- активность окислительно-восстановительных ферментов по методам: каталазы по А.Ш. Галстяну, пероксидазы, полифенолоксидазы по Карягиной, Михайловской, описанным Хазиевым Ф.Х (2005)

- полевую влажность, полную влагоёмкость и потенциальную кислотность почвы по методам, описанным в книге «Агрохимические методы…, 1975»

- pH водной вытяжки по Е.В. Аринушкиной (1970)

Определение полевой влажности почв: (Агрохимические методы..., 1975)

На технических весах определяем массу металлического бюкса с крышкой. Бюкс вдавливаем в почву. Почву подрезаем ножом, бюкс вынимаем и содержимую в ней почву подравниваем вровень с краями бюкса. Определяем массу бюкса с почвой, помещаем в термостат с открытой крышкой на 2 часа при t = 105-110 °С и охлаждаем в эксикаторе. Определяем массу охлаждённого бюкса и вновь ставим в термостат на 2 ч., затем охлаждаем и определяем массу. Содержание гигроскопической воды (W) вычисляется по формуле:

W =

Где: - масса бюкса без почвы;

- масса бюкса с почвой до высушивания;

- масса бюкса с почвой после высушивания.

W = =3

Полная влагоёмкость почвы: (Агрохимические методы…, 1975)

Для определения полной влагоемкости необходимо взять стеклянную трубку диаметром 2-3 см, длиной 15 см с одного конца, обвязываем марлевой салфеткой, под которую подкладываем бумажный фильтр, и определяем массу. Трубку заполняем слегка измельченным почвенным материалом до отметки 10-12 см.

Определяем массу трубки с почвой на технических весах. Разность второго и первого определения составляет массу почвы. Трубку медленно погружаем в сосуд с водой, таким образом, чтобы уровень воды был на 1 см выше отметки на трубке, и оставляем ее в таком положении на 15 минут.

Спустя указанное время трубку с почвой извлекаем из воды и в вертикальном положении закрепляем в штативе на 1 мин., чтобы дать возможность стечь избытку воды. В дальнейшем снимаем трубку со штатива, протираем снаружи фильтровальной бумагой для удаления оставшейся воды и определяем массу на технических весах. Расчет воды, удерживаемой почвой после насыщения, производим по формуле:

A =

где -- масса трубки, - масса трубки с почвой, - масса трубки с почвой после ее насыщения водой.

A = = 64

Полную влагоемкость Wmax вычисляем суммированием процентного содержания гигроскопической воды W и воды, удерживаемой почвой после насыщения A:

Wmax = W+A

Wmax = 3 + 64 = 67 %

Отсюда рассчитываем влажность почвы, чтобы она составила 60% от полной влагоемкости при помощи пропорции:

500 г. 100 %

х 67 %

х = 335 г.

Находим объем воды для почвы при влажности 60%:

335 г. 100 %

х 60 %

х = 201 мл. воды /500 г. Почвы

Кислотность почвы: Кислотность - важнейшая агрохимическая характеристика почвы и выражается обычно величиной рН, или водородный показатель, представляет собой отрицательный логарифм концентрации водородных ионов.

По степени кислотности (величине рН) почвы делятся на следующие группы:

сильнокислотные рН<4,5

кислые рН 4,6-5,5

слабокислые рН 5,6-6,0

нейтральные рН 6,1-7,0

щелочные рН 7,1-8,0

сильнощелочные рН>8,1

Определение величины pH водной вытяжки (Аринушкина, 1970): Почвенную суспензию готовим при отношении почвы к воде 1:2,5. Определение проводим в фильтрате или в суспензии до фильтрования вытяжки. Для этого отбираем в химический стаканчик 10-20 мл суспензии и определяем pH с помощью рН-метра. Это определение выполняем в первую очередь. В зависимости от значения pH определяем щелочность или кислотность водной вытяжки.

Определение pH солевой вытяжки (Агрохимические методы…, 1975): Из каждого хорошо перемешенного образца берем две навески по 20 г воздушно-сухой почвы и помещаем в коническую колбу емкостью 100 мл. В каждую приливаем по 50 мл 50 мл 1 н. раствора хлористого калия.

Содержание колб хорошо взбалтываем и оставляем на ночь до полного оседания почвы и просветления находящейся в колбе жидкости. По окончании указанного срока осторожно, берем пипеткой порцию отстоявшегося прозрачного раствора и определяем в нем рН.

Для приготовления 1,0 н. раствора хлористого калия отвешиваем на технических весах 75 г соли. Растворяем его в 400-500 мл дистиллированной воды и доливаем дистиллированную воду до 1 л.

Реакция раствора должна быть около рН 5,5-6,0 и устанавливаем, в случае необходимости, прибавлением нескольких капель разбавленной соляной кислоты или разбавленной щелочи (если рН раствора меньше 5,5).

Методы определения окислительно-восстановительных ферментов: Для определения активности окислительно-восстановительных ферментов используем методы, описанные Ф.X. Хазиевым (2005):

- определение активности каталазы по А.Ш. Галстяну (1965);

- определение активности пероксидазы по Л.А. Карягиной, Н.А. Михайловской (1986);

- определение активности полифенолоксидазы по JI.А. Карягиной, Н.А. Михайловской (1986).

Каталаза (1.11.1.6) (Номенклатура ферментов, 1979) (по методу А.Ш. Галстяна, 1965).

Роль каталазы в живом организме и в почве заключается в том, что она разрушает ядовитую для организмов перекись водорода. Перекись водорода образуется в процессе дыхания живых организмов и в результате различных биохимических реакций окисления органических веществ (Хазивев, 2004; Федотов и др., 2005).

Ход анализа: 1 г навески почвы вносим в 100 мл колбу А (каталазник) добавляем 0,5 г СаСОз, на дно колбы помещаем фарфоровый тигель емкостью 5 мл 3% раствора перекиси водорода.

Плотно закрываем колбу каучуковой пробкой, в которой стеклянная трубка соединяется с мерной бюреткой (Б) толстым резиновым шлангом через тройник (В) (рис. 2). Резиновый шланг через тройник уравниваем грушевидной воронкой, которая соединяется с двумя бюретками. Заполняем водой грушу и бюретки.

С помощью груши, поднимая или опуская, уравниваем уровень воды в груше и бюретках, которая после уравнивания закрепляем на определенной высоте. Затем закрываем тройник для устранения сообщения прибора с внешней средой. Постоянно контролируем необходимый уровень воды в бюретках, что свидетельствует о температурном равновесии в приборе.

Рис. 2 Газометрическая схема определения каталазной активности.

