Stable carbon and nitrogen isotopes in woody plants and herbs near the large copper smelting plant

Cover Page

Cite item

Abstract

Variations of stable carbon (13С and 12С) and nitrogen (15N and 14N) isotopic composition are analyzed in forest plants subjected to the emissions of large copper smelting plant. The studies were carried out in pine forests at ten test plots near the Karabash copper smelting plant and in the Ilmen State Reserve at South Urals. The 13С/12С and 15N/14N isotopic ratios were analyzed in leaves of plants of different functional groups (with ecto-, ericoid, or arbuscular mycorrhiza; with nitrogen-fixing symbiosis, and non-mycorrhizal). The 13С/12С ratio did not change under technogenic pollution. The low isotopic 15N/14N ratio was established in ectomycorrhizal trees, while the high ratio was found in herbs with arbuscular mycorrhiza, nitrogenfixing symbiosis, and non-mycorrhizal groups. As compared to nonpolluted habitats, the 15N content in leaves near the copper smelting plant increases by 2.7‰ in the ectomycorrhizal trees and by 3.4‰ in undershrubs with ericoid mycorrhiza, and by 2.2‰ in herbs with arbuscular mycorrhiza. This indicates a significant change in conditions of mineral feeding of plants under heavy metal pollution of natural ecosystems.

Full Text

Содержание стабильных изотопов углерода 13С и 12С и азота 15N и 14N в организмах и других компонентах экосистем успешно используется для изучения интенсивности и направленности физиологических и экологических процессов (Robinson, 2001; Dawson et al., 2002; Тиунов, 2007; Макаров, 2009). Соотношение изотопов 13С и 12С – величина δ13С – в растениях зависит от большого числа факторов: типа фотосинтеза; биохимических композиций клеток, тканей и органов; структуры полога фотосинтезирующих органов; внешних условий. Соотношение изотопов 15N и 14N – величина δ15N – отражает разнообразие у растений источников азота, наличие симбиотической азотфиксации и других симбиозов. Направление и величина различий по δ15N между разными видами или функциональными группами растений могут индицировать общий уровень обеспеченности экосистемы азотом, степень его доступности и степень конкуренции за него между видами (Martinelli et al., 1999; Robinson, 2001; Макаров, 2009; Menge et al., 2011). Поскольку изотопный состав азота отражает изменение эдафических условий в экосистемах в целом (Robinson, 2001), его анализ продуктивно используется при изучении динамики экосистем (Vitousek et al., 1989; Hobbie et al., 2005; Compton et al., 2007; Menge et al., 2011), в том числе постпирогенных сукцессий (Hyodo et al., 2013).

Вследствие антропогенного и техногенного загрязнения атмосферы показатель δ13С растений изменяется по-разному. В годовых кольцах деревьев при загрязнении часто регистрируют положительный сдвиг изотопной подписи углерода (Niemelä et al., 1997; Savard et al., 2004; обзор: Savard, 2010), что обычно объясняется обу-словленным загрязнением фотосинтезом при закрытых устьицах (Savard, 2010). Но есть указания, что содержание изотопа 13С при загрязнении может уменьшаться (Kwak et al., 2009; Cada et al., 2016). Также неоднозначны результаты о динамике изотопного состава азота в условиях антропогенных воздействий. При урбанизации и под влиянием газообразных загрязнителей регистрировали как обогащение растений 15N (Gebauer et al., 1994; Korontzi et al., 2000; Pearson et al., 2000), так и обеднение (Kwak et al., 2009). Интересно, что обогащение 15N может происходить в отсутствие N-содержащих компонентов в составе выбросов (Hofmannet al., 1997). В целом, данных об особенностях дискриминации стабильных изотопов углерода и азота в растениях под влиянием разных типов и уровней загрязнения недостаточно для генерации однозначных выводов. Между тем лучшее понимание механизмов формирования значений δ13С и δ15N в растениях может способствовать углублению понимания механизмов деградации и устойчивости экосистем в условиях антропогенных воздействий.

Цель работы – анализ изменения состава стабильных изотопов углерода и азота в лесных растениях в условиях сильной трансформации естественных экосистем выбросами крупного медеплавильного производства на Южном Урале. Для снижения неопределенности в отношении влияния промышленного загрязнения на δ13С и δ15N растений на основании опубликованных сведений сформулировали и проверяли следующую рабочую гипотезу: в условиях загрязнения естественных экосистем тяжелыми металлами в листьях растений увеличивается содержание тяжелых изотопов 13С и 15N.

МАТЕРИАЛ И МЕТОДЫ

Район и пробные площади. Район относится к подзоне южнотаежных сосново-березовых лесов восточного макросклона Южного Урала (Челябинская область; окрестности г. Карабаш и Ильменский государственный заповедник УрО РАН). Типичные высоты возвышенностей – 250–600 м над ур. м. Представлены бурые горно-лесные, бурые лесные, оподзоленные глееватые, серые горно-лесные, черноземы горно-лесные, горно-подзолистые маломощные почвы. Климат континентальный, умеренно холодный. Самый холодный месяц – январь (среднемесячная температура –16…–17°С), самый теплый – июль (+18°С); продолжительность вегетационного периода – 160–170 дней; количество осадков – около 430 мм в год; высота снежного покрова – до 40 см. Преобладающие типы растительности – сосняки разнотравные и производные березняки злаково-разнотравные.

