Содержание к диссертации
Введение
1. Обзор литературы 5
1.1 Понятие о ферментативной активности почв 5
1.2 Влияние тяжелых металлов на ферментативную активность почв 16
1.3. Влияние агрохимических средств на ферментативную активность почв 23
2. Экспериментальная часть 32
2.1 Объекты, методы и условия проведения исследований 32
2.2. Влияние агрохимических фонов на ферментативную активность дерново-подзолистой почвы, загрязненной свинцом 34
2.2.1. Агрохимическая характеристика почвы при загрязнении свинцом и содержание его в почве опыта 34
2.2.2. Влияние агрохимических фонов на урожай яровых зерновых культур в фазе колошения на почве, загрязненной свинцом 41
2.2.3. Влияние агрохимических фонов на ферментативную активность почвы, загрязненной свинцом 43
2.3. Влияние агрохимических фонов на ферментативную активность дерново-подзолистой почвы, загрязненной кадмием 54
2.3.1. Агрохимическая характеристика почвы при загрязнении кадмием и содержание его в почве опыта 54
2.3.2. Влияние агрохимических фонов на урожай яровых зерновых культур в фазе колошения на почве, загрязненной кадмием 60
2.3.3. Влияние агрохимических фонов на ферментативную активность почвы, загрязненной кадмием 62
2.4. Влияние агрохимических фонов на ферментативную активность дерново-подзолистой почвы, загрязненной цинком 69
2.4.1. Агрохимическая характеристика почвы при загрязнении цинком и содержание его в почве опыта 69
2.4.2. Влияние агрохимических фонов на урожай яровых зерновых культур в фазе колошения на почве, загрязненной цинком 75
2.4.3. Влияние агрохимических фонов на ферментативную активность почвы, загрязненной цинком 76
2.5. Влияние агрохимических фонов на ферментативную активность дерново-подзолистой почвы, загрязненной медью 82
2.5.1. Агрохимическая характеристика почвы при загрязнении медью и содержание его в почве опыта 83
2.5.2. Влияние агрохимических фонов на урожай яровых зерновых культур в фазе колошения на почве, загрязненной медью 89
2.5.3. Влияние агрохимических фонов на ферментативную активность почвы, загрязненной медью 90
Заключение 96
Выводы 99
Список литературы 101
Приложение
- Влияние тяжелых металлов на ферментативную активность почв
- Влияние агрохимических фонов на ферментативную активность дерново-подзолистой почвы, загрязненной свинцом
- Влияние агрохимических фонов на ферментативную активность почвы, загрязненной кадмием
- Агрохимическая характеристика почвы при загрязнении цинком и содержание его в почве опыта
Введение к работе
Использование агрохимических средств в агроэкосистеме является важнейшим условием развития современного земледелия. Это продиктовано необходимостью поддержания и улучшения уровня плодородия почв, и, как следствие, получение высоких и стабильных урожаев.
Агрохимические средства выполняют целый ряд экологических функций в агроценозе (Минеев, 2000). Одной из важнейших функций агрохимии является снижение негативных последствий от локального и глобального техногенного загрязнения агроэкосистем тяжелыми металлами (ТМ) и другими токсическими элементами.
Агрохимические средства снижают негативное влияние ТМ несколькими путями, в том числе инактивацией их в почве и усилением физиологических барьерных функций растений, препятствующих поступлению в них ТМ. Если по вопросу инактивации ТМ в почве в литературе встречается много сведений (Ильин, 1982 и т.д, Обухов, 1992, Алексеев, 1987 и др.), то по усилению барьерных функций растений -единичные исследования. Благодаря усилению физиологических барьерных функций под действием агрохимических средств, в растения поступает значительно меньше ТМ при их одинаковом содержании на разных агрохимических фонах (Соловьева, 2002). Усиление барьерных функций сопровождается оптимизацией питания растений, и как следствие улучшением биологической обстановки в почве.