Начало опыта отмечаем по секундомеру в тот момент, когда сосуд с перекисью опрокидываем и содержимое колбы встряхиваем. Взбалтывание смеси проводим в течение всего опыта, не касаясь колбы руками, держа ее за пробку. Выделяющийся кислород вытесняется из бюретки водой, уровень которой отмечаем через 0,5, 1 и 2 мин.

Контролем служит стерилизованная сухим жаром (180°) почва Активность каталазы выражаем в миллилитрах , выделяющегося за 1 мин на 1 г почвы.

Реактивы: ; 3%-ный раствор . Концентрацию пергидроля проверяем периодически, рабочий раствор готовим непосредственно перед анализом.

Пероксидаза (1.11.1.7) (Номенклатура ферментов, 1979) по методу JI.А. Карягиной, Н.А. Михайловской, 1986).

Пероксидазы осуществляют окисление органических веществ почв (фенолов, аминов, некоторых гетероциклических соединений) за счёт кислорода перекиси водорода и других органических перекисей, образующихся в почве в результате жизнедеятельности микроорганизмов и действия некоторых оксидаз.

В качестве субстрата используют гидрохинон, который окисляется под Действием пероксидазы в присутствии кислорода перекиси в 1,4-п-бензохинон, имеющий жёлтую окраску.

Ход анализа:

1 г почвы в коннческой колбе емкостью 50 мл заливаем 10 мл свежеприготовленного 1%-ного раствора гидрохинона, 1 мл 0,05%-ного на 30 мин при 30 °С. В качестве контроля в термостат помещаем смесь растворов гидрохинона и перекиси водорода без почвы. После инкубации в опытные и контрольные колбы добавляем по 10 мл этилового спирта, тщательно перемешиваем и смесь фильтруем или центрифугируем. Спиртовую вытяжку, имеющую жёлтую окраску, колориметрируем на фотоколориметре с синим светофильтром против контрольных растворов. Количество парабензохинона рассчитываем по стандартной кривой, составленной с использованием раствора чистого парабензохинона.

Активность пероксидазы выражают в миллиграммах 1,4-п-бензохинона на 1 г почвы за 30 мин при 30°С.

Реактивы: 1) свежеприготовленный 1%-ный раствор гидрохинона; 2) 0,05%-ный раствор ; 3) этиловый спирт; 4) стандартный раствор 1,4-п-бензохинона, рабочие растворы готовят соответствующими разбавлениями.

Полифенолоксидаза (1.14.18.1) (Номенклатура ферментов, 1979) (по методу JI.А. Карягиной, Н.А. Михайловской, 1986).

Полифенолксидазы участвуют в превращении органических соединений ароматического ряда в компоненты гумуса. Они катализируют окисление фенолов до хинонов в присутствии кислорода воздуха.

В качестве субстрата используют гидрохинон. Под действием полифенолксидаз почвы при участии кислорода воздуха гидрохинон окисляется в 1,4-п-бензохинон жёлтого цвета, который определяется колориметрически.

Ход анализа. Определение активности полифенолксидазы проводим таким же способом, что и пероксидазы; за исключением того, что в реакционную среду не вносим перекиси водорода.

2.3 Схема опыта и расчет количества внесенного свинца и кадмия в почву

Для проведения лабораторного опыта почва отбиралась из верхнего горизонта ( 0-20см). Перед проведением анализа почву предварительно высушили, очистили от сорных растительных остатков и других инородных примесей (камни, гальки и др.). Почву высушили при комнатной температуре 20-26 , размалывали в ступке и просеяли через сито d=3мм. 500 г почвы помещали в стандартизированные емкости и заливали её дистиллированной водой в таком количестве, чтобы влажность составила 60% от ПВ. Образцы почвы анализировались через: 3 суток; 90 суток; 180 суток; 360 суток.

В почву вносили Pb и Cd в концентрациях 5, 10, 20, 40, 60 мг/кг почвы в виде солей Pb(CH₃COO)₂ x 3H₂O и Cd(CH₃COO)₂ x 2H₂O, растворенных в воде. Соли уксусной кислоты для моделирования загрязнения почвы были выбраны в связи с их хорошей растворимостью, способностью к быстрому и полному взаимодействию с почвенной массой.

Для определения влияния Pb и Cd на активность ферментов: каталазы, пероксидазы и полифенолоксидазы нами были заложены следующие опыты.

Схема опыта с Pb:

1. Контроль (К) - (незагрязненная почва)

2. К + 5 мг Pb /кг почвы

3. К + 10 мг Pb /кг почвы

4. К + 20 мг Pb /кг почвы

5. К + 40 мг Pb /кг почвы

6. К + 60 мг Pb /кг почвы

7. К + 40 мг Pb /кг почвы + овес посевной (Avena sativa L.)

8. К + 60 мг Pb /кг почвы + овес посевной

Схема опыта с Cd:

1. К

2. К + 5 мг Cd /кг почвы

3. К + 10 мг Cd /кг почвы

4. К + 20 мг Cd /кг почвы

5. К + 40 мг Cd /кг почвы

6. К + 60 мг Cd /кг почвы

7. К + 40 мг Cd /кг почвы + овес посевной

8. К + 60 мг Cd /кг почвы + овес посевной

Расчет количества вносимого уксуснокислого Pb и уксуснокислого Cd в соответствии со схемой опыта: Находим молярную массу Pb и Cd следующим образом:

M(Pb(CCOO*3O)=207+2*(15+12+32)+3*18=379 г/моль

M(Cd(CCOO*2O)=112+2*(15+12+32)+2*18=266 г/моль

1. Составляем пропорцию для расчета количества CCOOPb, вносимого в почву из расчета 5 мг Pb на 500 г почвы.

379 г/моль 207 г/моль

x г/моль 2,5* г.

x = 4,56* г 0,0046 г.

Аналогично рассчитываем для следующих вариантов Pb по схеме опыта.

2. Соответсвенно, проводим расчет для количества внесения соли CCOOCd по схеме опыта.

Составляем пропорцию для 5 мг/кг почвы варианта Cd:

266 г/моль 112 г/моль

x г/моль 2,5* г.

x = 5,94* г 0,0059 г.

Аналогично рассчитываем и для следующих вариантов Cd по схеме опыта.

После проведения вычислений получили навеску соли, вносимой в почву в соответствии со схемой опытов см. таблицу 2 (приложение).

Результаты обрабатывались математически с использованием современных компьютерных программ Excel (подсчет математических данных и их анализ), Word (построение диаграмм, графиков, расчет 5% погрешности).



