Загрязнение тяжелыми металлами и дыхательная активность микроорганизмов в нативных почвах и искусственных субстратах (на примере заповедного участка “Ямская степь”)
Автор: Бакунович Н.О., Хохлова О.С., Мякшина Т.Н., Русаков А.В., Шаповалов А.С.
Журнал: Бюллетень Почвенного института им. В.В. Докучаева @byulleten-esoil
Статья в выпуске: 85, 2016 года.
Бесплатный доступ
Участок “Ямская степь” заповедника “Белогорье” расположен в Белгородской области вблизи сосредоточения предприятий горно-добывающей промышленности: Лебединского и Стойленского ГОК, комбинатов “КМАруда” и Оскольский металлургический, ТЭЦ и др. Учитывая, что “Ямская степь” является особо охраняемой природной территорией и при этом испытывает значительную техногенную нагрузку, необходимость изучения свойств доминирующих почв и проведения оценки загрязнения их тяжелыми металлами (ТМ) приобретает актуальное значение. Целью работы являлась оценка токсичности загрязнения почв “Ямской степи” ТМ в зависимости от изучения дыхательной активности микроорганизмов нативных почв мониторинговых площадок (МП) и искусственно созданных смесей почвы с пылью из цехов комбината, содержащей повышенные количества ТМ. Исследования нативных почв на МП не выявили зависимости базального дыхания от типа почвы, лишь слабо и единично от типа землепользования. В почвах только двух из 21-й изученной МП обнаружены признаки нарушения функционирования микробного сообщества. Измерения валовых форм ТМ показали относительное превышение концентрации на этих МП Сu, Zn, Zr, Sn, Pb, As. Опыты с искусственными субстратами позволили заключить, что добавление пыли с ТМ, взятой из цехов Лебединского ГОКа, сказывается на микробиологической активности, вызывая интенсификацию выделения СО2, как в случае измерения скорости базального, так и субстрат-индуцированного дыхания. Но только в вариантах при равном соотношении почва/пыль, что маловероятно в природных условиях, это влияние было значительным. Необходим поиск более чувствительных индикаторов загрязнения ТМ изучаемых почв.
Тяжелые металлы, загрязнение, черноземы, дыхательная активность микробоценоза, мониторинговые площадки, натурные и имитационные эксперименты, ямская степь
Короткий адрес: https://sciup.org/14313670
IDR: 14313670 | DOI: 10.19047/0136-1694-2016-85-131-149
Текст научной статьи Загрязнение тяжелыми металлами и дыхательная активность микроорганизмов в нативных почвах и искусственных субстратах (на примере заповедного участка “Ямская степь”)
Во многих работах продемонстрировано, что минерализаци-онная или дыхательная активность почвенных микроорганизмов может являться сенситивным индикатором загрязнения почв тяжелыми металлами (ТМ) на естественных территориях вокруг промышленных предприятий (Berg et al., 1991; Aceves et al., 1999; Филимонова и др., 2000; Евдокимова, Зенкова, 2003) . Однако отклик микробного сообщества на загрязнение бывает неоднозначным и выражен в разной степени. Во многих случаях обнаружено не угнетение, а стимуляция учитываемых тест-реакций (Кабиров и др., 1997; Яковлев, 2000; Девятова, 2005; Шунелько, Федорова, 2006; Терехова, 2007) , что приводит к необходимости поиска причин этого явления. Поэтому продолжение исследований в данном направлении с привлечением разных подходов весьма актуально.