Эта экологическая функция, а именно - улучшение биологической активности и структуры микробоценоза почвы загрязненной ТМ под действием агрохимических средств - пока не имеет достаточного экспериментального обоснования.
Известно, что некоторые показатели биологической активности при возникновении в почве стрессовой ситуации изменяются раньше, чем
другие почвенные характеристики, например, агрохимические (Звягинцев, 1989, Лебедева, 1984). Ферментативная активность почвы является одним из таких показателей. Многочисленными исследованиями установлено негативное влияние тяжелых металлов на активность ферментов. В тоже время известно, что агрохимические средства оказывают протекторное действие по отношению к ферментативной активности почвы. Мы попытались рассмотреть эту проблему в комплексе и выявить проявляются ли экологические защитные свойства агрохимических средств по отношению к ферментативной активности почвы при загрязнении биогенными и абиогенными металлами. Эту сторону агрохимических средств можно обнаружить только в том случае, если в разных вариантах опыта будет одинаковое количество ТМ, а такое возможно лишь при одинаковых показателях почвенной кислотности. Таких экспериментальных данных нам не удалось встретить в литературе.
Влияние тяжелых металлов на ферментативную активность почв
Одним из перспективных направлений использования ферментативной активности для диагностики биологических свойств почв является выявление уровня загрязненности почв ТМ.
Тяжелые металлы, поступая в почву в виде различных химических соединений, могут накапливаться в ней до высоких уровней, представляющих существенную опасность для нормального функционирования почвенной биоты. В литературе накоплено большое количество данных, свидетельствующих о негативном влиянии загрязнения почв ТМ на почвенную биоту. При нарушении химического равновесия в почве возникает стрессовая ситуация. Существуют данные о том, что биологические показатели раньше агрохимических реагирует на изменение условий, влияющих на различные свойства почвы (Лебедева, 1984). Особенно чутко отзываются на возникновение стрессовой ситуации в почве микробиота и ферментативный пул почвы (Звягинцев, 1989).
Незагрязнённые почвы имеют высокую и однородную ферментативную активность. В загрязнённых почвах активность ферментов варьирует в широких пределах, что зависит от их загрязнённости. В загрязнённых почвах также снижается и интенсивность дыхания. Исследованиями выявлена возможность определения степени загрязнённости почв по активности ферментов (Галиулин, 1989). Основой такого подхода является то обстоятельство, что активность ферментов является сравнительно более устойчивым показателем биогенности почв, чем активность биологических процессов, продуцирование СОг из почвы, количество и состав микрофлоры. При этом, несомненно, принимается во внимание динамичность активности ферментов в почве, а также её изменение под влиянием различных естественных и антропогенных факторов.
ТМ проявляют избирательное действие на ферментативные белки. Характер действия ТМ на ферментативную активность почв в значительной мере зависит от вида металла, валентности его иона, форм вносимых соединений металла, их растворимости и длительности действия. Токсичность одного и того же металла на разных почвах проявляется в неодинаковой мере.
Характер действия ТМ на ферментативную активность почв зависит и от других факторов. Так, по некоторым данным, ингибирующее действие ТМ проявлялось сильнее в ризосфере растений, чем на парующем участке (Gadd, 1978). Авторы считают, что это связано с присутствием в ризосфере растений свежих корневых выделений, включая и ферменты, менее фиксированные почвенными частицами и, следовательно, менее защищенные от инактивации ТМ.
Тяжелые металлы обладают селективным действием на почвенные энзимы. Например, установлено, что активность уреазы и кислой фосфатазы резко подавляется в загрязнённых Си, Zn и другими ТМ почвах, а активность бетта-глюкозидазы понижается незначительно даже при высоких концентрациях Си и Zn (Стефурак, Усатая и др., 1990). По другим данным активность сахаразы повышается на большинстве почв под влиянием Мо, Со и Zn. Деятельность уреазы активизируется Мо и ингибируется Zn (Галиулин, 1989).