ГЛАВА 3. РЕЗУЛЬТАТЫ И ИХ ОБСУЖДЕНИЕ

Основная часть миграции ТМ в биосфере (биологические, атмосферные, водные) берет свое начало в почве, т.к. в ней наблюдается мобилизация металлов, и образуются различные формы миграции. Попадая в почву антропогенным путем, большая часть ТМ негативно влияет на ее биологическую активность (Шипилин, Жанин, 2007).

Одним из чувствительных показателей ее является ферментативная активность, которая реагирует на антропогенное загрязнение почвы. Она играет большую роль во многих процессах, протекающих в почве: синтезе гуминоподобных полимеров, разложении пестицидов в почве (Неклюдов, 2007).

Одним из показателей токсического загрязнения почв является ТМ, которые негативно влияют на активность окислительно-восстановительных ферментов и сами обладают сильными окислительно-восстановительными свойствами (Минеев, и др., 2001). Известно также, что микробиологические процессы окисления и восстановления азота (нитрификация), железа, серы (сульфофикация) при участии микроорганизмов находят отражение в корреляционной зависимости активности окислительно-восстановительных ферментов (Минеев и др., 2001; Тазетдинова и др., 2009).

3.1 Влияние различных концентраций свинца на активность окислительно-восстановительных ферментов урбанизированной почвы

Окислительно-восстановительные ферменты участвуют в разложении токсических соединений H₂O₂ (каталаза), формировании почвенного плодородия (пероксидаза, полифенолоксидаза). Эти ферменты реагируют на воздействие неблагоприятных факторов среды, в частности, на воздействие ТМ, обладающих сильными окислительно-восстановительными свойствами (Минеев, и др., 2001).

Фермент - каталаза относится к гемопротеидам, в активном центре которого находится двухвалентное железо.

Основная роль каталазы заключается в расщеплении образующейся в процессе биологического окисления перекиси водорода на воду и молекулярный кислород

(2>+).

Характерная особенность фермента по отношению к субстрату, т.е. к восстановителю незначительна, следовательно, он может катализировать не только расщепление перекиси водорода, а также способствует окислению низкомолекулярных спиртов и нитритов. Фермент - каталаза широко распространен в растениях (пероксисомах, митохондриях), в клетках животных и в почвенной биоте (Минеев и др., 2001; Хазиев, 2004; Федотов и др., 2005).

Замечено, что активность каталазы вниз по профилю мало изменяется, она обратно пропорциональна влажности почвы и прямо пропорциональна температуре. Характерная особенность фермента по отношению к субстрату, т.е. к восстановителю незначительна, следовательно, он может катализировать не только расщепление перекиси водорода, а также способствует окислению низкомолекулярных спиртов и нитритов (Гарифзянов и др., 2011, Хазиев, 2005).

Изучение активности фермента каталазы в образцах урбанизированной почвы, загрязненной различными концентрациями Pb, выявлено ее снижение в течение всего эксперимента при всех дозах загрязнения. Как видно из рис. 3 снижение каталазы обратно пропорционально росту концентрации Pb в почве.



Рис. 3 Активность каталазы в урбанизированной почве, загрязненной различными концентрациями свинца

Достоверное снижение интенсивности разложения каталазы наблюдается через 3, 90 суток при концентрации 20 мг/кг почвы. Однако, в более поздние сроки через 180 и 360 токсичность загрязнителя проявляется при 10 мг/кг почвы. Процент снижения фермента относительно контроля при всех дозах токсиканта составляет: через 3 суток от 3 до 17%, через 90 0-22%, в 180 сутки 6-28% и 7-33% через 360 суток (рис. 3.1).

Снижение интенсивности процессов разложения перекиси может быть связано с токсическим действием Pb на микроорганизмы, которые являются основным источником поступления ферментов в почву, что может явиться косвенным свидетельством того, что через полгода концентрация Pb 10 мг/кг почвы достаточна для инактивации каталазы, находящейся в почве в свободном состоянии (Минеев и др., 2001; Тазетдинова и др., 2009).

Следовательно, снижение разложения перекиси водорода ведет к повышению токсического состояния структуры почвы, в результате чего нарушается направленность протекания метаболических процессов, изменяется весь цикл жизнедеятельности микроорганизмов.



Рис. 3.1. Процент снижения активности каталазы в урбаназеме, загрязненном различными концентрациями свинца относительно контроля

Пероксидаза при помощи перекиси водорода и органических перекисей ускоряет окисление органических химических соединений, которые образуются из ненасыщенных жирных кислот, каротиноидов (Шашурин, 2012). Фермент способствует переносу кислорода от молекулы субстрата к перекиси.

Субстратами пероксидазы являются многие соединения - фенолы, нитриты, ароматические кислоты, анилин, толуидин, аскорбиновая кислота и другие соединения (Плешакова и др., 2010).

При этом задача фермента заключается в активировании перекисей, т.к. они проявляют слабое окисляющее действие на фенолы. В дальнейшем цикле может протекать процесс конденсации хинонов с пептидами и аминокислотами, из которых образуется первичная молекула гуминовой кислоты, что в свою очередь способна усложняться за счет повторных конденсаций. Выше перечисленные реакции играют важную роль в процессе образования гумуса (Хазиев, 2005).

Активность пероксидазы в отличие от каталазы в лабораторных условиях в этих же образцах показывает, что Pb не снижает активность в течение всего эксперимента (рис. 4). С ростом концентрации токсиканта активность фермента увеличивается прямо пропорционально концентрации загрязнителя.

Активность пероксидазы достоверно превышает контрольные значения в незагрязненной почве через 3 и 90 суток с концентрации 20, 40 и 60 мг/кг почвы, через 180 токсичность металла повышается и начинает проявляться с более низкой концентрации 10 мг/кг почвы, а через 360 суток с 5 мг Pb /кг почвы.

Рис. 4. Активность пероксидазы в урбанизированной почве, загрязненной различными концентрациями свинца

Из рис. 4.1 видим, что в годовой динамике процент повышения активности пероксидазы относительно контроля при всех используемых дозах загрязнителя составляет: через 3 суток 6-22%, через 90 2-20%, через 180 9-26% и 11-41% через 360 суток. Повышение активности возможно связано с повышением подвижности ТМ. Известно, что в кислых условиях среды подвижность ТМ возрастает (Зырин, 1985; Сердюкова, Зырин, 1985).



Рис. 4.1. Процент повышения активности пероксидазы в урбаназеме, загрязненном различными концентрациями свинца относительно контроля

Можно предположить, что повышение активности пероксидазы в начальные сроки обусловлено тем, что перекись водорода, которая не разложилась при ингибировании фермента каталазы, является не только субстратом для каталазы, но и одним из компонентов реакции пероксидазы.

