

В качестве примера рассмотрим формирование баланса углерода в агроэкосистемах с яровой пшеницей на агросерых незагрязненной и загрязненной фторидами (6 ПДК) почвах (табл. 2). За годы исследований урожай зерна был, соответственно, 247 и 267 г/м2. Различия показателя ЧПП оказались также невелики, как и отчуждение углерода с надземной массой. Поступление углерода с растительными остатками на обеих почвах было примерно в 1,5 раза меньше, чем его отчуж- дение зерном и соломой. Баланс углерода в агроэкосистеме зависел от соотношения между поступлением его в почву с послеуборочными остатками и корнями и потерями в результате ризосферного дыхания. В опытах на обеих почвах газообразные потери С-СО2 не компенсировались поступлением углерода с растительными остатками, особенно на загрязненной почве, где дефицит был вдвое выше, чем на незагрязненной.

Результаты исследований использованы для оценки вклада агроэкосистем в бюджет углерода на территории Иркутской области, которая проведена впервые и в первом приближении, поскольку учитывает только площади занятые посевами зерновых культур и паром, а также средний по области урожай зерновых в 2005 г. (12,5 ц/га). Вследствие определенных допусков, не учитывающих тип почв и долю их в общей площади пахотного фонда, возделывание разных полевых культур, структуру севооборотов и другое, ошибка расчетов составляет примерно 20%. Аккумулирование углерода зерновыми культурами (ЧПП с посевной площади) достигало 1059 тыс. т, что выше суммарной эмиссии С-СО2 из почв (847 тыс. т). Если учитывать, что примерно 60% ЧПП отчуждается с урожаем, то поступление (возврат) в почву углерода с растительными остатками равно всего 425 тыс. т, что обуславливает высокий дефицит (210 тыс. т) в бюджете углерода. Дефицит существенно увеличивается за счет парования почв (до 237 тыс. т). Кстати, доля пара в структуре севооборотов в настоящее время неоправданно высокая. В итоге расчетная эмиссия С-СО2 достигала 1083 тыс. т/год, а дефицит в бюджете — 447,3 тыс. т. Результаты показывают, что на территории области в агроэкосистемах более половины поступающего в атмосферу углерода не компенсируется возвратом с растительными остатками в почву. Следовательно, в условиях низкой культуры земледелия агроэкосистемы могут быть источником СО2 в атмосферу. С учетом техногенного загрязнения пахотных почв дефицит в бюджете углерода в агроэкосистемах на территории области может быть выше.

Необходимость оценки вклада агроэкосистем, как и других наземных экосистем, в региональный бюджет углерода очевидна. В последнее десятилетие вследствие снижения культуры земледелия и недостаточного использования минеральных и органических удобрений продуктивность зерновых культур в Иркутской области снизилась. В отдельных районах урожай зерна не превышает 7-10 ц/га. Как показали расчеты (табл. 3), при таком урожае ЧПП составляет 167, а возврат углерода с растительными остатками 75 г/м², что не компенсирует потока С-СО 2 в атмосферу. Отсюда возникает высокий дефицит в балансе углерода. При урожае зерна 24 ц/га ЧПП увеличивается, как и поступление углерода в почву с растительными остатками (167 г/м² ). В результате дефицит углерода меньше. Для формирования бездефицитного баланса углерода урожай зерновых культур должен быть не менее 27 ц/га.

Таблица 2

Баланс углерода в агроэкосистемах с посевом яровой пшеницы на агросерых почвах, г/м2 (в среднием за 7 лет)

Почва	Суммарное аккумулирование (ЧПП)	Отчуждение зерном и соломой (У)	Поступлениев почву с растительными остатками	Ризосферное дыхание (РД)	Баланс
Незагрязненная	451	276	175	196	-20
Загрязненная (Рвод. 6 ПДК )	471	287	184	225	-41

Таблица 3

Расчетный баланс углерода в агроэкосистемах на агросерых почвах в зависимости от продуктивности яровой пшеницы, г/м2

Урожай зерна, ц/га	Суммарное аккумулирование (ЧПП)	Отчуждение с урожаем (У)	Поступление в почву с растительными остатками	Ризосферное дыхание (РД)	Баланс
7	167	91	75	185	-110
16	308	184	124	185	-61
24	434	267	167	185	-18
27	482	298	183	185	-2

Таким образом, в регионе очевидна необ- приятий, позволяющих снижать негативный ходимость разработки неотложных меро- биосферный эффект, связанный с высокой

эмиссией СО 2 из пахотных почв и потерями гумуса. Снижение дефицита в балансе углерода возможно путем повышения продуктивности посевов за счет экологической безопасности земледелия, систематического применения минеральных и органических удобрений, внедрения оптимальных севооборотов, сокращения площади чистого пара и др. Особого внимания заслуживает разработка способов и технологий ремедиации техногенно загрязняемых почв. В рамках решения экологических проблем состояния окружающей среды, соответствующих Киотскому соглашению, необходимо учитывать как прямые промышленные выбросы диоксида углерода, так и вклад агроэкосистем в поступление его в атмосферу.