В экологическом отношении особенно важны микроорганизмы как продуценты, потребители и транспортирующие агенты в почвенной экосистеме. Они оказываются включенными в потоки энергии и круговорот химических элементов: от их мобилизации до аккумуляции. Микробиота чувствительна, как к дефициту микроэлементов, так и к их избытку.
Под действием ТМ изменяются многие показатели внутрипочвенной биологической активности, например, снижается общая биомасса разных групп почвенных микроорганизмов, а также происходят нарушения в структуре их комплекса, что находит свое отражение в изменении уровня ферментативной активности почв (Григорян, Галстян, 1986).
Экспериментальные данные позволяют выявить некоторые закономерности в действии различных ТМ на ферментативную активность почв. Хотя в большинстве случаев низкие концентрации ионов ТМ способствуют повышению активности почвенных ферментов, однако повышение концентрации ТМ приводит к почти линейному уменьшению ферментативной активности (Галиулин, 1989). В опытах по орошению почв промышленными сточными водами, при многолетнем использовании неочищенных сточных вод, активность некоторых ферментов была в 2,8 раз ниже, чем при орошении полностью очищенными.
Причиной снижения ферментативной активности почв под действием ТМ может служить как прямое ингибирование активности ферментов, так и задержка синтеза ферментов микроорганизмами при подавлении их роста. Тот факт, что ингибирование ферментативной активности почв проявляется не сразу после внесения ТМ, а по истечении времени (Doelman, 1986; Лебедева, Лебедев и др., 1996) связывается с ингибированием ТМ синтеза ферментов микроорганизмами, а не прямым ингибированием ферментов.
Ряд авторов (Минеев, 1991, 1994; Галиулин. 1986; Евдокимова, 1989) отмечают, что на дерново-подзолистых почвах наиболее отзывчивыми на загрязнение ТМ являются такие показатели биологической активности, как нитрификационная способность и ферментативная активность почвы. Эти показатели внутрипочвенной биологической активности являются интегральным для направленности биохимических процессов в почве, характеризующих общее культурное состояния почв. Активность ферментов является более устойчивым и чувствительным показателем биогенности почв, чем, например, интенсивность микробиологических процессов, продуцирование углекислого газа из почвы и т.д. (Абрамян, Галстян, 1988). На основе модельных опытов, связанных с искусственным внесением ТМ в почву (имитация загрязнения) и полевых наблюдений за загрязненными почвами, показано, что различные ферменты неодинаково реагируют на избыток ТМ, причем, изменение ферментативной активности почв зависит от типа почвы (Галиулин, 1986).
Интересно отметить результаты некоторых опытов, согласно которым внесение в почву органических соединений РЬ (уксуснокислый, муравьинокислый) в большинстве случаев вызывало увеличение, а неорганических (закись-окись, сернокислый) - снижение активности исследованных ферментов (Галиулин, 1989). Автор объясняет это анионным эффектом органических соединений свинца - анионная часть их является дополнительным источником углерода для ряда микроорганизмов, активное развитие которых привело к повышению ферментативной активности почв. В других опытах установлено, что концентрация свинца 500 мг/кг, вносимого в форме азотнокислой соли, вызывала стимулирование дегидрогиназной активности на ранних этапах инкубирования почвы (Gorlach E.et. al., 1990). Стимулирующий эффект нитрата свинца можно связать также с анионным эффектом соли, т. е. действием нитрат-иона. Так в дерново-подзолистой почве при концентрации ртути 50 мг/кг активность уреазы и дегидрогеназы снижается почти на порядок, а инвертазы и каталазы - в 1,5 раза. При внесении свинца (от 200 до 800 мг/кг) в дерново-подзолистой почве активность каталазы снижалась независимо от концентрации свинца (Наплекова, Булавко, 1985). Активность фосфатазы этих почв повышалась, а активность амилазы снижалась независимо от концентрации свинца.