Повышение активности фермента стимулировало окисление органических веществ в загрязненной Pb почве (Плешакова и др., 2010; Новоселова и др., 2014).

Полифенолоксидаза - медьсодержащий фермент. Он, как и пероксидаза ускоряет процессы оксисления молекулярного кислорода.

Фермент катализирует не только разнообразные реакции полифенолов, но и монофенолов (в частности, тирозина), о-дифенолов с образованием соответствующих хинонов и распадом его в более низкомолекулярные соединения.

Полифенолоксидаза занимает ведущее место в образовании гумуса, который является буфером и накопителем токсичных элементов. Уровень активности фермента, служит показателем ускорения процессов минерализации гумуса (Хазиев, 2005; Нечаева и др., 2015).

При исследовании активности полифенолоксидазы не выявлено достоверных изменений через 3 суток с начала эксперимента (рис. 5), отмечается лишь тенденция к росту по сравнению с контролем.

Рис. 5. Активность полифенолоксидазы в урбанизированной почве, загрязненной различными концентрациями свинца

Начиная с 90 суток образование гумусовых веществ замедляется. Снижение активности полифенолоксидазы: через 90 и 180 суток достоверно начиная с концентрации Pb 20 мг/кг почвы, а на 360 сутки начиная с 5мг/кг почвы по сравнению с контролем, что свидетельствует об усилении токсичности свинца.

Понижение активности в процентном соотношении демонстрирует рис. 5.2, из которого видно, что через 90 суток составил от 8 до 19%, в 180 сутки 3-15%, через 360 суток - 11-25%.

Как видно из рис. 5, Pb оказывает негативное влияние на процессы гумусообразования в почве в более поздние сроки, ввиду блокировки активного центра фермента и вытеснения из него меди (Нечаева и др., 2015).



Рис. 5.1. Процент повышения активности полифенолоксидазы в урбаназеме, загрязненном различными концентрациями свинца относительно контроля

Рис. 5.2. Процент снижения активности полифенолоксидазы в урбаназеме, загрязненном различными концентрациями свинца относительно контроля

В свою очередь, снижение синтеза гумуса ведет к нарушению процесса превращения органических соединений ароматического ряда. Это приводит к снижению плодородия почв, подвергшихся загрязнению Pb (Хазиев, 2004).

Таким образом, нами установлено ингибирующее влияние различных концентраций Pb на активность каталазы и полифенолоксидазы.

Низкие концентрации свинца (5мг/кг почвы) в ранние сроки не всегда проявляют свою токсичность, она устанавливается в более поздние сроки.

В урбанизированной почве Pb нарушает процессы разложения перекиси водорода и негативно влияет на процессы гумусообразования, снижая активность полифенолоксидазы и повышая пероксидазную, тем самым, ухудшая плодородие почвы.

3.2 Влияние различных концентраций кадмия на активность окислительно-восстановительных ферментов на урбанизированной почве

Кадмий - ТМ, который даже в низких концентрациях действует как кумулятивный яд, оказывает токсичное воздействие на живые организмы (Волошин, 1998).

Ингибирование активности каталазы ТМ (Mn, Pb, Fe, Cu, Zn) было установлено работами на чернозёмной почве Н.Ф. Павлюковой, В.Н. Гришко (2001), Е.И. Новоселовой и др. (2013).

Наблюдаемое авторами снижение активности каталазы указывает на то, что Cd в почве характеризуется подвижным состоянием. Как изучено, уровень токсичности металлов, прямо пропорционален уровню подвижности (Водяницкий и др., 2008; Кузьмина и др., 2011).

В образцах урбанизированной почвы, загрязненной различными концентрациями Cd, показали аналогичное снижение активности фермента каталазы, как и со Pb в течение всего модельного опыта (рис.6).



Рис. 6. Активность каталазы в урбанизированной почве, загрязненной различными концентрациями кадмия

Особенно сильное снижение разложения перекиси водорода по сравнению с незагрязненной почвой отмечается через год с начала эксперимента.

Объясняется это тем, что Cd способен из активного центра фермента активизировать процесс замещения им двухвалентного железа. Достоверное снижение активности фермента отмечается через 3 суток при концентрации 10, 20 мг/кг почвы.

Через 90 суток и в последующие временные промежутки, концентрация токсиканта, начиная с 5 мг/кг почвы, достоверно ингибирует активность каталазы относительно контроля.

Нами установлена обратная зависимость между активностью каталазы и дозой Pb и Cd, однако как видно из рис. 3 и 6 Cd проявляет более сильное токсичное действие на ферментативную активность почвы.

Это также доказывает рис. 6.1при сравнении с рис. 3.1. Как видим из рис. 6.1 процент снижения через 3 суток составляет от 9 до 24%, через 90 11-26%, в 180 сутки 11-39% и 13-40% через 360 суток.

Максимальная токсичность Cd проявляется в конце экспиремента.

Рис. 6.1 Процент снижения активности каталазы в урбаназеме, загрязненном различными концентрациями кадмия

Наблюдаемое нами снижение каталазы обратно пропорционально росту концентрации Cd в почве. Объясняется это тем, что Cd в почве находится по сравнению со Pb в более подвижном состоянии, несмотря на то, что они вносились в почву в виде водного раствора соли. Аналогичная закономерность была установлена работами Н.Ф. Павлюковой, В.Н. Гришко (2001), Е.И. Новоселовой и др. (2013).

Аналогичная картина в изменение активности пероксидазы с Cd в течение полугода (рис. 4 и 7).

Достоверное повышение активности фермента через 3 и 90 суток после поступления Cd в почву относительно контроля выявлено при концентрации 40 и 60 мг/кг почвы. В дальнейшем через 180 суток достоверно увеличивается, начиная с концентрации 20 мг/кг почвы.



Рис. 7. Активность пероксидазы в урбанизированной почве, загрязненной различными концентрациями кадмия

Через 360 суток активность пероксидазы понижается достоверно при дозе кадмия 60 мг/кг почвы. Вероятно, с начала эксперимента в почве создаются условия для снижения уровня токсичности Cd для живых объектов и он переходит в малоподвижное состояние.

