Размещено на http://www.allbest.ru/

РЕАКЦІЯ МІКРОБІОЦЕНОЗІВ ЧОРНОЗЕМУ ТИПОВОГО НА РІВЕНЬ ЙОГО ЗАБРУДНЕННЯ ВАЖКИМИ МЕТАЛАМИ

Грінченко Т.О., Журавльова І.М., Маклюк О.І., (Харківський національний педагогічний університет ім. Г.С. Сковороди, ННЦ “Інститут ґрунтознавства та агрохімії ім. О.Н. Соколовського” УААН, м. Харків)

Досліджено вплив забруднення важкими металами (ВМ) чорнозему типового Харківської області на структуру мікробного ценозу та ферментативну активність ґрунту. Встановлено, що протягом 4 років після внесення ВМ мікробні угруповання не відновлюються в повній мірі і функціонують в умовах значного зниження чисельності основних еколого-трофічних груп мікроорганізмів та ферментативної активності. Виявлено специфічний вплив різних доз металів (Сd, Pb, Ni, Cr), а також їх сумісний вплив на формування мікробіоценозів ґрунту, що зумовлено індивідуальною трансформацією металу протягом тривалого час.

The influence of polluting typical chernozem soils in Kharkiv region by heavy metals on the microbiocenosis structure and soil enzymatic activity is considered. It was fixed that during four years after carrying in heavy metals microbiocenosis don't recover completely and function under conditions of reduced quantity of basic ecological and trophic groups of microorganisms and enzymatic activity. The specific influence of different doses of metals (Сd, Pb, Ni,Cr) and their combinations caused by long-time individual metal transformation on the formation of soil microbiocenosis is fixed.

В сучасних умовах техногенне забруднення ґрунтів носить глобальний характер. В Україні більш як 4,5 млн. га забруднені здебільшого техногенними відходами - важкими металами, нафтопродуктами, радіонуклідами тощо. Негативними наслідками тривалих і інтенсивних антропогенних впливів є розвиток деградаційних процесів у ґрунтах [10].

Біологічна деградація техногенно забруднених ґрунтів визначається як процес стійких змін їх біологічних властивостей і проявляється у зміні чисельності мікроорганізмів, зменшенні видового розмаїття і порушенні оптимального співвідношення різних видів ґрунтової мезо- і мікрофауни, розвитку патогенної мікрофлори та зміні інтенсивності протікання біохімічних процесів [9, 10]. Відповідно оцінити рівень техногенного впливу на формування деградації можна за допомогою біологічних показників. Хоч для біологічних показників характерна варіабельність та динамічність і, крім того, вони не є генетично детермінованими (залежать від вологості і температури ґрунту), проте мають високу інформативність і з їх допомогою можна всебічно оцінювати екологічний стан ґрунту [11]. Такими показниками є загальна чисельність і чисельність основних еколого-трофічних груп мікроорганізмів та їх співвідношення (показники оліготрофності і мінералізації-іммобілізації азоту), ферментативна активність ґрунту, інтегральні біологічні показники (продукування двоокису вуглецю, нітрифікаційна, амоніфікувальна здатність тощо), сумарний біологічний показник, загальна продуктивність ґрунтової системи [3,5,6]. Характер змін біологічних показників залежить від типу антропогенного навантаження, його тривалості та інтенсивності впливу на ґрунт, взаємодії з іншими природними та антропогенними факторами. До основних техногенних факторів відносяться забруднення важкими металами та аерогенне забруднення викидами промислових підприємств і транспорту [1,5,13,16]. За відносно короткочасного впливу факторів деградації і після припинення їх дії функціональна здатність ґрунтової системи швидко відновлюється. Помітити незворотні зміни можна лише тоді, коли негативний вплив є досить сильним і (або) тривалим. Мікробіологічні і біохімічні показники дозволяють визначити глибину впливу антропогенного навантаження вже на ранніх стадіях і дати інтегральну оцінку стану ґрунту і його біоценозу [3,12,14]. Саме на них базується біологічна діагностика ґрунтів - розпізнавання фактичного стану ґрунту за біологічними показниками та прогнозування динамічних тенденцій в ньому, з визначенням як дольового, так і загального ефекту впливу на ґрунт факторів антропогенного походження.

Мета роботи - визначити вплив різних доз металів (Сd, Pb, Ni, Cr), а також їх сумісної дії на формування мікробіоценозів чорнозему типового та ферментативну активність ґрунту.