Экосистемы региона сильно антропогенно трансформированы, в том числе вследствие промышленного загрязнения. Карабашский медеплавильный комбинат (КМК, ЗАО «Карабашмедь», г. Карабаш) – крупный источник выбросов, основные из которых SO2 и пыль тяжелых металлов. Производство запущено в 1910 г. и максимальные объемы выбросов (до 140–360 тыс. т в год) были достигнуты в 1970–1980 гг. (Kozlov et al., 2009). В период 1990–1998 гг. производство меди было остановлено и после повторного открытия и модернизации производства объемы выбросов снизились до уровня 10 тыс. т (Комплексный …, 2009). Вследствие накопленного сильнейшего техногенного загрязнения на ближайших к комбинату территориях зональные экосистемы полностью разрушены: растительность и верхние части исходных почв отсутствуют, образовалась обширная техногенная пустошь.

Всего обследовано 10 пробных площадей (ПП). 8 ПП расположены на расстояниях 6–9 км в северо-восточном направлении от КМК (импактная зона); 2 ПП – в 48–50 км в южном направлении от КМК (Ильменский заповедник) в сосновых лесах с разным возрастом древостоя и с разной давностью последнего пожара (рис. 1; табл. 1). Площади располагались в средних элементах рельефа на горных фрагментарных и горно-лесных бурых неполноразвитых почвах. Уровни накопления выбрасываемых КМК тяжелых металлов в двухлетней хвое Pinus sylvestris L. составляют: в импактной зоне КМК – Cu 8–18 мкг/г, Zn 70–150 мкг/г, Pb 30–105 мкг/г; в Ильменском заповеднике – Cu 2–3 мкг/г, Zn40–45 мкг/г, Pb 1.5–3 мкг/г (Коротеева и др., 2015 б). Важный фактор состояния лесных экосистем региона – лесные пожары (Чибилев и др., 2016). Поэтому ПП подбирали так, чтобы они представляли ряд с широким диапазоном давности последнего пожара. Давность пожара определяли на основании записей в “Книге учета лесных пожаров” Карабашского лесничества.

 

Рис. 1. Район и расположение пробных площадей (●).

 

Функциональные группы растений. δ13С и δ15N определяли в листьях растений разных функциональных групп, которые выделяли по типу симбиозов, реализуемых в подземной сфере. Соответственно, группы – это группы видов растений: с эктомикоризой (ECM); с эрикоидной микоризой (ER); с арбускулярной микоризой (AM); с азотфиксирующим симбиозом (N2f); без микоризы (noM). Эти группы могут также быть интерпретированы как группы растений разных жизненных форм: ECM – деревья; ER – вечнозеленый кустарничек; АМ, N2f и noM – травянистые растения. На каждой ПП стремились собрать образцы листьев растений каждой функциональной группы, в некоторых случаях – нескольких таксонов внутри группы: ECM – Pinus sylvestris и Betula spp.; ER – Vacciniumvitis-idaea L.; АМ – Rubus saxatilis L.; Calamagrostis arundinacea (L.) Roth; один из двух представителей Asteraceae (Trommsdorffia maculata (L.) Bernh. или Saussurea controversa DC.); N2f – Lathyrus vernus (L.) Bernh.; noM – Silene nutans L.

На каждой ПП для изотопного анализа отобраны листья 3–5 особей одного вида из которых сформирована смешанная проба. Дополнительно на каждой ПП методом конверта отобрано по одной смешанной пробе подстилки (ферментативный горизонт) и верхнего слоя минеральной части почвы – на 3–5 см ниже границы подстилки. Образцы высушивали сначала в тени до воздушно-сухого состояния, затем 48 ч при 70°C. Всего проанализировано 87 образцов: 67 образцов растений и по 10 образцов подстилки и минеральной части почвы.

 

Таблица 1. Характеристики пробных площадей

№ ПП

Координаты

Давность последнего пожара, лет

Состав древостоя

Возраст основного 
поколения сосны, лет

Сомкнутость 
крон, %

Покрытие травяно-кустарничкового яруса, %

Толщина 
подстилки, см

N

E

Ильменский заповедник

1

55.14124

60.32477

6

10C

190

30–40

50–60

3–5

2

55.13859

60.32898

>60

10С+Б

170

50–60

70–80

6–8

Импактная зона КМК

3

55.51866

60.32880

12

10С+Б

130

50–60

30–40

8–10

4

55.50965

60.32365

13

7С3Б

110

50–60

30–40

8–10

5

55.51314

60.27678

7

7С3Б

105

50–60

30–40

5–7

6

55.51096

60.28785

6

8С2Б

30

50–60

1–5

3–4

7

55.50222

60.29142

12

10С+Б

100

30–40

5–10

8–12

8

55.51314

60.27678

7

10С+Б

72

50–60

5–10

5–9

9

55.49874

60.29126

3

8С2Б

75

40–50

5–10

3–4

10

55.51096

60.28785

>30

8С2Б

30

40–50

20–30

5–7

 