Известно, что ТМ в почве могут находиться в различных формах, как более, так и менее токсичных, что зависит от ряда факторов: pH среды, содержания гумуса и глинистых минералов, концентрации и др. При рН выше 7,5, сорбированный почвой Cd, перестаёт быть легкоподвижным (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989). Одной из предпосылок может служить потенциальная кислотность, составляющая в нашей урбанизированной почве в разных образцах в пределах 7,5-7,8 (табл. 1), которая может перейти в актуальную, при протекании активных процессов в почве. В данном случае выявление закономерностей этого процесса не входило в задачи нашего исследования и требует дальнейшего анализа и изучения.

Процент повышения активности фермента относительно контроля показано на рис. 7.1 и составляет через 3 суток от 3 до 19% (Pb: 6-22%), через 90 суток 2-12% (Pb: 2-20%), через 180 4-20% (Pb: 9-26%), через 360 суток идет снижение: 0-12% (рис. 7.2), тогда как у Pb повышалась от 11до 41%.

Рис. 7.1. Процент повышения активности пероксидазы в урбаназеме, загрязненном различными концентрациями кадмия

Рис. 7.2. Процент снижения активности пероксидазы в урбаназеме, загрязненном различными концентрациями кадмия

Как и с Pb у Cd не наблюдается достоверных изменений в активности полифенолоксидазы через 3 суток при всех дозах загрязнителя. Однако, если у Pb через 3 суток активность выше по сравнению с контролем, то Cd оказывает ингибирующее влияние в начальные сроки и сохраняет в течение всего эксперимента (рис. 5 и 8).

Рис. 8. Активность полифенолоксидазы в урбанизированной почве, загрязненной различными концентрациями кадмия

Понижение активности фермента полифенолоксидазы также как с Pb (рис. 5) связано с процессом вытеснения меди из активного центра фермента кадмием (Нечаева и до, 2015). Наблюдается достоверное понижение при низкой дозе загрязнителя 5 мг/кг почвы через 90 и в последующие сроки, которое сохраняется в течение всего модельного опыта. В урбаноземе, который сам по себе обладает низкой буферной емкостью, при загрязнении Cd происходит снижение активности полифенолоксидазы, приводящие к нарушению процессов превращений органических соединений в компоненты гумуса (Хазиев, 2004).

Более наглядное снижение активности полифенолоксидазы приводится в процентном соотношении (рис. 8.1). Процент снижения через 3 суток составляет от 0 до 7%, через 90 11-35%, через 180 12-38% и через 360 суток 11-38%. Токсичность кадмия нарастает на 90 сутки и сохраняется на этом уровне в остальные сроки наблюдения. У Pb проявляется закономерность только через 90 суток и составил от 8 до 19%, в 180 сутки 3-15%, через 360 суток - 11-25%.

Рис. 8.1. Процент снижения активности полифенолоксидазы в урбаназеме, загрязненном различными концентрациями кадмия

Cd аккумулируется в гумусовой толще почв Вынос его за пределы почвенного профиля невелик. Характер распределения в почвенном профиле и ландшафте, видимо, имеет много общего с другими металлами, в частности, с ходом распределения свинца (Кочетков, Лазарева 1999). Наши исследования показали, что кадмий проявляет сходное влияние со свинцом на окислительно-восстановительные процессы в почве. Однако, действие ТМ на ферменты проявляется выборочно, т.е. при одном и том же содержании металлы ингибируют активность фермента каталазы, полифенолоксидазы и повышают активность пероксидазы. Известно, что кадмий закрепляется в почвенном профиле менее прочно по сравнению со свинцом, чем и объясняется его более токсическое проявление на ферментативную активность (Сущук, 2012).



3.3 Рост и развитие овса посевного в урбанизированной почве

ТМ способны вызывать изменения на клеточном уровне, их мишенями являются многие химические вещества и органоиды клетки, наиболее опасны для живой клетки Cd, Pb, Hg, Cu, Zn (Плешакова, 2010). При накоплении метаталлы в почве способны привести к изменению её свойств, как биологических, оказывая влияние на почвенные микроорганизмы и ферменты, так и физических, приводя к изменению гумусного состава почвы, кислотности, ее общей структуры (Неклюдов, 2007). Помимо этого, они попадают из почвы в растительные организмы, что приводит не только к снижению урожайности, но и к включению металлов в цепи питания, оказывая токсическое действие на животных и человека (Гичев, 2003).

Избыток Pb в растениях, связанный с высокой его концентрацией в почве, ингибирует дыхание и подавляет процесс фотосинтеза, иногда приводит к увеличению содержания Cd и снижению поступления Zn, Ca, P, S. Вследствие этого, снижается урожайность растений и резко ухудшается качество производимой продукции. Внешние симптомы негативного действия Pb - появление темно-зеленых листьев, скручивание старых листьев, чахлая листва. Устойчивость растений к его избытку неодинаковая: менее устойчивы злаки, более устойчивы бобовые. Поэтому симптомы токсичности у различных культур могут возникнуть при разном валовом содержании Pb в почве от 100 до 500 мг/кг (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989; Ильин, Сысо, 2001). Концентрация металла в растениях выше 10 мг/кг сухого вещества является токсичной для большинства культурных растений (Рэуце, Кырстя, 1986).

Замечен интересный факт, что различные растения способны по-разному накапливать концентрации Pb в разных своих частях. К примеру, растения салат и сельдерей накапливает в надземной части намного больше Pb, нежели в корнях, противоположные салату - морковь и одуванчик (Лепнёва, Обухов, 1987; Волошин, 2003).

В нашем модельном опыте у растений, посаженных в загрязненной Pb почве, наблюдается торможение в росте. Проявляются внешние симптомы, такие как: изменение окраски листьев до темно-зеленого состояния с последующим их скручиванием и выпадением (рис. 9).

Рис. 9 Рост и развитие овса посевного в урбанизированной почве, загрязненной свинцом (справа налево: Pb-контроль, Pb-40 мг/кг, Pb-60 мг/кг)

Поступление Cd в растения имеет ограниченные масштабы, вследствие того, что он легко присоединяет значительное количество обменных позиций, которые находятся на клеточных стенках (Налимова и др., 2005). Считается, что Cd - токсичный элемент для растений. Главная причина токсичности связана с нарушением ферментативной активности, задерживается образование хлорофилловых пигментов у растений. Обработанные кадмием растения проявляют следующие виды заражения: хлороз листьев, повреждение корневой системы, задержка роста, красно-бурая окраска их краёв или прожилков. Фитотоксичность Cd обнаруживается изменением проницаемости клеточных мембран, тормозящим действием на фотосинтез, нарушением транспирации и фиксации , (Битюцкий, 2005; Пляскина, Ладонин, 2009).

