ДЕПОНИРОВАНИЕ УГЛЕРОДА В БОЛОТНЫХ КОМПЛЕКСАХ МОРДОВСКОГО
– содержание углерода в %, прирост торфа получен из модели роста отложений.
Согласно радиоуглеродному датированию накопление торфа в болоте Столбовое началось около 3000 кал. л. н. (календарных лет назад).
В период с 3000 до 1000 кал. л. н. скорость вертикального прироста торфа составляла 0,65 мм/год. В период 1000–450 лет скорость накопления торфа возросла до 0,87 мм/
год. И в течение последних 450 лет скорость вертикального прироста торфа растет до 1,5 мм/
год. Содержание органического углерода в исследованном болоте изменяется от 39,1 % в верховом сфагновом торфе до 53,4 % в низинном травяном торфе (рис. 2). В среднем содержание
Сорг составляет 49,7 %. Вниз по профилю торфяной залежи выявлен рост концентраций Сорг. Полученные величины содержания углерода близки к величинам, характерным для болот низинного типа и переходных торфов верховых болот [Инишева и др., 2013].
Удельная плотность сухой массы торфа показала тесную связь с ботаническим составом торфа и привносом минеральных частиц в торф. Для низинного травяного торфа удельная плотность сухой массы составляла 0,1–0,15 г/
см3, для переходных среднеразложившихся сфагновых и травяно-сфагновых торфов этот показатель изменяется в пределах 0,15 до 0,5 г/
см3,в плохо разложившемся верховом сфагновом торфе ее значение падает до 0,1 г/см3 и ниже.
Высокое содержание азота (2–2,5 %) и низкое значение соотношения углерода к азоту (около 20:1) в период 3000–1250 кал. л.
н. (рис. 2) показывают, что болото находилось в низинной стадии развития в условиях богатого минерального питания. После 1250 кал. л. н соотношение C/N растет до 30:1–
35:1, а содержание азота падает до 1,5 %, что указывает на переход болота к мезотрофной стадии развития. В течение последних 300–
400 лет из-за нарушений почвенного покрова, очевидно, произошел привнос минеральных веществ, соотношение С/N снизилось до 20:1, а количество азота вновь увеличилось и составило около 2 % (рис. 2).
Полученные данные показали, что запас углерода в болоте – около 6,7 кг/м2. Скорость накопления углерода в болоте Столбовое в период 3000–2500 кал. л. н. составляла около 50 г/м2*год (рис. 2). В период 2500–1700 кал.
л. н. скорость накопления углерода возросла до 100–200 г/м2*год, достигая максимума 250 г/м2*год около 2000 кал. л. н. Рост скорости депонирования углерода, вероятно, связан со сменой растительных сообществ, эволюцией болота из низинной стадии в переходную и изменениями условий в болотной экосистеме.
Увлажнение климата около 2500 кал. л. н.
[Новенко, 2020] привело к подъему уровня болотных вод, которые в карстовой воронке богаты кальцием, и росту продуктивности растительных сообществ. В течение последних 1700 лет скорость накопления углерода снизилась до 50 г/м2*год, что обусловлено переходом болота в олиготрофную стадию. Увеличение накопления углерода до 150–170 г/м2*год в интервалы 1300–
1200 кал. л. н. и 300–100 кал. л. н. вызвано, возможно, привносом минеральных веществ в болото в результате нарушения почвенно- растительного покрова при освоении территории человеком. Согласно оценкам Инишевой с соавт. [2013], в среднем по России современная скорость аккумуляции углерода колеблется от 10,3 г С/м2 в год в полигональных болотах до 51,7 г С/м2 в год в низинных травяных болотах. Ряд исследователей также отмечают рост скорости накопления с уменьшением возраста [Beilman et al., 2009; Charman et al., 2015]. Полученные нами данные по болоту Столбовое выявили аномально высокие скорости накопления углерода в период 2500–1500 кал. л. н. Сопоставление скорости накопления торфа и степени его разложения, для количественной оценки которой использованы остатки регрессионной модели оптической плотности торфа (рис. 2), показало слабую взаимосвязь между этими параметрами.
Рис. 2. Результаты анализа торфяной залежи болота Столбовое
Исследование выполнено при поддержке проекта РФФИ № 20-05-00234.
1. Инишева Л.И., Кобак К.И., Турчинович И.Е. Развитие процесса заболачивания и скорость аккумуляции углерода в болотных экосистемах России // География и природные ресурсы. 2013. № 3. С. 60–69.
2. Кац Н.Я., Кац С.В., Скобеева Е.И. Атлас растительных остатков в торфах. Москва : Недра, 1977. 376 с.
3. Новенко Е.Ю. Динамика ландшафтов и климата в Центральной и Восточной Европе в голоцене:
палеогеографические аспекты прогноза возможных изменений природной среды // Экосистемы: экология и динамика. 2020. Т. 4, № 4. С. 57–80.