Изотопный анализ выполнен в центре коллективного пользования «Геонаука» Института геологии Коми НЦ Уро РАН. Измерения изотопного состава углерода и азота производились методом масс-спектрометрии в режиме постоянного потока гелия (CF-IRMS) на аналитическом комплексе, включающем элементный анализатор Flash EA 1112, соединенный через газовый коммутатор Conflo IV с масс-спектрометром Delta V Advantage (фирма Thermo Fisher Scientific). Изотопный состав азота и углерода выражали в тысячных долях отклонения от международных стандартов VPDB и азота атмосферного воздуха AIR, δ (‰):

δ Xобразец = ((Rобразец/Rэталон) - 1) × 1000, (1)

где Х – это элемент (азот или углерод), R – молярное соотношение тяжелого и легкого изотопов соответствующего элемента. Для калибровки масс-спектрометра использовали международный стандарт USGS-40 (L-Glutamic acid) и лабораторный стандарт Acetanilide (C8H9NO). Ошибка измерения составляет ±0.15‰.

Анализ данных. Статистический анализ выполнен с использованием пакета JMP 10.0.0 (SAS Institute Inc., USA, 2012). Различия δ13С и δ15N в связи с влиянием разных факторов оценивали с помощью дисперсионного анализа (ANOVA) и общих линейных моделей (GLM) с фиксированными факторами. Факторы в GLM были в разных сочетаниях: функциональная группа растений, почвенный горизонт, район (Ильменский заповедник или импактная зона КМК) – категориальные предикторы; давность последнего пожара – континуальный предиктор. Единицей при проведении статистического анализа были значения δ13С и δ15N в смешанной пробе почвы, подстилки или листьев растений одного вида на ПП. Мера изменчивости – стандартная ошибка (±SE).

РЕЗУЛЬТАТЫ

Основная закономерность изменчивости изотопного состава углерода – увеличение содержания изотопа 13С при переходе от листьев растений (среднее и абсолютный размах: δ13С = –29.81±0.13‰; –31.90… –27.08‰) к подстилкам (–27.85±0.29‰; –29.72… –26.67 ‰) и к гумусовым горизонтам (–26.28±0.20‰; –27.08…–25.29‰). Эти различия высокозначимы (однофакторный ANOVA): F(2, 84) = 62.21; P < 0.0001. В той или иной степени эти различия выражены при отдельном анализе значений δ13С с двух незагрязненных ПП в заповеднике или с 8 загрязненных ПП вблизи КМК (табл. 2). Других закономерностей изменчивости δ13С не просматривается. Среди растений пониженные значения δ13С наблюдались у представителей сем. Asteraceae (–31.58…–29.30‰), повышенные – у Calamagrostis arundinacea 
(–29.70…–27.08‰). При сравнении изотопного состава углерода в растениях одного и того же таксона на площадях Ильменского заповедника и на площадях вблизи КМК смещения значений δ13С могут быть как в меньшую, так и в бóльшую сторону, но они не превышают 1‰.

В отношении изотопного состава азота общих различий между листьями растений, подстилками и гумусовыми горизонтами не установлено (ANOVA): F(2, 78) = 0.77; P = 0.4651. Возможно, это следствие того, что соотношение 15N/14N не удалось определить в части проб из гумусовых горизонтов, вероятно, из-за общего низкого содержания азота в них. Можно отметить, что средние значения δ15N увеличиваются в ряду от листьев эктомикоризных деревьев, формирующих основу опада (–2.46±0.31‰; –5.71…0.07‰), к почвам (подстилка: –2.05±0.32‰; –3.39…0.15‰; гумусовый горизонт: –0.66±0.24‰; –1.21…– 0.20‰).

 

Таблица 2. δ13С и δ15N подстилки, почвы и растений разных функциональных групп в двух районах

Почвенный горизонт, 
функциональная группа 
и таксон растений

δ13С, ‰

δ15N, ‰

Ильменский заповедник

Импактная 
зона КМК

Ильменский заповедник

Импактная 
зона КМК

Почва и подстилка

Подстилка

–26.90±0.16

–28.09±0.31

–2.72±0.56

–1.88±0.36

Почва

–26.78±0.22

–26.15±0.22

–1.21n

–0.48±0.23

Растения

ECM-деревья:

    

P. sylvestris

–29.77±0.59

–30.56±0.31

–5.03±0.68

–2.07±0.33

Betula spp.