Участок “Ямская степь” государственного природного заповедника “Белогорье” расположен на северо-востоке Белгородской области, где на относительно небольшой площади сосредоточены предприятия горно-добывающей промышленности: Лебединский ГОК, Стойленский ГОК, комбинат “КМАруда”, Оскольский металлургический комбинат, ТЭЦ и др. Ямская степь граничит непосредственно с Лебединским ГОК, и при сильном ветре, стоя на ее территории, можно наблюдать клубы пыли, поднимающиеся с отвалов предприятия. Роза ветров ближайшего к заповедному участку пункта метеонаблюдений (г. Губкин) представлена на рис. 1, из которого видно, что, хотя преимущественные ветра дуют мимо Ямской степи, вероятность ветров Ю, ЮЗ и ЮВ направления, захватывающих территорию заповедника, составляет около 40%, что тоже немало. Значительные объемы перерабатываемого сырья для выплавки металла, технологические “хвосты” и отходы, недостаточно утилизируемые пылегазовыбросы создают избыточную техногенную
с
—Z Z"-

Ветер ю ■ Штиль
Рис. 1. Роза ветров, г. Губкин (по данным ресурса World Weather).
нагрузку на экосистемы окружающих территорий, прежде всего, на почву, загрязняя ее ТМ, поступающими по воздуху вместе с пылью из цехов и отвалов.
Цель работы – оценка токсичности загрязнения почв и ландшафтов участка “Ямская степь” заповедника “Белогорье” ТМ на основе изучения сети мониторинговых площадок ( МП ). При этом комплексные почвенные исследования проводили с использованием традиционных методов исследования общих свойств почв, с одной стороны, и чувствительных к загрязнению микробиологических тестов, с другой.
ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ
Вокруг Ямской степи в Белгородской области в 2013–2015 гг. заложили сеть пунктов комплексных наблюдений (мониторинговых площадок) за воздействием Лебединского ГОК на экосистемы этого заповедного участка. В 2013–2014 гг. исследовали 21-у мониторинговую площадку (табл. 1). Провели морфогенетический анализ полнопрофильных почвенных разрезов, названия почв даны согласно Классификации и диагностики почв России (2004).
Со всех МП отобрали пробы с глубины 0–5 см. В пробах определяли содержание органического углерода (Сорг) по Тюрину, рН водной вытяжки, гранулометрический состав методом пипетки с диспергацией пирофосфатом натрия и содержание валовых форм ТМ. Определение содержания ТМ проводили масс-спектральным методом с индуктивно-связанной плазмой, или атомноэмиссионным методом с индуктивно-связанной плазмой. Содержание Mn, Cd, Fe определяли атомно-абсорбционным методом в ацетатно-аммонийной вытяжке (рН 4.8).
В пробах, отобранных с глубины 0–5 см, в лабораторных условиях измеряли микробиологическую активность почв ( V basal ) по интенсивности выделения СО 2 при увлажнении, соответствующем 65– 70% от ППВ, и температуре 24оС в трехкратной повторности. Скорость субстрат-индуцированного дыхания ( V sir ) измеряли при внесении в почву избытка доступного для микробов субстрата – глюкозы (Anderson, Domsch, 1978) . На основе измеренных V basal и V sir рассчитывали содержание микробного углерода (С mic ) и метаболический коэффициент ( q CO 2 ) (Благодатская и др., 1995) .
Дополнительно провели опыты с пылью, загрязненной ТМ (полученной из цехов Лебединского ГОКа), получали искусственные смеси этой пыли с почвой, методику вырабатывали в ходе эксперимента, поэтому ее описание поместили в следующий раздел.
РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ
Общие свойства почв МП и дыхательная активность нативных почв. Содержание С орг в верхнем слое (0–5 см) гумусовоаккумулятивного горизонта на изученных пунктах наблюдений варьирует от 3.69 (6.3% в пересчете на гумус) (МП Галичи, разр. Н4) до 2.06 (3.6% в пересчете на гумус) (МП Ямская степь, Суры, разр. Н11) (рис. 2А).
Поверхностные горизонты почв отличаются слабокислой, близкой к нейтральной, и нейтральной реакцией среды, т.е. условиями, необходимыми для проведения исследования по интенсивности выделения СО 2 микроорганизмами. Показатели кислотности всех точек наблюдения лежат в пределах 5.0–6.4 ед. pH (МП Романово, разр. Н1 и МП Барское, разр. Н7 соответственно) (рис. 2Б).