В наших образцах загрязненных кадмием под посевами овса посевного существенного различия в росте растения между контролем не выявлено, при 40 мг/кг почвы загрязнителя. Только при концентрации 60 мг/кг почвы отмечен медленный рост. Однако при внесении 40 и 60 мг/кг почвы Cd отразилось краевым ожогом на листьях в виде бурой окраски; растения вначале роста начали желтеть у кончика ростка (Рис. 10).

Рис. 10. Рост и развитие овса посевного в урбанизированной почве загрязненной кадмием (справа налево: Cd-контроль, Cd-40 мг/кг, Cd-60 мг/кг)

Фитотоксичность Cd проявляется в тормозящем действии на фотосинтез, нарушение транспирации и фиксации , изменении проницаемости клеточных мембран. В частности, в присутствии Cd у овса посевного также наблюдается уменьшение числа листьев на главном побеге и количество сформированных боковых побегов.

При этом наиболее сильное воздействие на размеры листа оказывает Cd, в меньшей степени - Pb.

Необходимо также отметить, что изменение площади листовой пластинки под действием ТМ выражено в гораздо меньшей степени, чем изменение биомассы корня и побега, что отражается в сухой биомассе овса посевного (рис. 11-12).

Рис. 11 Вес сухой биомассы овса посевного загрязненного различными концентрациями свинца под посевами овса посевного

Рис. 12 Вес сухой биомассы овса посевного загрязненного различными концентрациями кадмия под посевами овса посевного

Таким образом, из рис. 11-12 видно, что ТМ в дозах 40-60 мг/кг почвы ухудшают параметры корня и стебля растения - овса посевного. В присутствии Cd у растения слабо развивается корневая система, однако не оказывает сильного негативного влияния на побегообразование овса посевного при поступлении той же концентрации Pb в урбанизированной почве.

Отмеченное в наших опытах уменьшение роста корней под влиянием Pb и Cd, по-видимому, является результатом замедления клеточного деления под влиянием ионов Cd, тогда как ионы Pb оказывают направленное воздействие на микротрубочки (Ваулина и др., 1978; Мельничук, 1990).

Кроме угнетения клеточного деления возможными причинами замедления роста корней в присутствии избытка Pb и Cd могут быть: нарушение ТМ процессов растяжения клеток, изменение гормонального баланса, ингибирование клеточного метаболизма (Кабата Пендиас, Пендиас, 1989; Таланова и др., 2001б). По литературным данным увеличение концентрации Cd (800 и 1000 мг/кг) приводит к гибели корневой системы растения (Казнина, 2003). Однако при действии отмеченных концентраций Pb и Cd в растениях овса посевного сохраняется согласованность основных метаболических процессов, что обеспечивает возможность их роста и развития в условиях повышенного, содержания ТМ в урбанизированной почве. Наряду с токсическим действием ТМ существуют механизмы детоксикации, отражающие взаимодействие частей и органов в системе целого растения. К числу таких механизмов относятся:

1) задержка поглощения ТМ корнями;

2) способность растения регулировать их транспорт из корней в побег;

3) функционирование ряда барьеров (корень - стебель, стебель - соцветие) на пути транспорта металлов к наиболее важным для жизнедеятельности растений органам;

4) участие трихом в их выведении из клеток (Полевой, Саламатова, 1991; Clemens et al., 2002).



3.4 Аккумуляция свинца и кадмия в вегетативных органах овса посевного

В последние десятилетия в связи с быстрым развитием промышленности во всем мире наблюдается значительное возрастание содержания ТМ в окружающей среде. Наиболее токсичными среди них считаются Pb и Cd.

Их опасность усугубляется тем, что Pb и Cd сохраняют свои токсические свойства в течение продолжительного времени и обладают кумулятивным действием (Минеев и др., 1989).

Как сказано выше, прямым следствием действия ТМ на растения являются - замедление процессов роста и развития, снижение их продуктивности, изменение скорости процессов фотосинтеза и дыхания, уменьшение оводненности тканей. Вместе с тем, нельзя не отметить, что в процессе адаптации растения выработали определенные механизмы для защиты от стресса, вызванного действием ТМ. То есть способность организмов адаптироваться к воздействию ТМ, без каких либо заметных нарушений физиологических функций (Кожанова, Дмитриева, 1989). Как показывают исследования разных авторов, металлоустойчивость связана с определенными изменениями, происходящими на клеточном, тканевом, органном и организменном уровне.

Одним из распространенных методов очистки почв от ТМ является фитоэкстрация, которая основана на способности растении аккумулировать ТМ. При использовании фитоэкстрации важно знать о локализации ТМ в разных частях растении. Наиболее удобными для фитоэкстрации являются растения аккумулянты, ТМ накапливаются в наземной биомассе, что облегчает методы их утилизации (Трибис, 2015).

Для определения степени и места аккумуляции ТМ во всех растениях мы выращиваем овес посевной, который часто высаживается вдоль автотрасс. Известно, что интенсивность автомобильного движения приводит к загрязнению от 150 м от автодорог. Определение содержания Pb в вегетативной массе и корневой части овса показывает, что образец контрольной почвы имеет фоновое загрязнение, ввиду того, что почва изменена в результате строительных работ, проводимых на данной территории. Учитывая также, что основная часть ТМ свойственно накапливается в надземной части овса посевного. Проведенные нами исследования подтверждают эту закономерность, во всех наблюдаемых образцах, значение токсиканта в побеге превышает значения в корне, это видно из рис. 13.

Рис. 13. Содержание свинца в вегетативных органах овса посевного

Значения Pb в надземной и корневой массе при концентрации 40мг/кг почвы достоверно изменяется. Показатели Pb по сравнению с контролем в надземной части при концентрации 40 мг/кг почвы превышает в 2,2 раза и в 2,4 раз при 60 мг/кг.

Содержание металла в корне также увеличивается, при концентрации 40 мг/кг почвы - 1,9 раза, при 60 мг/кг - 2,1раза. Для более наглядного анализа, приводится рис. 13.1 в процентном соотношении.

Содержание свинца в побеге при концентрации 40 мг/кг почвы составляет 120%, в корне 93%. При увеличении концентрации в 60 мг/кг почвы, содержание токсиканта также увеличивается прямопропорционально и составляет в побеге - 140%, в корне - 106%.

Рис. 13.1. Процент повышения содержания свинца в вегетативных органах овса посевного

Хотя Cd не является необходимым для растений элементом, но он эффективно аккумулируется в листьях и корнях. Известно, что растения легко усваивают растворимые формы Cd из почвы. Преобладающая доля Cd поглощается корнями и метаболическим путём (Передерий, Мишкевич, 1991).