–29.58±0.28

–30.55±0.28

–3.45±1.23

–1.96±0.36

ER-кустарничек (V. vitis-idaea)

–29.87±0.26

–30.06±0.31

–4.53±3.36

–1.13±0.69

АМ-травы:

    

R. saxatilis

–28.51±0.12

–29.02±0.30

–4.64±1.07

–0.49±0.56

C. arundinacea

–28.38±0.09

–28.48±0.31

–4.25±2.02

–1.36±0.71

T. maculataилиS. controversa

–31.14±0.44

–30.53±0.30

–1.44±1.58

–0.19±0.91

N2f-травы (L. vernus)

–30.23±0.61

–29.90±0.43

–0.83±0.42

–0.69±0.31

noM-травы (S. nutans)

–29.40±0.35

–0.09±1.33

Примечания. n = 1, поэтому стандартная ошибка не приведена; прочерк означает, что образцы не анализировались.

 

Основная закономерность изменчивости изотопной подписи азота – увеличение содержания изотопа 15N в растениях и в меньшей степени в почве при переходе от лесов Ильменского заповедника к сильно загрязненным лесам в импактной зоне КМК. Разности δ15N между ненарушенными и загрязненными лесами составляют для подстилки и почвы +0.7…+0.8‰, для разных таксонов растений (не рассматривая бобовые с азотфиксирующим симбиозом) – +1.2…+4.2‰.

В связи с неслучайным отбором проб растений, которые на каждой ПП строго приурочивали к определенным таксонам, представленные выше результаты сравнений δ13С и δ15N в ряду «растения – почвенные горизонты», выполненные с использованием ANOVA, несвободны от артефактов. Более обоснованно проанализировать причины изменчивости δ13С и δ15N отдельно в почве и отдельно в растениях разных функциональных групп. Для учета нескольких источников изменчивости такие сравнения выполнены с использованием GLM (табл. 3; группа безмикоризных растений исключена для корректной оценки взаимодействия между факторами «функциональная группа растений» и «район»).

Из трех рассмотренных факторов – горизонт, район, давность пожара – для соотношения изотопов 13С и 12С в растениях не удалось установить значимого фактора. В почвах значения δ13С различаются только между разными горизонтами – подстилкой и гумусовым.

Для азота, напротив, не выявлено значимого фактора, определяющего соотношение 15N и 14N в почвах. Значения δ15N в растениях детерминируются сочетанием двух факторов: сильнее – районом отбора проб; слабее – принадлежностью растения к функциональной группе. Влияние первого фактора проявляется в общем возрастании содержания тяжелого изотопа 15N вблизи КМК, по сравнению с ненарушенными лесами Ильменского заповедника, в среднем на 2.7‰ в листьях эктомикоризных деревьев, на 3.4‰ в листьях брусники и на 2.2‰ в травах с арбускулярной микоризой. Различия между растениями разных функциональных групп проявляются в увеличении содержания тяжелого изотопа 15N в ряду ECM → ER → AM → N2f. Другими словами, наименьшее содержание изотопа 15N в среднем наблюдается у эктомикоризных деревьев, а наибольшее – у трав с арбускулярной микоризой и с бобово-ризобиальным симбиозом, а также у безмикоризных трав (рис. 2).

 

Таблица 3. Значимость влияния факторов на δ13С и δ15N в почве и листьях растений (значения P, полученные в общих линейных моделях)

Источник изменчивости

δ13С

δ15N

Почва и подстилка

(1) Почвенный горизонт

0.0232

0.1343

(2) Район

0.5665

0.9771

(3) Давность последнего пожара

0.9815

0.4087

(1) × (2)

0.1654

0.7168

(1) × (3)

0.4788

0.8497

R2adj *

0.54

0.22

Растения

(1) Функциональная группа
растений

0.1534

0.0233

(2) Район

0.6459

<0.0001

(3) Давность последнего пожара

0.9349

0.1271

(1) × (2)

0.9218

0.0416

(1) × (3)

0.5104

0.0232

R2adj

0.10

0.37

R2adj – скорректированный на число параметров коэффициент детерминации; значения P<0.05 выделены полужирным шрифтом.

 

Рис. 2. δ13С и δ15N в листьях растений разных функциональных групп в Ильменском заповеднике (обозначения без заливки) и в импактной зоне Карабашского медеплавильного комбината (обозначения на сером фоне) (m±SE).

 

 

Итак, дифференциация соотношений стабильных изотопов в растениях в связи с влиянием Карабашского медеплавильного комбината статистически значима и хорошо выражена для азота, но не выражена для углерода. Общая амплитуда изменчивости средних для функциональной группы растений значений δ13С составила 1.3‰, а аналогичная амплитуда для δ15N – 4.4‰. Эта закономерность также выражена, если отдельно рассматривались данные для незагрязненных ПП Ильменского заповедника и для загрязненных ПП вблизи КМК. В заповеднике общая амплитуда значений δ13С составила 0.9‰, амплитуда δ15N – 3.7‰. Вблизи КМК амплитуда δ13С – 1.3‰, амплитуда δ15N – 1.9‰.