Мікропольовий дослід було закладено у 2003 році на чорноземі типовому (вміст гумусу 2,96%, 106 мг/кг Р2О5, 96 мг/кг К2О), зразки якого були відібрані на дослідному полі Харківського національного аграрного університету. Повторність варіантів трьохкратна. Важкі метали (Сd, Pb, Ni, Cr) вносилися в ґрунт у вигляді нітратів в кількості, яка відповідала перевищенню місцевого кларку цих металів для чорноземів Харківській області в 4 і 8 разів. При цьому виходили з літературних даних, що ГДК для Сd складає 0,8 - 1 мг/ кг, для Pb - 10 мг/кг для Cr - 52 мг/кг, для Ni - 25 мг/кг [15]. Схема досліду має наступну структуру: 1. Контроль; 2. Сd, 4 кларки; 3. Сd, 8 кларків; 4. Pb, 4 кларки; 5. Pb, 8 кларків; 6. Ni, 4 кларки; 7. Ni, 8 кларків; 8. Cr, 4 кларки; 9. Cr, 8 кларків; 10. ?(Сd, Pb, Ni, Cr), 4 кларки; 11. ?(Сd, Pb, Ni, Cr), 8 кларків. У зразках ґрунту, відібраних для аналізу з глибини 0-30 см орного шару, визначалися чисельність мікроорганізмів за методом посіву ґрунтової суспензії на відповідні поживні середовища [7] і біохімічні властивості ґрунту за показниками активності ферментів інвертази, дегідрогенази [16] і поліфенолоксидази [8]. Проведено математичну обробку отриманих результатів за методикою Доспєхова.

Результати досліджень, отриманих в 2006 році, показали, що незважаючи на достатньо тривалий період, що минув з моменту внесення ВМ (4 роки), у ґрунті продовжують спостерігатися істотні відмінності між варіантами досліду в залежності від забруднювача та рівня забруднення. Як свідчать дані табл.1, під впливом внесених ВМ у ґрунт зменшено чисельність мікроорганізмів майже всіх еколого-трофічних груп. Спостерігається значне пригнічення чисельності евтрофних мікроорганізмів на 64,7% в середньому по рівням забруднення відносно контрольного варіанту (без внесення солей ВМ), серед яких найбільше зниження на 71% виявлено у органотрофів і на 59% - в угрупованнях мікроорганізмів, що засвоюють мінеральний азот. Максимальний негативний вплив спостерігається на варіантах з поліелементним забрудненням, де рівень забруднення 4 кларки знижує кількість органотрофів на 77,4%, а при дозі 8 кларків - на 89%. Зниження чисельності мікроорганізмів, що засвоюють органічний азот, як показала математична обробка результатів, на 97% відбулися під впливом варіантів. Найменша суттєва різниця на рівні вірогідності 0,95 дорівнювала 1,4 млн/г.

Наступних істотних змін зазнали мікроорганізми, які засвоюють мінеральний азот: під впливом Рb пригнічена чисельність на 74,2% при дозі забруднення 4 кларки і на 65,7% - при дозі у 8 кларків. Факт зниження чисельності органотрофних угруповань вже відмічався іншими науковцями [3], але в умовах дії поліелементного забруднення протягом короткого строку (декількох діб), після чого спостерігалося незначне відновлювання чисельності цієї групи в результаті перебудови мікробного угруповання за рахунок розмноження резистентних мікроорганізмів. Але подальше збільшення рівня забруднення ВМ продовжувало негативно впливати на органотрофні мікроорганізми. Ці зміни чисельності мікроорганізмів на 98% відбулися під впливом варіантів. Найменша суттєва різниця на рівні вірогідності 0,95 дорівнювала 1,3 млн/г.

Проведені нами спостереження вказують на продовження стійкого функціонування мікробоценозу в умовах істотного зниження чисельності основних еколого-трофічних груп мікроорганізмів, зокрема не тільки органотрофів, а й грибів і оліготрофів, які знизили чисельність в середньому на 51,3% і на 20,2% відповідно, не зважаючи на той факт, що оліготрофні мікроорганізми вважають найстійкішими до впливу ВМ [3]. Особливо істотного негативного впливу зазнала оліготрофна група мікроорганізмів на варіантах з Сd, де виявлено зниження чисельності в середньому на 44,8%. Це пояснюється пролонгованою максимальною токсичною дією цього елементу на ґрунтову біоту. У деяких випадках, зокрема на варіантах з Cr з рівнем забруднення 8 кларків, спостерігалося збільшення чисельності оліготрофних мікроорганізмів на 25% у порівнянні з контролем, що може пояснюватися існуванням значної долі резистентних до хрому мікроорганізмів серед цієї групи, а також тривалістю строку післядії елементу, який здебільшого знаходиться у важкорозчинних формах і не впливає на зазначені показники.