По гранулометрическому составу почвы МП незначительно различаются, это и средне- и тяжелосуглинистые отложения с содержанием физической глины от 42 до 54%.
Дыхательная активность микроорганизмов изменяется в широком диапазоне: от 0.6 (МП Ямская степь, Суры, разр. Н11, МП Садки, разр. Н33) до 2.2 мкг С/(г ч) (МП Барское, разр. Н7) (рис. 3).
Таблица 1. Сеть пунктов комплексных наблюдений за воздействием Лебединского ГОК на экосистемы Ямской степи
№ |
Пункт, |
Почва |
Ближай- |
Бас- |
Расстоя- |
Азимут |
раз- |
координаты, |
ший пункт, |
сейн |
ние от |
к центру |
|
реза |
положение в рельефе |
администр ативный район |
реки |
центра/ границы промзоны ЛебГОК, км |
ЛебГОК |
|
Н11 |
Ямская степь, Суры, 51°11'59.085"N 37°38'32.407"E, наветренное |
Стратозем темногумусовый сверхмощный тяжелосуглинистый профильно оглеен-ный на овражнобалочных наносах |
Загорный, Губкинский |
Чуфи-чка |
6.9 1.0 |
9° |
Н13 |
Ямская степь, плакор, 51°11'23.8"N 37°38'46.403"E, некосимый участок, наветренное |
Чернозем миграционно-мицелярный среднемощный тяжелосуглинистый средне карбонатный на карбонатных лёссовидных суглинках |
Загорный, Губкинский |
Чуфи-чка-Дубе-нка |
7.9 2.0 |
6° |
Н12 |
Ямская степь, плакор, 51°11'23.8"N 37°38'46.403"E, косимый участок, наветренное |
Чернозем миграционно-мицелярный мощный среднесуглинистый глубоко карбонатный на карбонатных лёссовидных суглинках |
Загорный, Губкинский |
Чуфи-чка-Дубе-нка |
7.9 2.0 |
6° |
Н21 |
Ямская степь, Еремкин Лог, 51°10'38.4"N 37°39'02.9"E, подветренное |
Чернозем глинистоиллювиальный среднемощный тяжелосуглинистый на бурых глинах |
Загорный, Губкинский |
Дубе-нка |
9.1 3.0 |
4° |
Н6 |
Должик, 51°9'8.594"N 37°33'15.987"E, наветренное |
Темно-серая тяжелосуглинистая среднемощная на бескарбонатных лёссовидных суглинках |
Дубравка, Губкинский |
Дубе-нка |
14.0 6.0 |
31° |
Н9 |
Хмелеватое, 51°6'42.64"N 37°26'37.207"E, наветренное |
Чернозем глинистоиллювиальный тяжелосуглинистый среднемощный на бескарбонатных лёссовидных суглинках |
Мелавое, Губкинский |
Орлик |
22.4 12.7 |
43° |
№ |
Пункт, |
Почва |
Ближай- |
Бас- |
Расстоя- |
Азимут |
раз- |
координаты, |
ший пункт, |
сейн |
ние от |
к центру |
|
реза |
положение в рельефе |
администр ативный район |
реки |
центра/ границы промзоны ЛебГОК, км |
ЛебГОК |
|
Н8 |
Водяное, 51°4'57.059"N 37°31'17.585"E, наветренное |
Темногумусовая мощная тяжелосуглинистая на карбонатных лёссовидных суглинках, подстилаемых элювием меловых отложений |
Дальняя Ливенка, Губкинский |
Орлик |
21.9 13.8 |
26° |
Н19 |
Вислое, 51°2'11.772"N 37°24'34.846"E, наветренное |
Чернозем глинистоиллювиальный тяжелосуглинистый мощный на бескарбо-натных лёссовидных суглинках |
Конь-шино, Губкинский |
Ольшанка |
30.3 21.2 |
36° |
Н3 |
Сенное, 51°12'28.663"N 37°30'30.343"E, наветренное |
Стратозем темногумусовый сверхмощный тяжелосуглинистый на овражно-балочных наносах |
Сергиев-ка, Губкинский |
Оско-лец |
11.9 2.5 |
61° |
Н18 |
Воробьево, 51°02'0.057"N 37°28'30.003"E, наветренное |