ОБСУЖДЕНИЕ РЕЗУЛЬТАТОВ

Наши данные показывают, что изменение условий существования растений возле крупного медеплавильного комбината преимущественно отражается на изменении соотношения в их листьях стабильных изотопов 15N и 14N, но не изотопов 13С и 12С. При этом основное направление трансформации состава стабильных изотопов азота растений южнотаежных сосняков в условиях промышленного загрязнения выбросами крупного металлургического комбината – увеличение соотношения 15N/14N, т.е. обогащение 15N. Таким образом, наша рабочая гипотеза подтвердилась в отношении изотопного состава азота, но не углерода.

Вывод об увеличении значений δ15N листьев растений возле металлургического комбината – новый, но часть других результатов хорошо соответствуют опубликованным данным. В частности, вполне ожидаемы закономерности дифференциации значений δ13С в ряду «растения – подстилка – почва». Изотопный состав углерода в органическом веществе почв прямо наследуется от растений, и с увеличением глубины почвы в большинстве случаев содержание 13С увеличивается на несколько единиц ‰ (Моргун и др., 2008; Меняйло и др., 2014), что наблюдается и в регионе КМК.

Также совпадают с литературными оценками наблюдавшиеся особенности значений δ15N у растений с разными типами микоризы. Известно, что δ15N азотофиксирующих растений близок δ15N атмосферного воздуха (Макаров, 2009). Растения с эрикоидной микоризой и эктомикоризой обычно характеризуются низким δ15N (Michelsen et al., 1996; Emmerton etal., 2001; Hobbie et al., 2005), что может быть связано как с особенностями уровней δ15N в субстратах, утилизируемых растениями или их грибными симбионтами, так и, в основном, с выраженной дискриминацией изотопов 15N и 14N при транспорте азота от микобионтов к фитобионтам (Hobbie et al., 2005). Немикоризные растения нередко обогащены 15N, т.е. имеют высокие значения δ15N (Michelsen et al., 1996; Hobbie et al., 2005; Craine et al., 2015) из-за того, что они без грибных посредников поглощают из почвы соединения азота, обогащенные тяжелым изотопом 15N. Такое распределение δ15N в целом установлено в регионе КМК, и это можно интерпретировать как показатель качества выполненного исследования.

Отчасти ожидаем также вывод, что соотношение 13С/12С не изменяется под влиянием техногенного загрязнения. Во-первых, величина δ13С сильно детерминируется такими глобальными факторами, как тип фотосинтеза (Smith, Epstein, 1971; Farquhar et al., 1989) или климатические и географические характеристики (Ковда и др., 2011), которые в нашем исследовании не изменялись. Во-вторых, разные оценки δ13С в растениях в условиях загрязнения слабо согласованы между собой. Есть указания, что сдвиг δ13С при загрязнении может быть и положительным (Niemelä et al., 1997; Savard et al., 2004; Savard, 2010) и отрицательным (Kwak et al., 2009; Cada et al., 2016). Помимо этого, эти оценки преимущественно получены с использованием отличающейся от нашей методики, так как чаще всего изучали δ13С не в хвое, а в древесине (Niemelä et al., 1997; Savard et al., 2004; Savard, 2010; Cada et al., 2016).

Соотношение 15N и 14N часто зависит от локально действующих факторов. Установленное нами увеличение соотношения 15N/14N в растениях вблизи медеплавильного комбината или смещение δ15N листьев в положительную сторону, во-первых, имеет аналоги, т.е. ранее наблюдалось при других формах антропогенных воздействий (Gebauer et al., 1994; Hofmann et al., 1997; Korontzi et al., 2000; Pearson et al., 2000), и, во-вторых, может быть относительно логично объяснено. Объяснения могут основываться как на представлениях об изменении физиологических механизмов метаболизма азота под прямым влиянием поллютантов (Hofmann et al., 1997), так и на экологических механизмах. Учитывая однотипный характер увеличения δ15N вблизи КМК у растений разных групп, более обоснованным представляется поиск именно общих экологических объяснений.

Известный феномен, который может быть связан с увеличением δ15N в растениях в условиях загрязнения тяжелыми металлами – увеличение глубины залегания корней по сравнению с ненарушенными лесами. Этот феномен строго описан в окрестностях другого металлургического производства на Урале – Среднеуральского медеплавильного завода (Веселкин, 2002). Но необычно глубокое залегание корней Pinus sylvestris мы наблюдали и вблизи КМК: в 2009 г. встречаемость тонких корней сосны в лесах в 15–30 км от КМК была порядка 50–80%, а на расстояниях менее 10 км от КМК – порядка 0–25% (Веселкин, 2013); более того, в части прикопок в импактной зоне КМК корни сосны отсутствовали даже в гумусовых горизонтах, залегая глубже 12–15 см, что для этого вида нехарактерно.