Влияние агрохимических фонов на ферментативную активность дерново-подзолистой почвы, загрязненной свинцом
Важными показателями оценки состояния плодородия и свойств дерново-подзолистой почвы являются кислотность, содержание подвижных форм элементов минерального питания растений, сумма поглощенных оснований, содержание гумуса. Все эти показатели в значительной мере определяют физико-химические свойства и биологическую активность почвы и прямо или косвенно влияют на содержание тех или иных тяжелых металлов, а также поступление их в растения. Агрохимические средства, вносимые в почву, являются мощным фактором, способным существенно изменить большинство из вышеперечисленных почвенных показателей.
Агрохимическая характеристика дерново-подзолистой почвы, загрязненной свинцом, при выращивании ячменя, овса и яровой пшеницы практически не различалась (таблицы 2-а, 2-6, 2-в). Из таблиц видно, что на всех фонах, в том числе и на контрольном, были почти одинаковые показатели кислотности: рН около 6,0, низкая гидролитическая кислотность, высокая сумма поглощенных оснований. Фоны также мало различались по содержанию гумуса. Несмотря на то, что во все варианты вегетационных опытов вносили NPK из расчета по 100 мг/кг почвы каждого питательного элемента, на разных агрохимических фонах сохранилась существенная разница по содержанию обменного калия (на удобренных фонах его больше почти в 1,5-2 раза) и подвижного фосфора (его количество возрастает в среднем в 1,5 раза по сравнению с неудобренным фоном). Максимальные их количества наблюдались на фоне, сформированном минеральной системой удобрения.
Загрязнение почвы свинцом повлияло на содержание подвижного фосфора в почве: с увеличением дозы внесения металла произошло уменьшение количества подвижного фосфора в почве опыта на 20 - 30 %. Вероятно, это объясняется тем, что фосфор связывает свинец в трудно доступные соединения в почве, вследствие чего становится менее подвижным не только свинец, но и фосфор (Минеев, 2004).
Пока ТМ прочно связаны с составными частями почвы и труднодоступны для растений, их влияние на агроэкосистему будет незначительным. Чтобы оценить возможность поступления ТМ в растения определяют условно- и потенциально доступные формы элементов или их соединений в почвах.
В раствор ААБ рН 4,8 переходят, в основном, водорастворимые и обменные формы соединений ТМ. Предполагают также, что этот экстрагент может переводить в раствор определенную часть необменно связанных ТМ, а также отдельные твердые фазы карбонатов (Горбатов, Зырин, 1987, Зырин, Черных, 1989). Установлено, что чем выше буферность почв в отношении ТМ (выше рН, содержание органического вещества, фосфатов), тем меньшее количество ТМ переходит в вытяжку ААБ рН 4,8 (Потатуева и др., 1998).
Использование в качестве экстрагента 1н НС1 дает представление о количестве потенциально доступных для растений форм ТМ. Данная вытяжка довольно агрессивна и менее селективна по отношению к фракциям ТМ, в нее, помимо прочего, переходит часть ТМ, труднодоступных для растений: из глинистых и первичных минералов, устойчивого органического вещества.
Свинец малоподвижный химический элемент, который чаще всего находится в почве в связанном состоянии, он может фиксироваться: органическими веществами (в виде гуматов, фульватов, комплексных соединений); глинистыми минералами (монтморилонитом, вермикулитом, обладающими большой поглотительной способностью); кальцием; цеолитами; фосфатами. Но при определенных условиях (снижение рН, обедненность почвы органическим веществом) этот элемент переходит в более подвижное состояние (Кабата - Пендиас, Пендиас, 1989).