Чернозем глинистоиллювиальный мощный тяжелосуглинистый на бескарбонатных лёссовидных суглинках |
Коньши-но, Губкинский |
Ольшанка |
28.3 19.9 |
28° |
Н1 |
Романово, 51°13'48.398"N 37°28'55.447E, наветренное |
Чернозем глинистоиллювиальный оподзоленный среднемощный тяжелосуглинистый глубокооглеенный на пролювиальноделювиальных переотложенных бурых глинах |
Сергие-вка, Губкинский |
Оско-лец |
12.6 4.6 |
75° |
Н5 |
Кленовенькое, 51°11'2.679"N 37°28'20.497"E, подветренное |
Стратозем темногумусовый сверхмощный тяжелосуглинистый |
Пугачи, Губкинский |
Орлик |
15.4 5.7 |
57° |
Н4 |
Галичи, 51°10'28.892"N 37°28'1.038"E, |
Темногумусовая мощная тяжелосуглинистая на |
Пугачи, Губкинский |
Орлик |
16.3 6.6 |
55° |
№ разреза |
Пункт, координаты, положение в рельефе |
Почва |
Ближайший пункт, администр ативный район |
Бассейн реки |
Расстояние от центра/ границы промзоны ЛебГОК, км |
Азимут к центру ЛебГОК |
Н7 |
наветренное Барское, |
бескарбонатных лёссовидных суглинках, подстилаемых меловыми отложениями Темногумусовая |
Копцево, |
Орлик |
17.2 |
14° |
Н14 |
51°6'38.209"N 37°35'55.922"E, подветренное Осинник, |
маломощная тяжелосуглинистая на красно-бурых глинах Темногумусовая |
Губкинский Старох- |
Орлик |
10.4 23.9 |
1° |
Н16 |
51°3'1.629"N 37°39'14.739"E, наветренное Косино, |
глинисто-иллювииро-ванная среднемощная тяжело суглинистая на бурых глинах, подстилаемых меловыми отложениями Темногумусовая |
мелевое, Чернян-ский Кочегуры, |
Оль- |
17.1 26.8 |
10° |
Н15 |
51°1'21.529"N 37°35'52.563"E, подветренное Резников Яр, |
слитизированная мощная тяжелосуглинистая на бурых глинах Темно-серая |
Чернян-ский Ольша- |
шанка Оль- |
20.2 27.1 |
0° |
Н32 |
51°1'0.736"N 37°39'41.024"E, подветренное Обручное, |
стратифицированная маломощная тяжелосуглинистая на бурых глинах Темногумусовая |
нка, Черня-нский Ковыли- |
шанка Ха- |
20.9 33.9 |
359° |
Н33 |
50.95613°N 37.67445°E, подветренное Садки, |
глинисто-иллювииро-ванная остаточно карбонатная среднемощная тяжелосуглинистая на бурых глинах, подстилаемых переотложенными меловыми отложениями Темногумусовая |
но, Чер-нянский Верхнее |
лань Ха- |
– 40.1 |
7° |
50.90226°N 37.59580°E, наветренное |
метаморфизованная глинисто-иллювииро-ванная среднемощная тяжелосуглинистая на бурых глинах |
Кузькино, Чернян-ский |
лань |
– |
№ |
Пункт, |
Почва |
Ближай- |
Бас- |
Расстоя- |
Азимут |
раз- |
координаты, |
ший пункт, |
сейн |
ние от |
к центру |
|
реза |
положение в рельефе |
администр ативный район |
реки |
центра/ границы промзоны ЛебГОК, км |
ЛебГОК |
|
Н35 |
Репное, 50.98851°N 37.41460°E, наветренное |
Чернозем глинистоиллювиальный среднемощный легкоглинистый на бурых глинах |
Жилин Колодезь, Губкинский |
Ольшанка |
34.7 – |
30° |
Н36 |
Перелесок 2, координаты не определили |
Чернозем глинистоиллювиальный мощный тяжелосуглинистый на бурых глинах |
Кочегуры, Чернян-ский |
Ольшанка |
30.1 23.5 |
10° |