4. Amesbury M.J., Gallego-Sala A., Loisel J. Peatlands as prolific carbon sinks // Nature Geoscience. 2019. Vol.
12. P. 880–888.
5. Beilman D.W., MacDonald G.M., Smith L.C., Reimer P.J. Carbon accumulation in peatlands of West Siberia over the last 2000 years // Global Biogeochemical Cycles. 2009. Vol. 23. GB1012. doi: 10/1029/2007GB003112 6. Blaauw M., Christen J.A. Flexible paleoclimate age-depth models using an autoregressive gamma process //
Bayesian Analysis. 2011. Vol. 6. P. 457–474.
7. Chambers F.M., Beilman D.W., Yu Z. Methods for determining peat humification and for quantifying peat bulk density, organic matter and carbon content for palaeostudies of climate and peatland carbon dynamics // Mires and Peat. 2010. No. 7. P. 1–10.
8. Charman D.J., Amesbury M.J., Hinchliffe W. Drivers of Holocene peatland carbon accumulation across a climate gradient in northeastern North America // Quaternary Science Reviews. 2015. Vol. 121. P. 110–119.
Уран (VI) является распространенным источником загрязнения по всему миру, что обусловлено как природными (выветриванием ураноносной породы), так и техногенными (накоплением на участках добычи, переработки или обогащения урана) факторами [Regenspurg et al., 2010 и др.]. Подвижность урана (VI) в окружающей среде в значительной степени контролируется восстановлением и осаждением в виде U-содержащей твердой фазы, сорбцией на неорганических частицах и биомассе, включая гуминовые кислоты (ГК), и/или переносом коллоидами или природными органическими веществами, чаще всего фульвокислотами (ФК) [Bordelet et al., 2018; Cumberland et al., 2016 и др.]. Крайне важно понять эти механизмы для прогноза осаждения или высвобождения U(VI) в загрязненных водах и отложениях и разработать соответствующие стратегии для его связывания или удаления.
Целью нашего исследования являлось определить степень связывания урана на торфяных сорбентах, химически модифицированных с применением гуминовых кислот и железа. Для этого предварительно проведены лабораторные испытания модификации торфов, отобранных с территории болотного массива рядом со шламохранилищем ПАО «Новосибирский завод химических концентратов» (НЗХК), а затем на территории исследований применялись закачки растворенных гуминовых кислот и железа в качестве метода улучшения емкостных свойств торфа существующего болотного массива.
Объект исследований. ПАО «НЗХК»
является действующим пунктом длительного хранения низкорадиоактивных отходов РАО.
Хвостохранилище локализовано в тальвеге р. Пашенки, в верхней части заболоченного лога, перегороженного дамбой. На протяжении длительного времени фильтрующиеся через борта и днище хвостохранилища атмосферные осадки, обогащаясь тяжелыми металлами и радиоактивными элементами, попадали в низинное болото, образуя полиэлементную геохимическую аномалию. Подробная характеристика химического состава вод
и отложений территории представлена в предыдущих работах авторов [Boguslavsky et al., 2019; Safonov et al., 2021].
Методика лабораторных работ и методы анализа. В лабораторных условиях были проведены испытания сорбционной емкости химически модифицированных торфов с применением гуминовых кислот и железа.
Для этого были установлены три колонки с загрязненными торфяными отложениями территории НЗХК: одну колонку обрабатывали раствором ГК, вторую – Fe(III), третья колонка была контрольной (без применения реактивов).
Колонки высотой 10,0 см и внутренним диаметром 2,5 см заполнялись влажным осадком, далее вертикальным способом заполнялись подготовленными растворами из расчета 150 мл, содержащих соответственно 500 мг/л растворенных ГК, 1.0М раствор Fe(III), приготовленный путем растворения FeCl3·6H2O в дистиллированной воде. Скорость заполнения растворов составила 3 дня. Затем все колонки выщелачивались смоделированными грунтовыми водами с концентрацией урана 1,0 ммоль/л. Растворы отбирались в следующих временных интервалах: 30 мин., 1, 2, 4, 6, 8, 12, 24, 48, 72 ч.
Для выявления форм нахождения урана в торфах проводились эксперименты модифицированного селективного фракционирования на основе методики Тессье [Tessier, 1979]. Анализ растворов выполнялся в аналитическом центре ИГМ СО РАН (ICP- MS, ELEMENT FINNIGAN MAT), содержание ГК определялось по методу Тюрина. Пробы твердого вещества анализировались методом РФА-СИ с регистрацией на Si(Li)-детекторе на станции элементного анализа ВЭПП-3 ИЯФ СО РАН. Изучение элементного и минерального состава торфа проводилось на электронном сканирующем микроскопе TESCAN MIRA.
Кинетика адсорбции U при модификации торфа с применением ГК и Fe. Данные по скорости и степени адсорбции урана представлены на рис. 1. Адсорбция на сорбенте без ГК (рис. 1а) заняла ~ 8 часов до достижения равновесия, при этом адсорбировалось около 86 % исходного 1,0