Таблиця 1

Вплив післядії забруднення важкими металами на формування мікробного ценозу чорнозему типового

мікробіоценоз чорнозем забруднення метал

Таблиця 2

Вплив післядії забруднення важкими металами на ферментативну активність чорнозему типового

*ТФФ - трифенилформазан

Але в той же час, завдяки здатності пристосування мікробних угруповань до несприятливих умов за принципом взаємозаміни на фоні зниження чисельності чутливих груп мікроорганізмів зростав кількісний показник грибів. Так, на варіантах з поліелементним забрудненням чорнозему типового при значному зниженні евтрофів чисельність грибів була найбільшою у порівнянні з іншими забрудненими варіантами. Слід зазначити, що такої взаємозаміни у варіантах з Рb і Cr не відбувалося, тому розрахований нами сумарний біологічний показник за Ацци [4] виявив найбільш негативний вплив післядії цих металів на мікробні угруповання і склав в середньому 38,0% та 41,5% відповідно, тоді як для незабрудненого ґрунту він був 95%.

Якщо звернути увагу на вплив різних рівнів забруднення ВМ за сумарним біологічним показником, то на варіантах з Cd і Ni при концентрації у 4 та 8 кларків різниці не виявлено, але значення показників були досить низькими і складали в середньому 47% і 49% відповідно, що засвідчує суттєвий негативний вплив післядії цих металів вже на зазначених рівнях забруднення. Стосовно варіантів з солями Рb і Cr, виявлено зростання сумарного біологічного показника при збільшенні забруднення до 8 кларків, зокрема в 1,5 та в 2,0 рази відповідно, що можливо пояснюється існуванням 4-етапної реакції на зростаючий градієнт концентрації забруднювача, а саме формуванням при зазначеній дозі резистентних популяцій у „зоні резистентності” за рахунок, як вже відмічалося, грибів - на варіантах з Рb і оліготрофів - на варіантах з Сr. Тільки у випадку з поліелементним забрудненням при збільшенні рівня забруднення до 8 кларків відмічалося зниження показника в 1,3 рази.Для встановлення інтенсивності і спрямованості метаболічних процесів в мікробному ценозі в умовах забруднення ВМ визначена активність ферментів різних класів: дегідрогенази, поліфенолоксидази (клас оксидоредуктаз), які відіграють провідну роль у окислювально-відновлювальних процесах ґрунту та беруть участь у синтезі гумусових речовин в ґрунті, та інвертази (клас гідролаз), які впливають на збагачення ґрунту доступними для рослин і мікроорганізмів поживними речовинами, руйнуючі високомолекулярні органічні сполуки.Найчутливішими до післядії ВМ виявлено дегідрогеназа та поліфенолоксидаза, де рівень активності яких знижено на 0,2-55% і на 33-65% відповідно (табл. 2). Ферменти цього класу каталізують найбільш чутливий до дії ВМ процес „дихання ґрунту” В той же час, зниження дегідрогеназної активності може бути пов'язане із зниженням рухомої органічної речовини в ґрунті, а зниження активності поліфенолоксидази із пригніченням реакції поліконденсації фенольних сполук, які утворюються в ґрунті в результаті трансформації органічних матеріалів. Інвертаза відноситься до ферментів, що каталізує гідроліз вуглеводів, які надходять до ґрунту, головним чином, у складі рослинних решток. Тому на час проведення аналізування активність її зросла, але на функціональну стійкість цього ферменту 4-річна післядія ВМ суттєво не вплинула. Взагалі, ранжування зниження активності кожного ферменту виявило специфічність післядії кожного металу, дози його внесення і поліелементного забруднення: дегідрогеназа - Cr (4)>Pb(8)>У(8), Ni(8)>У(4)>Ni (4)>Pb(4), Cr(8)>Сd(8)>Сd(4); поліфенолоксидаза - У(8)>Сd(8), Ni(4)>Pb(8) >Ni(8)>Pb(4)>Сd(4)>У(4)>Cr(4))>Cr(8); інвертаза - Ni(4)>У(8)>Pb(8)>Сd(4) >Ni(8)>Сd(8)>Cr(4)>Cr(8)>У(4)>Pb(4).