Самые низкие значения зафиксированы в стратоземе темногумусовом, расположенном в днище балки (МП Ямская степь, Суры, разр. Н11); черноземе глинисто-иллювиальном (МП Воробье-во, разр. Н18) и темногумусовой метаморфизированной почве (МП Садки, разр. Н33). Наибольшие показатели базального дыхания обнаружены в темногумусовой маломощной почве (МП Барское, разр. Н7), темно-серой (МП Должик, разрез Н6), черноземе миграцион-но-мицелярном (МП Ямская степь, плакор, разр. Н12) и черноземе глинисто-иллювиальном (МП Ямская степь, Еремкин лог, разр. Н21). Таким образом, зависимость базального дыхания от типа почвы не прослеживается. Однако отмечена некоторая связь с режимом землепользования: на плакоре косимого участка Ямской степи (чернозем миграционно-мицелярный, разр. Н12) уровень V basal выше, чем на некосимом участке (та же почва, участки расположены в нескольких метрах друг от друга, разр. Н13).
Наибольшие значения содержания С mic обнаружены в тех же МП, что и в случае с V basal (МП 6, 7, 12, 21). Максимальные величины С mic достигают 168 мг C/100 г почвы (МП Барское, разр. Н7) в темногумусовой маломощной почве. Минимальные же значения зафиксированы в темно-серой стратифицированной почве (МП Резников Яр, разр. Н15) и черноземе глинисто-иллювиальном (МП Воробьево, разр. Н18), 30.1 и 20.6 мг C/100 г почвы соответственно. При этом уровень V basal на этих МП не был самым низким.

Hl H4 Нб Н8 НИ Н13 Н15 Н18 Н21 НЗЗ НЗб
Рис. 2. Содержание органического углерода (А) и рН (Б) в почвенных пробах с глубины 0–5 см на МП.
Следует отметить, что в почвах разр. Н15 (МП Резников Яр) и Н18 (МП Воробьево) наблюдаются самые высокие показатели метаболического коэффициента q CO 2 : 0.369 и 0.375 соответственно (рис. 4). Все остальные МП укладываются в диапазон значений от 0.052 до 0.143. На участках косимой (разр. Н12) и некосимой (разр. Н13) Ямской степи с черноземом миграционно-мицелярным

Рис. 3 . Содержание углерода микробной биомассы (А) и уровень базального дыхания (Б) в почвенных пробах с глубины 0–5 см на МП.

зафиксированы практически одинаковые значения q CO 2 . С точки зрения антропогенного загрязнения величины q CO 2 , превышающие 0.1–0.2, отражают угнетение и нарушение микробного сообщества (Благодатская и др., 1995) . Анализ удельной скорости базального дыхания ( V basal /С орг , мкг С/(г ч)) – величины, которая может служить косвенной характеристикой устойчивости

Рис. 4. Метаболический коэффициент qCO2 (А), отношение базального дыхания к содержанию органического углерода (Б) в почвенных пробах с глубины 0–5 см на МП.
органического вещества к разложению, показал, что наименьшие значения зафиксированы в МП Воробьево (разр. Н18) – 0.266 мкг С/(г ч) и Садки (разр. Н33) – 0.270 мкг С/(г ч). Чем ниже значения Vbasal/Сорг, тем менее подвержено органическое вещество почв минерализации и соответственно более стабильно (Мостовая и др., 2015). Наибольшие значения отмечены в Барском (разр. Н7) – 0.727 мкг С/(г ч) и на участках косимой и некосимой степи в заповеднике (разр. Н12 и Н13), 0.684 и 0.651 мкг С/(г ч) соответственно.