Данные по содержанию свинца в почве представлены в таблице 3, из которой следует, что на различных агрохимических фонах и под разными культурами, было обнаружено почти одинаковое количество свинца, как в вытяжке ААБ, так и в 1н. НС1. Эта закономерность при разных абсолютных значениях наблюдалась при внесении свинца как в дозе 200 мг/кг почвы, так и 500 мг/кг почвы.
Количество свинца извлекаемого из почвы опыта в условно доступной форме (вытяжка ААБ) при дозе загрязнения 200 мг/кг почвы на всех агрохимических фонах (включая контрольный) варьировало от 78,0 до 84,5 мг/кг почвы. В потенциально доступной форме (вытяжка 1н. НС1) количество свинца составляло 98,1 - 103,5 мг/кг почвы под всеми изучаемыми культурами на всех агрохимических фонах.
При внесении 500 мг/кг почвы свинца в актуальном запасе в среднем под всеми культурами определялось 194,5 - 205,1 мг/кг почвы свинца, в потенциальном - 260,5 - 275,4 мг/кг почвы свинца. То есть существенных отличий между фонами по содержанию металла не было. Вероятно, это связано с тем, что почва была произвесткована, тем самым были выровнены ее основные физико-химические характеристики, так как различий по показателям почвенной кислотности на разных фонах не наблюдалось, а, следовательно, оказались почти одинаковыми условия для инактивации свинца в почве.
При обеих дозах загрязнения в актуальном запасе определялось около 40% свинца от внесенного количества, а в потенциальном - 50-55 %. Следовательно, при внесении в почву обеих доз металла значительная часть его инактивировалась, так как почва была произвесткована на всех четырех фонах и рН Kci был близок к 6,0. Таким образом, при внесения свинца в количестве в 2ПДК (200 мг/кг почвы) в потенциально доступной для растений форме в почве осталось количество элемента равное ПДК, а при загрязнении в 5ПДК (500 мг/кг почвы) определялась количество свинца в 2 раза превышающее ПДК.
Влияние агрохимических фонов на ферментативную активность почвы, загрязненной кадмием
Как известно из литературных данных, кадмий более токсичный элемент для растений и микрофлоры, чем свинец. Это обусловлено его большей подвижностью в почве в широком диапазоне рН, его способностью замещать в клеточном метаболизме такой важный биоэлемент как цинк. Вследствие геохимического родства с цинком, кадмий может конкурировать с ним за дисульфидные и сульфгидрильные группы растительных, животных белков и ферментов (Минеев и др., 1981). Вероятно, с этим и связано его большее отрицательное действие на биологическую обстановку в почве, по сравнению со свинцом. Под всеми яровыми зерновыми культурами при загрязнении почвы кадмием фоны оказали значительное положительное влияние на уреазную активность (рисунок 4). Максимальное значение активности фермента отмечено на органо-минеральном фоне (в 2-3 раза выше, по сравнению с неудобренным фоном), меньшее (в 1,5 - 2 раза) на органическом и минеральном фонах. Защитная роль удобренных агрохимических фонов проявилась в снижении негативного влияния Cd на активность фермента в среднем в 2 раза по сравнению с фоном без удобрений. Под растениями ячменя меньшая доза кадмия снизила активность уреазы на фоне без удобрений на 32 %, в то время как на органо-минеральном фоне снижения практически не произошло. Кадмий в количестве 10 мг/кг почвы уменьшил активность фермента на неудобренном фоне на 67 %, а на органо-минеральном - лишь на 25 %, таким образом, можно говорить о снижении отрицательного влияния кадмия на этом фоне почти в 2,7 раза. Под овсом на неудобренном фоне уреазная активность ингибировалась на 25 % и 71 % при загрязнении кадмием в количестве 5 и 10 мг/кг почвы соответственно. На удобренных же фонах эти величины составили: на органо-минеральном фоне -10%и34%,на органическом - 12 % и 45 %, на минеральном - 18 и 52 % при меньшей и большей дозах внесения кадмия соответственно. Под растениями яровой пшеницы наблюдались сходные закономерности. Максимальное снижение активности уреазы под действием кадмия было на неудобренном фоне: от 5 мг/кг почвы - на 22 %, от 10 мг/кг почвы - на 56 %.