Как видно из рис. 14 содержание Cd в надземной части овса посевного показывает увеличение его концентрации относительно контроля в 6,1 раз при 40 мг/кг почвы, при 60 мг/кг почвы в 8,5 раз. В корневойой массе при концентрации 40 мг/кг в 5,4 раз и в 7,8 раз при 60 мг/кг.



Рис. 14. Содержание кадмия в вегетативной и корневой массе овса посевного

Как видим Cd локализуется, главным образом в надземной части, как и Pb и в меньших количествах в корнях. Установлена прямая зависимость увеличения концентрации Pb и Cd как в надземной части, так и в корнях.

Рис. 14.1. Процент повышения содержания кадмия в вегетативных органах овса посевного

Из рис. 14.1 видим, что Cd в сотни раз превышает значения контроля. Процентное содержание Cd при концентрации 40 мг/кг почвы составляет: в побеге - 510%, в корне - 436%. При 60 мг/кг в побеге - 747%, в корне - 689%. Это в свою очередь подтверждает его нахождение в более доступной форме по сравнению с Pb (рис. 13.1).

Таким образом, нами показано более токсическое действии Cd на растения по сравнению со Pb, что подтверждает мнение многих исследователей (Сенцова, Максимов, 1985; Понизовский, Мироненко, 2001; Гальченко, 2002; Водяницкий и др., 2008;). Овес посевной, являясь хорошим гиперроаккумулятором, у которого большая часть концентрации Pb и Cd находится в надземной части, можно рекомендовать как одно из средств для понижения содержания металлов в почве. Посаженный овес в загрязнённой почве не рекомендуется использовать как зеленную массу для корма животных. ТМ в дозах 40, 60 мг/кг почвы ухудшают параметры корня и стебля овса посевного.

3.5 Активность ферментов в урбанизированной почве, загрязненной различными концентрациями свинца под посевами овса посевного

В результате поступления ТМ в клетку происходит активация механизмов устойчивости к данному фактору и включение различных систем защиты, которые характерны для адаптации растений к другим факторам среды (Wu et al., 2003). В частности, ТМ стимулируют образование в клетках активных форм кислорода, вызывающих окислительное повреждение липидов, белков и нуклеиновых кислот и нарушение клеточного метаболизма (Кузнецов, Дмитриева, 2005). При окислительном стрессе увеличивается активность антиоксидантных ферментов - каталазы, пероксидаз, полифенолоксидаз, глутатионредуктазы, которые нейтрализуют свободные радикалы и пероксиды (Шевякова и др., 2003; Балахнина и др., 2005). Ввиду этого, активация антиоксидантных ферментов является важнейшим неспецифическим механизмом защиты растений от окислительной деструкции, возникающей под влиянием различных по своей природе стрессоров. Кроме того, активация пероксидазы в присутствии ТМ приводит к развитию процессов суберинизации и лигнификации, что также способствует повышению устойчивости к стресс-факторам различной природы (Кузнецов, Дмитриева, 2006).

Определение активности каталазы в урбанизированной почве под посевами овса посевного, загрязненного свинцом, показывает, что если без посевов активность снижается, то под посевами выравнивается (рис.15).

Рис. 15. Активность каталазы в урбанизированной почве, загрязненной различными концентрациями свинца под посевами овса посевного

Восстановление перекисного окисления в загрязнённой почве под посевами овса связано с тем, что в ризосфере растения отмечается рост численности и функциональной активности микроорганизмов, что ведет к выделению большого количества каталазы в почву в стадию кущения.

Процентное соотношение без посевов в обеих дозах снижается: при 40 мг/кг почвы на 21%, при 60 мг/кг - 24%. Тогда как с посевом активность выравнивался и ее снижение составляет в обоих вариантах 11% (рис. 15.1).



Рис. 15.1. Процент снижения активности каталазы в урбаназеме, загрязненном различными концентрациями свинца под посевами овса посевного

Отмечается умеренное повышение активности пероксидазы как с посевом, так и без посевов овса посевного (рис. 16).

Рис. 16. Активность пероксидазы в урбанизированной почве, загрязненной различными концентрациями свинца под посевами овса посевного

Как сказано выше, повышение активности пероксидазы связано с накоплением перекиси водорода в почве, загрязнённой ТМ, которая стимулирует повышение активности пероксидазы, так как перекись водорода является одним из составляющих реакции пероксидазы (Плешакова и др., 2010; Новоселова и др., 2014). В рис. 16.1 приводится процент повышения активности, из которого видно, что без посевов при концентрации 40 мг/кг почвы оно составляет 15%, при 60 мг/кг - 21%. С посевом активность незначительно увеличивается и составляет при 40 мг/кг почвы - 9%, при 60 мг/кг - 15%.

Рис. 16.1. Процент повышения активности пероксидазы в урбаназеме, загрязненном различными концентрациями свинца под посевами овса посевного

Посев овса посевного меняет направленность протекания биохимических процессов с участием полифенолоксидазы при всей дозе концентрации в эксперименте. Активность фермента в контроле с посевом ниже по сравнению вариантом опыта без посева, однако, при попадании загрязнителя в почву овес посевной стимулирует на незначительную величину увеличение активности полифенолоксидазы при концентрации 40 и 60 мг/кг почвы по сравнению с контролем (рис. 17).



Рис. 17. Активность полифенолоксидазы в урбанизированной почве, загрязненной различными концентрациями свинца под посевами овса посевного

Предполагается, что в корневой системе овса посевного образуется среда способствующая понижению воздействия Pb на ферментативную активность почв или же часть токсиканта ввиду своей подвижности мигрирует из почвенной среды в растения, и это способствует уменьшению содержания Pb в почве.

Рис. 17.1. Процент снижения активности полифенолоксидазы в урбаназеме, загрязненном различными концентрациями свинца под посевами овса посевного



Процент снижения полифенолоксидазы без посевов при концентрации 40 мг/кг почвы составляет 10%, при 60 мг/кг - 11%, под посевами активность при 40 мг/кг почвы - 3%, при 60 мг/кг - 6% (рис. 17.1).

Таким образом, нами установлено, что активность каталазы в загрязненной почве выше, чем в почве с посевами.

Активность пероксидазы в обоих вариантах имела тенденцию к повышению. Полифенолоксидаза также увеличивает свою активность под посевами овса посевного по сравнению с почвой без посевов.

3.6 Активность ферментов в урбанизированной почве, загрязненной различными концентрациями кадмия под посевами овса посевного

При поступлении токсиканта Cd в почву под посевами овса посевного через месяц наблюдения отмечается снижение ферментативной активности каталазы в фазу кущения. В сравнении с почвой без посевов отмечается более резкое снижение ферментативной активности каталазы (рис. 18).