Для целей нашего исследования важно, что низкие значения удельной скорости базального дыхания означают уменьшение содержания легкодоступного субстрата в органическом веществе, которое может быстро разлагаться микроорганизмами, такие значения косвенно свидетельствуют об угнетенном состоянии микробного сообщества (в данном случае считали, что качество органического вещества одинаковое, так как почвы одного биоклима-тического ряда).
В работе изучали содержание валовых форм ТМ (табл. 2). Повышенными концентрациями Сu выделяется МП Еремкин лог (разр. Н21); Zn – Резников Яр (разр. Н15); Zr – Барское (разр. Н7), Резников Яр (разр. Н15) и Косино (разр. Н15); Sn и Pb – Должик (разр. Н6) и Резников Яр (разр. Н15); As – Воробьево (разр. Н18). Лишь для одной из опробованных МП получена связь превышения ПДК с ингибированием микробного сообщества – это Резников Яр (разр. Н15), который характеризуется наибольшим содержанием Sr, Zn, Zr, Sn и Pb, коэффициент q CO 2 здесь составляет 0.369. В МП Воробьево (разр. 18), для которого получен высокий q CO 2 и наименьшая удельная скорость V basal – 0.375, отмечается повышенное относительно других опробованных МП содержание As, но не превышающее ПДК. Коэффициенты корреляции содержания валовых форм ТМ для изученных МП с q CO 2 представлены в табл. 2. Выявлена средняя корреляция (более 0.5) между Sr и q CO 2 , близкая к средней (0.44) для Co и слабые корреляции для остальных ТМ. Для других показателей корреляционный анализ показал слабые и очень слабые связи с содержанием ТМ, поэтому эти данные не приводятся.
Эксперименты с искусственными субстратами. Полученные результаты измерения дыхательной активности почв в нативных образцах не cмогли в полной мере ответить на поставленные задачи. Несмотря на локальные превышения концентраций ТМ и некоторое угнетение микробного сообщества почв, о котором судили по интегральным показателям дыхательной активности, было не ясно, является ли перенос с воздушными массами пыли из
Таблица 2. Содержание тяжелых металлов валовых форм, мкг/г
цехов и отвалов ГОК причиной ингибирования микробов в почвах МП. Поэтому, помимо исследований дыхательной активности нативных почв МП, провели два эксперимента с искусственными субстратами, которые основывались на определении скорости выделения СО 2 в специально полученной смеси почвы и пыли с высоким содержанием ТМ. Пыль брали из цехов Лебединского ГОКа; почву – с участка косимой степи (разр. Н12). В пыли, взятой для опытов, зафиксированы следующие концентрации ТМ (мкг/г): 28–52 V, 47–110 Cr, 15–59 Ni, 7–20 Cu, 12–35 Zn, 5.2–16 As, 11–110 Sr, 16–110 Zr, 5.1–12 Pb. Вариабельность содержания связана с тем, что в разных цехах пыль включала неодинаковые количества ТМ. В первом этапе эксперимента использовали пыль с условным названием РУ, во втором – ГО ФОК, содержание ТМ в них приведено в табл. 2.
Первый эксперимент включал в себя определение V basal и V sir в трех вариантах смесей: 90% почвы и 10% пыли, 50% почвы и 50% пыли, 10% почвы и 90% пыли при одинаковой навеске. Контролем к каждому варианту служили смеси прокаленной почвообразующей породы и той же почвы в тех же соотношениях: 90% почвы и 10% породы, 50% почвы и 50% породы, 10% почвы и 90% породы.
Второй эксперимент включал определение V basal и V sir в смесях, где к фиксированной навеске 5 г почвы добавляли по 1, 2, 3, 4, 5 г пыли. Контролем также служили смеси почвы и породы в тех же соотношениях. Дополнительным контролем для второго опыта являлись нативная почва, прокаленная порода и пыль. Во всех опытах повторность трехкратная.