Органно-минеральный фон проявил максимальные протекторные свойства по отношению к уреазе: при меньшей дозе кадмия ее активность уменьшилась на 10 %, при большей -на 31 %; на органическом фоне - на 13 % и 41 %; на минеральном - на 16 и 40 % соответственно. Следовательно, ярко выражено защитное влияние удобренных фонов на активность уреазы при загрязнении почвы кадмием под всеми яровыми зерновыми культурами. Это влияние усиливалось в ряду: органо-минеральный фон - органический фон - минеральный фон. Вероятно, причина различного влияния органической, минеральной и органо-минеральной систем удобрения в неодинаковой физиологической активности растений на разных фонах питания. Внесение органо-минеральных удобрений сопровождается наибольшим увеличением численности микроорганизмов, что сказывается на уровне уреазной активности (Щербакова, 1983). Отрицательное влияние кадмия на инвертазную активность выражено слабее по сравнению с действием на уреазу (рисунок 5). Активность фермента на удобренных фонах в среднем под всеми культурами была от 10 до 30 % выше, чем на фоне без удобрений. Зерновые культуры заметно не различались по влиянию на инвертазную активность почвы. Не было обнаружено значительной защитной роли удобренных фонов по сравнению с фоном без применения удобрений. Активность инвертазы под растениями ячменя при внесении 5 мг/кг почвы кадмия уменьшилась на всех фонах в среднем на 10 - 13 %, при 10 мг/кг - на 25 -30 %. Под овсом и яровой пшеницей ингибирование инвертазной активности произошло в такой же степени. Под действием меньшей дозы кадмия показатели активности фермента снизились на 8 - 15 %, при большей на 23 - 30 %. Таким образом, инвертазная активность оказалась достаточно чувствительной к загрязнению почвы кадмием, но по отношению к этому металлу не проявилась протекторная роль агрохимических фонов. Фосфатазная активность возросла (по сравнению с неудобренным контролем) только на минеральном и органо-минеральном фонах (от 8 до 15 %) (рисунок 6). Значимых различий между показателями активности фермента на фоне без удобрений и органическом фоне обнаружено не было. Величина активности фосфатазы под всеми исследуемыми культурами была почти одинаковой. Угнетение фосфатазной активности при загрязнении почвы возрастающими дозами кадмия скорее носило характер тенденции. Под ячменем кадмий в дозе 5 мг/кг почвы не оказал негативного влияния на фосфатазу, 10 мг/кг - уменьшили активность фермента на 10 -15 % на всех фонах.
Агрохимическая характеристика почвы при загрязнении цинком и содержание его в почве опыта
Агрохимическая характеристика дерново-подзолистой почвы, загрязненной цинком, при выращивании ячменя, овса и яровой пшеницы, так же как и в варианте опыта с предыдущими металлами, практически не различалась по показателям почвенной кислотности и содержанию гумуса (таблицы 8-а, 8-6, 8-в). Разница в содержании подвижных форм фосфора и обменного калия обусловлена условиями формирования агрохимических фонов. При загрязнении почвы возрастающими дозами цинка наблюдается небольшое снижение подвижных форм фосфора. Вероятно, это связано с взаимодействием между катионами цинка и фосфатами почвы с образованием труднорастворимых соединений (Минеев, 2004). Количество подвижного цинка в почве зависит от степени ее насыщенности кальцием и содержанием фосфора. Это происходит вследствие влияния адсорбции и осаждения, а также прямого взаимодействия между этими элементами (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989). Цинк фиксируется поглощающим комплексом почвы и закрепляется в форме органических соединений. С увеличение рН доступность цинка уменьшается (Минеев, 1984, 2004). В таблице 9 представлены данные по содержанию цинка в почве опыта под изучаемыми яровыми зерновыми культурами. При каждой дозе внесения содержание цинка в почве было практически одинаковым на всех изучаемых фонах под всеми культурами.