ÑÏÈÑÎÊ ËÈÒÅÐÀÒÓÐÛ

• 1.    Кудеяров В.Н. Почвенные источники углекислого газа на территории России // Круговорот углерода на территории России. М., 1999.

• 2.    Кудеяров В.Н., Курганова И.Н . Дыхание почв России: анализ базы данных, многолетний мониторинг, общие оценки // Почвоведение. 2005. № 9.

• 3.    Помазкина Л.В., Котова Л.Г., Лубнина Е.В . Биогеохимический мониторинг и оценка режимов функционирования агроэкосистем на техногенно загрязняемых почвах. Новосибирск: Наука, 1999.

• 4.    Помазкина Л.В., Котова Л.Г., Лубнина Е.В., Зорина С.Ю., Лаврентьева А.С. Устойчивость агроэкосистем к техногенному загрязнению фторидами. Иркутск: ИГ СО РАН, 2004.

• 5.    Котова Л.Г., Помазкина Л.В., Зорина С.Ю., Лаврентьева А.С., Засухина Т.В. Свойства техногенно загрязненных почв и трансформация азота в агроэкосистемах / / Проблемы биогеохимии и геохимической экологии. 2006. № 2.

• 6.    Помазкина Л.В., Лаврентьева А.С., Арефьева И.А., Соколова Н.А . Циклы азота в агроэкосистемах с

  картофелем на загрязненных фторидами серых лесных почвах Прибайкалья // Агрохимия. 2004. № 4.

• 7.    Помазкина Л.В., Котова Л.Г., Прокофьев А.Ю., Лаврентьева А.С., Арефьева И.А. Азотный режим в разных типах пахотных почв, загрязненных фторидами алюминиевого производства // Агрохимия. 2005. № 12.

• 8.    Котова Л.Г., Помазкина Л.В., Ренина О.В., Прокофьев А.Ю . Влияние загрязнения фторидами серых лесных почв на продуктивность и минеральное питание яровой пшеницы // Агрохимия. 2002. № 12.

• 9.    Помазкина Л.В., Лубнина Е.В. Мониторинг загрязнения пахотных почв и полевых культур в зоне выбросов Иркутского алюминиевого завода / / Агрохимия. 2002. № 2.

• 10.    Помазкина Л.В., Зорина С.Ю., Котова Л.Г., Засухина Т.В. Использование вермикомпоста для мелиорации загрязненных фторидами алюминиевого производства серых лесных пахотных почв Байкальского региона // Агрохимия. 2006. № 11.

• 11.    Лубнина Е.В., Помазкина Л. В., Семенова Ю.В. Эмиссия СО 2 в агроэкосистемах на техногенно-загрязненных почвах // Почвоведение. 2006. № 3.

• 12.    Помазкина Л.В., Лубнина Е.В., Лесных Н.П. Эмиссия СО 2 в разных типах почв лесостепи Прибайкалья// Почвоведение. 1998. № 7.

• 13.    Помазкина Л.В., Лубнина Е.В. Сезонная и многолетняя динамика содержания углерода микробной биомассы в пахотных почвах лесостепи Прибайкалья // Почвоведение. 2002. № 2.

• 14.    Государственный доклад о состоянии окружающей природной среды Иркутской области в 2004 г. Иркутск, 2004.

• 15.    Помазкина Л.В., Зорина С.Ю., Засухина Т.В., Петрова И. Г. Качественный состав гумуса серых лесных пахотных загрязненных фторидами почв Прибайкалья // Почвоведение. 2005. № 5.

• 16.    Титлянова А.А., Тесаржова М. Режимы биологического круговорота. Новосибирск: Наука, 1991.

• 17.    Ларионова А.А., Розанова Л.Н., Евдокимов И.В., Ермолаев А.М. Баланс углерода в естественных и антропогенных экосистемах лесостепи // Почвоведение. 2002. № 2.

CONTRIBUTION OF AGROECOSYSTEMS TO CARBON BUDGET FORMATION AT THE TERRIOTORY OF IRKUTSK REGION