В первом опыте стремились получить качественную реакцию, которая бы показала, каким образом загрязненная пыль влияет на дыхательную активность микробных сообществ. Выяснилось, что смесь прокаленной породы и почвы продемонстрировала ожидаемый результат: с повышением содержания породы, уменьшалась дыхательная активность вплоть до нулевых значений, когда в смеси 10% почвы и 90% породы V basal составило 0.01, а V sir – 0.08 мкг С/(г ч) (рис. 5). Это ожидаемый результат, поскольку при внесении в почву пустой или чистой (не загрязненной ТМ) породы происходит разбавление субстрата (в данном случае – нативной почвы), а, следовательно, нарушение среды обитания микрооргани-
А
Б

Содержание пыли/породы, %
Содержание пыли/породы, %
Рис. 5. Уровень базального (А) и субстрат-индуцированного (Б) дыхания в первом опыте с пылью, загрязненной ТМ, и чистой прокаленной породой: 1 – варианты с пылью, 2 – варианты с породой.
змов, интенсивность дыхания должна снижаться, что и наблюдали. В случае со смесью пыли, содержащей ТМ, и почвы наблюдалась такая же картина: чем больше становились пропорции пыли в почве, тем меньше выделение СО 2 как в нативной, так и в субстрат-индуцированной почве. Но здесь во всех трех вариантах выделение СО 2 происходило гораздо интенсивнее, чем в аналогичных в количественном отношении смесях почвы и породы. То есть в смесях с пылью, обогащенной ТМ, микроорганизмы не угнетались, а наоборот, показывали большую интенсивность дыхания, как базального, так и субстрат-индуцированного по сравнению с вариантами смесей с прокаленной породой, лишенной ТМ.
Второй этап эксперимента имитировал процесс постепенного накопления пыли в почве. Пошаговое повышение концентрации пыли в почве не проявлялось заметно в скорости базального дыхания и было практически одинаковым с чистой почвой (рис. 6А, сравниваем с вариантом 7) до тех пор, пока соотношение почва– пыль не достигло 1/1 (5 г почвы + 5 г пыли). Лишь в этом случае скорость выделения СО 2 заметно снизилась по сравнению с чистой почвой. При измерении скорости V sir видно постепенное уменьшение этого показателя от 1 к 5 г добавленной в почву пыли (рис. 6Б), скорость V sir начинает достоверно отличаться от дыхания чистой почвы уже начиная с варианта 3 г пыли на 5 г почвы. При этом варианты с чистой (без ТМ) породой показали постепен-

Образец
Рис. 6. Уровень базального (А) и субстрат-индуцированного (Б) дыхания во втором опыте с пылью, загрязненной ТМ, и чистой породой; образцы: 1, 2, 3, 4 и 5 – количество грамм пыли/породы, добавленное к 5 г почвы, 6 – контроль с прокаленной породой, 7 – контроль с почвой, 8 – контроль с пылью; а – варианты с пылью, б – варианты с прокаленной породой.
ное уменьшение скорости как базального, так и субстрат-индуцированного дыхания, и во всех вариантах уровень дыхания в смесях с породой был ниже, чем с пылью.
По сути, получили ту же картину, как и в опыте 1: в вариантах смесей с пылью, загрязненной ТМ, скорость дыхания была выше по сравнению с вариантами смесей с породой при том, что
“чистая” пыль и “чистая” порода в контролях (образцы 6 и 8 на рис. 6 соответственно) давали одинаковые и близкие к нулевым значения измеряемых показателей.
ЗАКЛЮЧЕНИЕ
Изучение нативных почв, отобранных на МП, не выявило зависимости базального дыхания от типа почвы, лишь слабо и единично – от типа землепользования. Вместе с тем, в некоторых случаях складываются стрессовые условия для микробного сообщества. Для них характерен максимум активности микробного сообщества и увеличение скорости минерализации органического углерода. Измерения валовых форм ТМ показали относительное (но не достигающее ПДК) превышение концентраций Сu, Zn, Zr, Sn, Pb, As.