Вероятное объяснение глубокого залегания корней в условиях сильного загрязнения лесных экосистем тяжелыми металлами связано с токсичностью верхних слоев почвы, накопленной вследствие аккумуляции выпадений из атмосферы (Коротеева и др., 2015 а, б). Это дает основание полагать, что глубокое залегание корней вблизи КМК свойственно не только сосне, но, вероятно, и другим растениям. В свою очередь, поскольку с увеличением глубины δ15N почв увеличивается, более глубокое залегание корней вполне может приводить к увеличению содержания тяжелого изотопа 15N в источниках азота, используемых растениями. Такой механизм может обуславливать смещение δ15N в растениях вблизи КМК примерно на 1–1.5‰ в бóльшую сторону, поскольку регрессионный коэффициент для зависимости между δ15N почвы и δ15N растений почти равен +1 (Craine et al., 2015). Еще одна возможная причина увеличения δ15N в растениях вблизи КМК – намечающееся, но статистически недоказанное в рамках нашего исследования увеличение δ15N подстилки и гумусовых горизонтов почв вблизи КМК. В случае, если при последующих исследованиях этот эффект удастся тщательно обосновать, он позволит объяснить смещение δ15N в растениях вблизи КМК еще примерно на 0.8–1‰ в бóльшую сторону.

Наша уверенность в том, что наблюдаемое изменение изотопного состава азота растений вблизи КМК обусловлено изменением почвенных условий, поддерживается еще одним обстоятельством – динамикой значений δ15N в зависимости от уровня техногенного загрязнения у чины Lathyrus vernus – представителя семейства бобовых с ризобиальным азотфиксирующим симбиозом. Изотопный состав азота у этого вида не различался в зависимости от того, рос ли он в условиях загрязнения или на фоновой территории. Бобовые, которые с большой вероятностью используют в качестве источника азота N2атмосферы, относительно независимы от почвенных источников азота, и поэтому отсутствие у чины изменения δ15N листьев в условиях загрязнения тяжелыми металлами хорошо понятно.

Помимо глубокого залегания корней, возможно еще одно гипотетическое объяснение увеличения содержания тяжелого изотопа 15N в растениях в условиях загрязнения тяжелыми металлами. Поскольку обычно наибольшее содержание 15N наблюдается у безмикоризных растений по сравнению с растениями с разными микоризами (Michelsen et al., 1996; Hobbie et al., 2005), к уменьшению δ15N растений вблизи КМК могло бы привести ослабление развития микоризы (экто- и арбускулярной). Такое допущение имеет определенные основания. Известно, что у травянистых растений арбускулярная микориза в техногенных местообитаниях может формироваться менее активно, чем в отсутствии техногенных воздействий (Бетехтина, Веселкин, 2013). Однако эктомикоризы хвойных деревьев вблизи металлургических заводов высоко устойчивы (Веселкин, 2005; 2006; 2013). Таким образом, предположение об изменении микоризного статуса не может служить единственным объяснением изменения δ15N растений вблизи КМК, но, возможно, может быть ответственным за какую-то часть установленных различий.

Степень фракционирования изотопов, особенно азота, потенциально может изменяться в ходе послепожарного восстановления экосистем (Hyodo et al., 2013). Поэтому мы анализировали влияние фактора “давность пожара” как дополнительного к факторам “район” и “функциональная группа растений”. Оказалось, однако, что значения δ13С и δ15N почвы и растений не связаны со временем, прошедшим после последнего пожара. Это обусловлено, вероятно, небольшой длительностью периодов послепожарного восстановления, которые нам удалось наблюдать, – максимум до 60 лет. В регионе нашего исследования, расположенного близко к зональному экотону «южная тайга – лесостепь», пожары в сосновых лесах очень часты, и леса, не горевшие более 60 лет, почти не встречаются. Между тем в большинстве описанных в литературе случаев, когда связь между составом стабильных изотопов и длительностью сукцессии обнаруживали, длительность изучаемых сукцессий варьировала от сотен (Compton et al., 2007; Hyodo et al., 2013) до тысяч (Vitousek et al., 1989; Menge et al., 2011) лет.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Наш основной результат заключается в установлении факта увеличения содержания тяжелого изотопа 15N в растениях нескольких функциональных групп, произрастающих вблизи крупного медеплавильного завода. Насколько мы можем судить, ранее подобный эффект как следствие загрязнения естественных экосистем тяжелыми металлами не описывался. Установленная разность значений δ15N между незагрязненными и загрязненными лесами в листьях растений одноименных функциональных групп – эктомикоризных, с эрикоидными и арбускулярными микоризами – составляет порядка 2–3.5‰. Эти различия сравнимы с различиями δ15N между разными почвенными горизонтами (Martinelli et al., 1999; Меняйло и Хангейт, 2006), несколько меньше, чем типичная разность δ15N между эктомикоризными и безмикоризными растениями, но сравнимы с типичной разностью δ15N между растениями с арбускулярной микоризой и безмикоризными (Craine et al., 2015). Таким образом, изменения δ15N на 2–3.5‰ значительны и указывают на существенные изменения в механизмах и источниках азотного питания растений под воздействием промышленных выбросов металлургического комбината.

