WWW.DISSERS.RU

БЕСПЛАТНАЯ ЭЛЕКТРОННАЯ БИБЛИОТЕКА

загрузка...
   Добро пожаловать!

Pages:     | 1 | 2 || 4 | 5 |

Для оценки степени химического загрязнения почв использовали коэффициент опасности (Ко), который показывает во сколько раз содержание элемента-загрязнителя в пробе выше его ПДК. Опасность загрязнения почвы тем выше, чем больше значение Ко превышает 1. Наибольшее превышение ПДК отмечены для As (6.4) и Cu (1.5). Содержание свинца, ртути и цинка не превышало ПДК и кроме того было близко к фоновому (табл.1).

Таким образом, показано, что наибольший вклад в загрязнение почв Юго-Восточного Закамья вносят мышьяк и медь.

1.2 Биологическая активность выщелоченного чернозема Юго-Восточного Закамья

Важными показателями изменения состояния биологических систем является изменение биомассы микроорганизмов [Ананьева с соавт., 2006]. В целинной почве исследуемой зоны отмечено преобладание суммарной биомассы грибов (в 17.5 раз) по сравнению с бактериями. Исследование только биомассы спор в почве может дать представление о покоящемся запасе (пуле) грибов [Марфенина, 2005]. Для целинного тяжелосуглинистого чернозема Альметьевского района эта величина составила 265 мг/ г почвы. Изменение биомассы мицелия может отражать в целом активизацию или ингибирование развития грибов в почве [Марфенина, 2005]. В весенний период биомасса грибного мицелия составила 107.64 мг/г почвы, а бактерий – 21.25 мг/г почвы. Величина общей суммарной биомассы бактерий и грибов указывает только на запас микроорганизмов определенного типа почвы [Звягинцев, 1996]. Особенности его функционирования обычно оценивают исходя из величины активной биомассы (Cmic), определяемой по интенсивности выделения СО2 из почвы, обогащенной субстратом (Vsir) [Ананьева с соавт., 2006]. Углерод активной биомассы составил 448.80 мкг/ г почвы.

Уровень базального и субстрат-индуцированного дыхания целинного чернозема составил 6.15 и 11.2 мгСО2-С/кг, соответственно, азотфиксации – 0.08 мг N/кг*час.

Микробиологический мониторинг почвы

Известно, что микроорганизмы вносят значительный вклад в формирование почвенного плодородия, участвуя в превращениях гумуса, минеральных элементов, целлюлозы [Мирчинк, 1988; Хамова и др., 2002; Добровольский, Умаров, 2004; Нетрусов с соавт., 2004; Емцев, Мишустин, 2005; Киреева с соавт., 2005]. Рассмотрена структура сообщества аэробных целлюлолитиков при хроническом (почва вблизи нефтескважин), остром (разлив НП) загрязнениях и эффект последействия рекультивации в течение 2 и 6 лет (рис. 1).

В целинной почве отмечено доминирование грибов в структуре сообщества целлюлолитиков. Наибольшая частота встречаемости целлюлозоразрушающих бактерий отмечена в почвах с хроническим загрязнением и в результате рекультивации в течение 6 лет, где они были отнесены к группе доминирующих. При остром и хроническом загрязнении целлюлозоразрушающие грибы перешли из группы доминирующих в группу типично редких. Вероятно, это могло стать следствием недостаточного содержания кислорода в загрязненных почвах, а также антагонистического взаимодействия с возросшей долей бактерий. В результате загрязнения почвы произошло замедление процесса разрушения целлюлозы: в замазученной почве в 1.8 раза по сравнению с контролем. Так же достоверно ниже убыль субстрата была вблизи скважины (в 9 раз) и в рекультивированных почвах (в 2 раза). При изучении влияния тяжелых металлов и рН на сообщество гетеротрофов не выявлено никакой корреляции.

Рис. 1. Структура сообщества целлюлолитиков и целлюлазная активность почвы.

При изучении влияния тяжелых металлов и рН на автохтонную микрофлору достоверная положительная корреляция отмечена только для мышьяка (r=0.83; у=4.641x2-86.63х+689.7). Наибольшее содержание автохтонной микрофлоры выявлено в почве со сроком рекультивации 2 месяца (627.55*103 КОЕ/г почвы). В остальных вариантах не было достоверного отличия от контроля.

Наибольшая численность спорообразующих бактерий отмечена в почвах под 6-летним лугом и вблизи скважины (рис. 2А). В остальных образцах численность не превышала 1*103 КОЕ/г абс.сух.почвы.