Опыты с искусственными смесями подтвердили предположение о том, что добавление пыли, обогащенной ТМ, заметно сказывается на микробиологической активности, вызывая интенсификацию выделения СО 2 , как в случае измерения скорости базального, так и субстрат-индуцированного дыхания.
В результате опытов с искусственными субстратами установлено, что однозначный и статистически достоверный вывод о превышении скорости дыхания микроорганизмов по сравнению с обычной незагрязненной почвой для изучаемого региона может быть получен при значительной концентрации пыли в почве, доходящей до уровня 3 г пыли на 5 г почвы, а лучше 5 г пыли к 5 г почвы (1 к 1), что трудно представить в натурных условиях. Поэтому необходимо продолжить поиск более чувствительных индикаторов загрязнения изучаемых почв.
Institutskaya, 2
Список литературы Загрязнение тяжелыми металлами и дыхательная активность микроорганизмов в нативных почвах и искусственных субстратах (на примере заповедного участка “Ямская степь”)
- Благодатская Е.В., Ананьева Н.Д., Мякшина Т.Н. Характеристика состояния микробного сообщества по величине метаболического коэффициента//Почвоведение. 1995. № 2. С. 205-210.
- Девятова Т.А. Биоэкологические принципы мониторинга и диагностика загрязнения почв//Вестник ВГУ. Сер. Химия. Биология. Фармация. 2005. № 1. С. 105-106.
- Евдокимова Г.А., Зенкова И.В. Влияние выбросов алюминиевого завода на биоту почв Кольского полуострова//Почвоведение. 2003. № 8. С. 973-979.
- Кабиров P.P., Сагитова А.Р., Суханова Н.В. Разработка и использование многокомпонентной тест-системы для оценки токсичности почвенного покрова городской территории//Экология. 1997. № 6. С. 408-411.
- Классификация и диагностика почв России. Смоленск: Ойкумена, 2004. 342 с.
- Мостовая А.С., Курганова И.Н., Лопес де Гереню В.О., Хохлова О.С., Русаков А.В., Шаповалов А.С. Изменение микробиологической активности серых лесных почв в процессе естественного лесовосстановления//Вестник ВГУ. Сер. Химия. Биология. Фармация. 2015. № 2. С. 64-72.
- Терехова В.А. Биоиндикация и биотестирование в экологическом контроле//Использование и охрана природных ресурсов в России. Информационно-аналитический бюл. 2007. № 1 (91). С. 88-90.
- Филимонова Ж.В., Покаржевский А.Д., Зайцев A.C., Криволуцкий Д.А., Фергуф С.К. Экологические механизмы устойчивости почвенной биоты к загрязнению металлами//Докл. РАН. 2000. Т. 370. С. 571-573.
- Шунелько Е.В., Федорова А.И. Экологическая оценка городских почв и выявление уровня токсичности тяжелых металлов методом биотестирования//Вестн. Воронеж. гос ун-та. География и экология. 2000. №. 4. С. 77-83.
- Яковлев А.С. Биологическая диагностика и мониторинг состояния почв//Почвоведение. 2000. № 1. С. 70-79.
- Aceves M.B., Ansorena C.G.J., Dendooven L., Brookes P.C. Soil microbial biomass and organic e in a gradient of zinc concentrations in soils around a mine spoil tip//Soil Biol. Biochem. 1999. V. 31. P. 867-876.
- Anderson T.H., Domsch K.H. The metabolic quotient for CO2 (qCO2) as a specific activity parameter to assess the effects of environmental conditions, such as pH, on the microbial biomass of forest soils//Soils Biol. Biochem. 1993. V. 25. P. 393-395.
- Berg C., Ekbohm G., Soederstroem B.E., Staaf H. Reduction of decomposition rates of Scots pine needle litter due to heavy-metal pollution//Water, Air Soil Pollution. 1991. V. 59. P. 165-178.