×

About the authors

D. V. Veselkin

Institute of Plant and Animal Ecology, Ural Branch, Russian Academy of Sciences

Author for correspondence.
Email: denis_v@ipae.uran.ru
Russian Federation, ul. 8 Marta, 202, Yekaterinburg

O. E. Chashchina

Ilmen State Reserve, Ural Branch, Russian Academy of Sciences

Email: korablik@mineralogy.ru
Russian Federation, Miass

N. B. Kuyantseva

Ilmen State Reserve, Ural Branch, Russian Academy of Sciences; National Research South Ural State University

Email: borisovna_k@mail.ru
Russian Federation, Miass; prosp. V.I. Lenina 76, Chelyabinsk

A. G. Mumber

Ilmen State Reserve, Ural Branch, Russian Academy of Sciences

Email: silver@mineralogy.ru
Russian Federation, Miass

References

  1. Бетехтина А.А., Веселкин Д.В. (2011) Распространенность и интенсивность микоризообразования у травянистых растений Среднего Урала с разными типами экологических стратегий. Экология (3), 176–183.
  2. Веселкин Д.В. (2002) Распределение тонких корней хвойных деревьев по почвенному профилю в условиях загрязнения выбросами медеплавильного производства. Экология (4), 250–253.
  3. Веселкин Д.В. (2005) Реакция эктомикориз Pinus sylvestris L. на техногенное загрязнение различных типов. Сибибирский экологический журнал (4), 753–761.
  4. Веселкин Д.В. (2006) Влияние загрязнения различных типов на разнообразие эктомикориз Pinus sylvestris. Микология и фитопатология 40(2), 122–132.
  5. Веселкин Д.В. (2013) Морфологическая изменчивость и адаптивное значение эктомикориз хвойных: Pinaceae Lindl. Автореф. дисс. … докт. биол. наук. Екатеринбург: Институт экологии растений и животных УрО РАН, 40 с.
  6. Ковда И.В., Олейник С.А., Голубева Н.И., Моргун Е.Г., Макаров М.И. (2011) Изменение изотопного состава углерода органического вещества и карбонатов почв в пределах слабого дрейфа климатических параметров. Известия РАН Серия географическая (2), 51–64.
  7. Комплексный доклад о состоянии окружающей природной среды Челябинской области в 2008 году (2009). М-во по радиационной и экологической безопасности Челяб. обл. Под общ. ред. Г.Н. Подтесова. Челябинск. URL http://mineco174.eps74.ru/htmlpages/Show/protectingthepublic/2008
  8. Коротеева Е.В., Веселкин Д.В., Куянцева Н.Б., Мумбер А.Г. (2015а) Накопление тяжелых металлов в разных органах березы повислой возле Карабашского медеплавильного комбината. Агрохимия (3), 88–96.
  9. Коротеева Е.В., Веселкин Д.В., Куянцева Н.Б., Чащина О.Е. (2015б) Подход к зонированию нарушенных территорий на основе содержания тяжелых металлов в органах сосны обыкновенной (на примере региона Карабашского медеплавильного комбината). Вестник Северо-Восточного научного центра ДВО РАН (3), 86–93.
  10. Макаров М.И. (2009) Изотопный состав азота в почвах и растениях: использование в экологических исследованиях (обзор). Почвоведение (12), 1432–1445.
  11. Меняйло О.В., Макаров М.И., Ченг Ш.К. (2014) Изотопный состав углерода (δ13С) и азота (δ15N) в хвое/листьях и почве в модельных древостоях разных пород. ДАН 456(6), 738–740.
  12. Меняйло О.В. и Хангейт Б.А. (2006) Стабильные изотопы углерода и азота в лесных почвах Сибири. ДАН408(5), 671–674.
  13. Моргун Е.Г., Ковда И.В., Рысков Я.Г., Олейник С.А. (2008) Возможности и проблемы использования методов геохимии стабильных изотопов углерода в почвенных исследованиях. Почвоведение (3), 299–310.
  14. Тиунов А.В. (2007) Стабильные изотопы углерода и азота в почвенно-экологических исследованиях. Известия РАН. Серия биологическая (4), 475–489.
  15. Чибилев А.А., Веселкин Д.В., Куянцева Н.Б., Чащина О.Е., Дубинин А.Е. (2016) Динамика лесных пожаров и климата Ильменского заповедника в 1948–2013 гг. ДАН 468(5), 575–578.
  16. Cada V., Santruckova H., Santrucek J., Kubistova L., Seedre M., Svoboda M. (2016) Complex physiological response of Norway spruce to atmospheric pollution – decreased carbon isotope discrimination and unchanged tree biomass increment. Front. Plant Sci. 7(805).
  17. Compton J.E., Hooker T.D., Perakis S.S. (2007) Ecosystem nitrogen distribution and δ15N during a century of forest regrowth after agricultural abandonment. Ecosystems 10(7), 1197–1208.
  18. Craine J.M., Brookshire E.N.J., Cramer M.D., Hasselquist N.J., Koba K., Marin-Spiotta E., Wang L.X. (2015) Ecological interpretations of nitrogen isotope ratios of terrestrial plants and soils. Plant Soil 369(1–2), 1–26.