Комплекс почвенных актиномицетов чувствителен к нефтяному загрязнению, что проявляется в снижении его численности. Численность актиномицетов в почве возле скважины в 54 раза была ниже по сравнению с контролем (рис.2Б). Негативное влияние нефти на численность актиномицетов может быть обусловлено как токсичностью углеводородов, так и недостаточной аэрацией почвы в результате хронического загрязнения почвы возле скважины. Такое значительное достоверное снижение численности отмечено и в почвах агроценозов. Актиномицеты являются показателями зрелых экосистем. Снижение их численности в почвах техногенного района также может свидетельствовать о сукцессии микроорганизмов [Звягинцев, Зенова, 2001]. О преобразовании зрелой экосистемы в молодую может свидетельствовать и преобладание биомассы грибов, которые развиваются на первом этапе микробной сукцессии, над биомассой бактерий в исследованных почвах Юго-Западного Закамья [Мирчинк, 1976; Щербаков с соавт., 2002]. В почве, отобранной у нефтяной скважины, выявлено 13 видов, в агроценозах – 3 вида, в рекультивированных – 6 видов актиномицетов.

Рис 2. Количество спорообразующих бактерий (А), актиномицетов (Б).

К- контроль, Л1- луг 6 лет, Л2- луг2 года, Л3- луг 2 месяца, А1, А2, А3- агроценозы, С1- скважина, НП – разлив нефтепродуктов.

Загрязнение почвы ТМ и НП ведет к изменению численности микроорганизмов, участвующих в круговороте важнейшего элемента питания – азота. В микрорайоне с синергическим воздействием загрязнителей отмечено снижение численности микроорганизмов, использующих минеральный азот, в результате замазучивания почвы (в 93 раза по сравнению с целиной), хроническое загрязнение почвы не оказало значимого действия на снижение численности микроорганизмов. Ко 2 году рекультивации численность микроорганизмов оставалась ниже контроля (в 2.7 раз), но отмечена тенденция к восстановлению микробного пула – численность возросла по сравнению с замазученной почвой (в 33 раза). Отмеченная положительная корреляция (r=0.72) численности микроорганизмов, использующих минеральный азот, со спорообразующими бактериями может указывать на переход части сообщества в неактивное состояние.

Наибольшая численность аммонификаторов наблюдалась в почвах целины (2*106КОЕ/г почвы), под 6 летним лугом и агроценоза-3 (однако в 70 и 46 раз, соответственно, была ниже целины). С увеличением техногенной нагрузки их численность достоверно снижалась. При этом отмечена положительная корреляция численности аммонификаторов с численностью автохтонной микрофлоры (r=0.82).

Численность денитрификаторов увеличилась в образцах: агроценоза-2, вблизи скважины-1 и при разливе НП (в 2, 4 и 19 раз, соответственно, по сравнению с контролем), что связано с анаэробными условиями и наличием большого количества легкоразлагаемой органики.

Возрастание численности автохтонной микрофлоры, специализирующейся на разложении сложных соединений, (в 2.5 раза по сравнению с контролем) в почве на ранних этапах рекультивацией (2 месяца), вероятно, свидетельствует о более высокой степени гумифицированности органического вещества [Андреюк, 1988].

Отмечено возрастание численности олиготрофной микрофлоры, являющейся основным утилизатором органического вещества, во агроценозе-2 (в 2.5 раза по сравнению с контролем) что вероятно указывает на завершение минерализации органических соединений [Емцев, Мишустин, 2005]

Наибольшая численность копиотрофов отмечена в почве с 2-летним сроком рекультивации (77% от контроля). В почвах с синергичным действием загрязнителей их численность была на одном уровне и не превышала 16% от контроля. В почвах агроценозов численность этой группы микроорганизмов также была низкой: в 1 и 3 агроценозах – 11 и 13 %, соответственно, в 3 агроценозе – в 3 раза ниже контроля.

Интенсивность почвенного дыхания и азотфиксации

Одним из показателей физиологической активности микроорганизмов, отражающей интенсивность окислительно-восстановительных процессов в почве, является интенсивность дыхания [Заварзин, 2003; Ленглер с соавт., 2005]. В целинной почве базальное дыхание (Vbasal) составило 6.15 и субстрат-индуцированное дыхание (Vsir) 11.63 мгСО2-С/кг. В рекультивированных почвах величина Vbasal достоверно не менялась, а Vsir с увеличением загрязнения ТМ возросло в 1.5 раз по сравнению с контролем. В агроценозах с увеличением загрязнения ТМ Vbasal достоверно увеличивалось (в 2 раза по сравнению с целиной), в то время как Vsir достоверно не менялось. В почвах с синергичным действием загрязнителей базальное дыхание почв вблизи скважин достоверно не отличались от почвы с разливом НП, в которой Vsir в 3 раза было меньше контроля.

Стимуляция азотфиксирующей активности отмечена только в почве одного из агроценозов (3-й) (в 6 раз по сравнению с целиной).