Внесення ВМ у чорнозем типовий продовжує впливати на формування і функціонування мікробних угруповань протягом тривалого 4-річного терміну дії, що проявилося у значних змінах кількісного співвідношення мікробних популяцій в угрупованнях за рахунок пригнічення росту чутливих до забруднення ВМ мікроорганізмів (в більшості це органотрофи) та заміни резистентними популяціями (оліготрофами і грибами). При цьому виявлена специфічність впливу кожного металу та дози його внесення на мікробний ценоз ґрунту. Для визначення рівня негативного впливу післядії полютантів на біохімічні властивості мікробоценозів інформаційними показниками є активність ферментів дегідрогенази та поліфенооксидази, які проявили диференційовану чутливість до кожного забруднювача та його дози внесення у грунт.

Література

1.Агроэкологическая концепция орошения черноземов / Под ред. П.И. Коваленко, С.А. Балюка, В.В. Лелявского. - Харьков, 1997. - 82с.

2.Андреюк Е.И. Почвенные микроорганизмы и интенсивное землепользование / Е.И. Андреюк, Г.А. Иутинская, А.Н. Дугеров. - Киев: Наукова думка, 1988. - 192с.

3.Андреюк К.І., Іутинська Г.О., Античук А.Ф. та ін. Функціонування мікробних угруповань в умовах антропогенного навантаження. К.: Обереги, 2001. - 240с.

4.Ацци Дж. Сельскохозяйственная экология. - Москва - Ленинград, 1959. - 480с.

5.Байрак Н.В. Загрязнение почв Донбасса металлами атмосферных выбросов предприятий угольной промышленности // Агрохімія і ґрунтознавство. - 1994. - Вып. № 57. С. 91-97.

6.Дуда В.И. Микробиологическая характеристика орошаемых черноземов Одесской области / В.И. Дуда, И.И. Черноморченко, Н.М. Горюхова // Проблемы ирригации почв юга Черноземной зоны. - Москва: Наука - 1980. - С. 142-161.

7. Звягинцев Д.Г. Методы почвенной микробиологии и биохимии /Д.Г.Звягинцев, И.В. Асеева, И.П. Бабьева, Т.Г. Мирчинк - Москва: МГУ, 1980. - 224с.

8. Карягина Л.А. Определение активности полифенолоксидазы и пероксидазы в почве /Л.А. Карягина, Н.А Михайловская // Весці АН БССР, серія с/г навук. - Мінск. - 1986. - № 2. - С. 41-42.

9. Колесников С.И. Влияние загрязнения тяжелыми металлами на микробную систему чернозема / С.И. Колесников, К.Ш. Казеев, В.Ф. Вальков // Почвоведение. - 1999. - № 4. - С. 505-511

10. Левин С.В. Тяжелые металлы как фактор антропогенного воздействия на почвенную микробиоту / С.В. Левин, В.С. Гузев, И.В. Асеева // Микроорганизмы и охрана почв. - Москва: МГУ,1989. - С. 5-46.

11. Медведев В.В. Мониторинг почв Украины - Харьков: Антиква, 2002. - 428с.

12. Медведева М.В., Башмет О.Н., Яковлев А.С. Биологическая диагностика агротехногенного загрязнения лесных почв восточной Фенноскандии // Почвоведение - 2003. - № 1. - С. 106-112.

13. Ромащенко М І. Зрошення земель в Україні. Стан та шляхи поліпшення / М.І. Ромащенко, С.А. Балюк. - Київ: Світ, 2000. - 114с.

14. Свирскене А. Микробиологические и биохимические показатели при оценке антропогенного воздействия на почвы // Почвоведение - 2003. - № 2. - С. 202-210.

15. Фоновий вміст мікроелементів у ґрунтах України / За редакцією Фатєєва А.І., Пащенко Я.В.//ННЦ „Інститут ґрунтознавства і агрохімії ім. О.Н. Соколовського”. - Харків, 2003. - 117с.

16. Хазиев Ф.Х. Ферментативная активность почв - Москва: Наука, 1976,-180с.

Размещено на Allbest.ru