  19. Emmerton K.S., Callaghan T.V., Jones H.E., Leake J.R., Michelsen A., Read D.J. (2001) Assimilation and isotopic fractionation of nitrogen by mycorrhizal and nonmycorrhizal subarctic plants. New Phytol. 151(2), 513–524.
  20. Farquhar G.D., Ehleringer J.R., Hubick K.T. (1989) Carbon isotope discrimination and photosynthesis. Annu. Rev. Plant Physiol. Mol. Biol. 40, 503–537.
  21. Gebauer G., Giesemann A., Schulze E.D. Jager H.J. (1994) Isotope ratios and concentrations of sulfur and nitrogen in needles and soils of Picea abies stands as influenced by atmospheric deposition of sulfur and nitrogen-compounds. Plant Soil 164(2), 267–281.
  22. Hobbie E.A., Jumpponen A., Trappe J. (2005) Foliar and fungal 15N:14N ratios reflect development of mycorrhizae and nitrogen supply during primary succession: testing analytical models. Oecologia 146(2), 258–268.
  23. Hofmann D., Jung K., Bender J., Gehre M., Schuurmann G. (1997) Using natural isotope variations of nitrogen in plants as an early indicator of air pollution stress. J. Mass Spectrom. 32(8). 855–863.
  24. Hyodo F., Kusaka S., Wardle D.A., Nilsson M.-C. (2013) Changes in stable nitrogen and carbon isotope ratios of plants and soil across a boreal forest fire chronosequence. Plant Soil 364(1–2), 315–323.
  25. Korontzi S., Macko S.A., Anderson I.C., Poth M.A. (2000) A stable isotopic study to determine carbon and nitrogen cycling in a disturbed southern Californian forest ecosystem. Global Biogeochem. Cy. 14(1), 177–188.
  26. Kozlov M.V., Zvereva E.L., Zverev V.E. (2009) Impacts of point polluters on terrestrial biota. Dordrecht, Heidelberg, London, New-York: Springer, 2009. 466 р.
  27. Kwak J.-H., Choi W.-J., Lim S.-S., Arshad M.A. (2009) Delta C-13, delta N-15, N concentration, and Ca-to-Al ratios of forest samples from Pinus densiflora stands in rural and industrial areas. Chem. Geol. 264(1–4), 385–393.
  28. Martinelli L.A., Piccolo M.C., Townsend A.R., Vitousek P.M., Cuevas E., McDowell W., Robertson G.P., Santos O.C., Treseder K. (1999) Nitrogen stable isotopic composition of leaves and soil: tropical versus temperate forests. Biogeochemistry 46(1–3), 45–65.
  29. Menge D., Baisden W., Richardson S., Peltzer D.A., Barbour M.M. (2011) Declining foliar and litter δ15N diverge from soil, epiphyte and input d15N along a 120000 yr temperate rainforest chronosequence. New Phytol. 190(4), 941–952.
  30. Michelsen A., Schmidt I.K., Jonasson S., Quarmby C., Sleep D. (1996) Leaf 15N abundance of subarctic plants provides field evidence that ericoid, ectomycorrhizal and non- and arbuscular mycorrhizal species access different sources of soil nitrogen. Oecologia 105(1), 53–63.
  31. Niemelä P., Lumme I., Mattson W., Arkhipov V. (1997) 13C in tree rings along an air pollution gradient in the Karelian Isthmus, northwest Russia and southeast Finland. Can. J. For. Res. 27(4), 609–612.
  32. Pearson J., Wells D.M., Seller K.J., Bennett A., Soares A., Woodall J., Ingrouille M.J. (2000) Traffic exposure increases natural N-15 and heavy metal concentrations in mosses. New Phytol. 147(2), 317–326.
  33. Robinson D. (2001) δ15N as an integrator of the nitrogen cycle. Trends Ecol. Evol. 16, 153-162.
  34. Savard M.M. (2010) Tree-ring stable isotopes and historical perspectives on pollution – An overview. Environ. Pollut. 158(6SI), 2007–2013.
  35. Savard M.M., Begin C., Parent M. (2004) Effects of smelter sulfur dioxide emissions: a spatiotemporal perspective using carbon isotopes in tree rings. J. Environ. Qual. 33(1), 13–26.
  36. Smith B.N., Epstein S. (1971) Two categories of 13C/12C ratios for higher plants. Plant Physiol. 47(3), 380–384.
  37. Vitousek P.M., Shearer G., Kohl D.H. (1989) Foliar 15N natural abundance in Hawaiian rainforest: patterns and possible mechanisms. Oecologia 78(3), 383–388.

Supplementary files

Supplementary Files
Action
1. Fig. 1. Area and location of sample plots (●).

Download (170KB)
2. Fig. 2. δ13С and δ15N in the leaves of plants of different functional groups in the Ilmensky Reserve (designations without pouring) and in the impact zone of the Karabash Copper Smelting Plant (designations on a gray background) (m ± SE).

Download (82KB)

Copyright (c) 2019 Russian Academy of Sciences

This website uses cookies

You consent to our cookies if you continue to use our website.

About Cookies