Метаболический коэффициент (qCO2) является показателем развития почв и может быть индикатором хода экологической сукцессии наземной экосистемы [Ананьева с соавт., 2002]. Наибольшая величина метаболического коэффициента выявлена в 3-м агроценозе и в почве со сроком рекультивации 2 месяца (1 и 0.77 мгСО2-С/кг, соответственно), что свидетельствует об интенсивных процессах разложения в этих почвах. Помимо реакции на внесение органического вещества, увеличение qCO2 является общим ответом почвенной микробной биомассы на длительное загрязнение тяжелыми металлами и не зависел от значений рН почвы. В почвах с синергическим загрязнением ТМ и НП значения метаболического коэффициента достоверно не различались и не превышали 0.28 мгСО2-С/кг. При изучении влияния загрязнения почвы тяжелыми металлами на величину метаболического коэффициента (qCO2) выявлена достоверная средняя отрицательная корреляция с содержанием мышьяка (y = 0,013x1.329; r=-0.69). Наибольшее значение метаболического коэффициента наблюдалось в почве с высоким содержанием As. Возрастание величины метаболического коэффициента почвы в результате природных и антропогенных воздействий может свидетельствовать об изменении экофизиологического статуса микроорганизмов и, тем самым, быть показателем нарушения или стресса в микробном сообществе. С увеличением концентрации мышьяка метаболический коэффициент возрастал, следовательно, возрастала и степень стресса в микробном сообществе. Токсическое воздействие мышьяка (на фоне других загрязнителей) могло стать причиной снижения уровня почвенной биомассы в результате гибели микробных клеток в почве с 2-месячным сроком рекультивации, что могло вызвать увеличение qCO2.

Ферментативная активность почвы

Изменение уровня биологической активности может служить мерой антропогенного воздействия на почвы. Проведено исследование влияния тяжелых металлов и pH на ферментативную активность почв. Для исследования выбрано четыре фермента: уреаза, протеаза, каталаза, целлюлаза, как наиболее чувствительных к антропогенным нагрузкам [Хазиев, Фатхиев, 1981; Звягинцев с соавт., 1982; Lai et al., 1999; Rost et al., 2001; Новоселова, 2004; Киреева с соавт., 2006].

При изучении ферментов трансформации соединений азота отмечено, что уреазная активность проявила чувствительность к исследованным концентрациям марганца (y=-3E-05x2+0.0405x-13.694; r=-0.73) и острому типу загрязнения (образец НП). А протеазная активность проявила чувствительность к меди и хрому (y=0.0019x2-0.1594x+3.4263; r=-0.90 и y=-0.0009x2+0.0981x-1.9215; r=-0.97, соответственно) при данных концентрациях. Уровень активности ферментов повышается к 6 году рекультивации.

Каталазная активность почвы проявила чувствительность к Pb (y = 0.011x2 – 0.206x+0.899; r=-0.68) и Hg (y=0.0119x2-0.206x+0.89; r=0.82) при исследованных концентрациях. Наибольшие концентрации Pb наблюдаются в гумусовых горизонтах, что объясняется образованием стабильных Pb2+-органических комплексов [Карпухин, 1998; Водяницкий, 2006]. Выявленная в наших экспериментах низкая чувствительность каталазной активности к меди в дозе до 100 мг/кг подтверждается результатами других авторов [Галиулин, 2006].

Отмечена зависимость между содержанием марганца и целлюлазной активностью (y=1E-12x4.520; r=0.83). В почвах с хроническим и острым загрязнением активность фермента достоверно снизилась. Причем большее снижение активности отмечено вблизи скважины (в 4.8 раз по сравнению с контролем). Активность многих почвенных ферментов, в том числе и целлюлаз, в наибольшей степени проявляется при иммобилизации их на носителях – гумусовых кислотах [Киреева и др., 2000]. Вероятно, ингибирование активности целлюлазы при загрязнении можно объяснить нарушением процессов иммобилизации ферментов вследствие изменения насыщенности основаниями почв. Может быть, происходит инактивация ферментного комплекса продуктами окисления или сополимеризации нефтяных углеводородов на носителе – гуминовых веществах.

Для антропогенно нарушенных черноземов Юго-Восточного Закамья построен следующий ряд ферментов по убыванию чувствительности к синергическому типу загрязнения: целлюлаза - протеаза > уреаза > каталаза. Это, безусловно, будет определять возможность их практического использования для индикации загрязнения почвенного покрова металлами.

Фитотоксичность почв

Показано, что техногенные ландшафты характеризуются увеличением уровня почвоутомления в зависимости от степени загрязнения. Острое и хроническое загрязнения почв ингибировали суммарную сухую биомассу растений, всхожесть растений (до 100% ингибирования), что подтверждается исследованиями других авторов [Тупицина с соавт., 2001; Реутова, 2008]. Причем отмечено ингибирование в большей степени корней, чем проростков растений. На загрязненных почвах причиной гибели растений и снижения продуктивности сельскохозяйственных культур являются ухудшение свойств почвы и непосредственное токсическое действие поллютантов на растения [Хазиев, Фатхиев, 1981; Зарипова с соавт., 2001; Ekundayo et al., 2001; Киреева с соавт., 2006]. Отмечено преобладание в образцах почв зоны техногенеза биомассы грибов над биомассой бактерий, доминирование токсинообразующих грибов в структуре сообщества почвенных микромицетов.

2.Характеристика грибов рода Trichoderma

Pages:     | 1 | 2 || 4 | 5 |






© 2011 www.dissers.ru - «Бесплатная электронная библиотека»