Вероятно, это связано с тем, что на всех фонах были почти равные показатели почвенной кислотности, содержания гумуса. Количество цинка извлекаемого из почвы опыта в условно доступной форме (вытяжка ААБ) при дозе загрязнения 200 мг/кг почвы было почти одинаковым на всех агрохимических фонах (включая контрольный), и варьировало от 79,6 до 89,0мг/кг почвы. В потенциально доступной форме (вытяжка 1н. НС1) количество цинка также почти не различалось по фонам, и составляло 160,1 - 172,1 мг/кг почвы под всеми изучаемыми культурами. При большей дозе внесения цинка в условно доступной форме определялось 261,6 - 291,3 мг/кг почвы, а в потенциально доступной -450,8 - 464,1 мг/кг почвы. Под всеми выращиваемыми культурами, в актуальном запасе определилось 45-55 % от внесенного количества металла, в потенциальном - почти 80 - 90 %. Таким образом, в почве в потенциально доступной для растений форме определилось количество цинка не превышающее ПДК при внесении 200 мг/кг почвы этого металла (ПДК), и в 1,4 раза превышающее ПДК при внесении 500 мг/кг почвы цинка (2,5 ПДК). На фонах, сформированных внесением удобрений, наблюдалось увеличение биомассы ячменя, овса и яровой пшеницы по сравнению с неудобренным фоном (таблица 10), как при загрязнении почвы цинком, так и без него. Биомасса ячменя увеличилась на 28 - 40 % и 30 - 38 %; овса - на 31 - 44 % и 30 - 46 %; пшеницы - на 18 - 24 % и 22 - 29 % при меньшей и большей дозе внесения металла соответственно. Загрязнение почвы цинком на удобренных фонах не оказало существенного негативного влияния на биомассу растений яровых зерновых культур. На фоне без удобрений под действие металла биомасса ячменя уменьшилась на 18 - 20 %, биомассу овса и пшеницы угнетала лишь большая доза цинка (на 18 % и 12 %) Как известно, цинк - важнейший биомикроэлемент. Физиологическая роль цинка определяется в значительной степени его наличием в составе большого ряда металлоферментов (карбоангидразы, нейтральной протеазы и др.) и его участием в металлоферментных комплексах.
В условиях цинкового загрязнения отрицательное влияние этого металла на физиологические процессы в растениях и микроорганизмах, прежде всего, связано с отсутствием физиологических барьеров к его избыточному поглощению (Школьник, 1974). В наших исследованиях наблюдалось значительное угнетающее воздействие цинка (в количестве 200 и 500 мг/кг почвы) на активность уреазы и инвертазы, в меньшей степени на активность фосфатазы. Наблюдалось ярко выраженное положительное влияние удобренных фонов на показатели активности уреазы как при загрязнении почвы цинком, так и без него (рисунок 7). Наибольшая активность фермента наблюдалась на органо-минеральном фоне (в 1,8-3 раза выше, чем на фоне без удобрений), меньшая на органическом и минеральном (в 1,6 - 2,3 раза и 1,4-2 раза соответственно). При внесении цинка установлена протекторная роль удобренных фонов по отношению к активности уреазы. Уменьшение уреазной активности при меньшей дозе цинка на органо-минеральном фоне составило около 13 %, на органическом и минеральном около 22 %, а на контроле без удобрений - 31 %. Большая доза цинка ингибировала активность фермента до 65 % на неудобренном фоне, на 50 - 55% на органическом и минеральном фонах, и на 40 % на органо-минеральном фоне. Таким образом, органо-минеральный фон проявил наибольшие протекторные свойства, снизив негативное действие цинка на активность уреазы в 1,6 раза.