Рис. 18. Активность каталазы в урбанизированной почве, загрязненной различными концентрациями кадмия под посевами овса посевного



Если с Pb активность каталазы под посевами овса выравнивается, то в варианте с Cd имеет отчетливую тенденцию к снижению фермента.

Так как Cd более токсичен для живых организмов, ввиду его большой подвижности по сравнению с Pb, что подтверждается сравнением данных на рис. 15.1 и 18.1, в некоторых образцах превышение составляет по сравнению со Pb 2 раза. Процент снижения фермента каталазы без посевов при концентрации 40 мг/кг почвы составляет 24% (Pb-21%), при 60 мг/кг - 28% (Pb-24%), с посевом при 40 мг/кг почвы - 16% (Pb-11%), при 60 мг/кг - 26% (Pb-11%).

Рис. 18.1. Процент снижения активности каталазы в урбаназеме, загрязненном различными концентрациями кадмия под посевами овса посевного

Проведенные исследования активности фермента пероксидазы под посевами овса посевного показывают увеличение активности, как с посевом, так и без посевов (рис. 19). Процент повышения активности фермента без посевов при концентрации 40 мг/кг почвы составляет - 10% (Pb-15%), при 60 мг/кг - 13% (Pb-21%). Под посевами при 40 мг/кг - 12% (Pb-9%), при 60 мг/кг - 18% (Pb-15%) (рис.19.1).



Рис. 19. Активность пероксидазы в урбанизированной почве, загрязненной различными концентрациями кадмия под посевами овса посевного

Рис. 19.1. Процент повышения активности пероксидазы в урбаназеме, загрязненном различными концентрациями кадмия под посевами овса посевного

Повышение активности пероксидазы без посевов шло менее интенсивно, как при интоксикации Cd, так и при сравнении со Pb.

Однако, под посевами дозы Cd 40, 60 мг/кг почвы стимулировали повышение активности фермента и превышали значения при загрязнении Pb во всех вариантах.

Определение активности полифенолоксидазы в почве под посевами овса в стадии кущения увеличивает активность полифенолоксидазы при концентрации 40, 60 мг/кг почвы. Это связано с совокупностью одновременно протекающих процессов разложения исходных органических остатков, синтеза вторичных форм (развитие микроорганизмов) и их гумификации. Вследствие чего происходит увеличение роста содержания органического вещества в почве. Что в свою очередь, уменьшает количество подвижных ионных форм, как Pb, так и Cd (рис. 17, 20).

Рис. 20. Активность полифенолоксидазы в урбанизированной почве, загрязненной различными концентрациями кадмия под посевами овса посевного

По сравнению с активностью в почве без посевов отмечается более выраженное снижение активности фермента. Процент снижения активности полифенолоксидазы (рис. 20.1) без посевов при концентрации 40 мг/кг почвы составляет - 22% (Pb-10%), при 60 мг/кг - 25% (Pb-11%). Под посевами при 40 мг/кг - 13% (Pb-3%), при 60 мг/кг - 18% (Pb-6%). Как видно из риз. 20.1 и 19.1 Cd проявляет более сильное ингибирующее действие в активности полифенолоксидазы по сравнению с Pb. Посев овса посевного менял процесс протекания реакции Pb и Cd, в дозах 40, 60 мл/кг почвы они превышали значения активности фермент без посевов.

Рис. 20.1. Процент снижения активности полифенолоксидазы в урбаназеме, загрязненном различными концентрациями кадмия под посевами овса посевного

Таким образом, из выше изложенного следует, что ТМ в черте города меняют условия почвенной системы, т.е. оказывают сильное влияние на ферментативную активность каталазы, пероксидазы и полифенолоксидазы. Снижение активности ферментов полифенолоксидазы и повышение преоксидазной свидетельствует о нарушении процесса гумусообразования и гумусонакопления в почве, что существенно может служить одним из показателей плодородия почв.



ЗАКЛЮЧЕНИЕ

За последние годы российскими и зарубежными учеными были достигнуты значительные результаты в области исследования влияния тяжелых металлов на окружающую среду. Устойчивость растений к тяжелым металлам впервые была освещена в отечественном издании по физиологии растений в качестве самостоятельной главы (Кузнецов, Дмитриева, 2005, 2006).

По научным данным и нашим собственным исследованиям высокие концентрации тяжелых металлов приводили к необратимым функциональным изменениям в клетках и тканях растений, дисбалансу физиологических процессов, в результате чего происходило замедление роста и развития растений. А в отдельных случаях, при воздействии высоких концентраций тяжелых металлов приводило к гибели растения. Наоборот, при воздействии тяжелых металлов в низких концентрациях не приводило к изменению основных физиологических процессов, а иногда происходила активизация части из них. Отсюда вытекает, что адаптивные механизмы поддерживают функционирование основных физиологических процессов: таких как, дыхание, фотосинтез, водный обмен на должном уровне. Эти механизмы позволяют растению расти и развиваться в загрязнённых тяжелыми металлами почвах.

Наши исследования показали изменение в направленности протекания биохимических процессов в почве после внесения свинца и кадмия. Кадмий проявлял сходное влияние со свинцом на окислительно-восстановительные процессы в почве. Загрязнение почвы свинцом и кадмием в концентрации 5-60 мг/кг почвы уменьшало активность почвенных окислительно-восстановительных ферментов. Задерживало разложение перекиси водорода, ускоряло реакции окисления органических веществ, переход соединений ароматического ряда в составляющие гумуса, ввиду избирательного воздействия свинца и кадмия на окислительно-восстановительные ферменты. При одинаковой концентрации они уменьшали активность каталазы, полифенолоксидазы и стимулировали активность пероксидазы. Эти ферменты выполняют основные функции в почве и проявляют её биологическую активность и плодородие. Исследованные ферменты показывали большую чувствительность к низким концентрациям кадмия и более высоким концентрациям свинца. Кадмий закреплялся в почвенном профиле менее прочно по сравнению со свинцом, чем и объясняется его более токсическое проявление на ферментативную активность (Сущук, 2012).

Посев овса посевного почву, загрязненную свинцом и кадмием в концентрации 40-60 мг/кг почвы повышал активность почвенных окислительно-восстановительных ферментов. Активность каталазы в урбанизированной почве, загрязненной свинцом и кадмием под посевами выравнивалась. Отмечалось умеренное повышение активности пероксидазы и полифенолоксидазы.