Содержание к диссертации
Введение
ГЛАВА 1. Тяжелые металлы в почвах и их влияние на биологическую активность почв 8
1.1. Понятие о тяжелых металлах 8
1.2. Ферментативная активность почвы 21
1.3. Влияние тяжелых металлов на биологическую активность почвы ... 34
1.4. Влияние тяжелых металлов на функционирование почвенного микробного комплекса 38
1.5. Использование микробиологических показателей и биологической активности почв в целях биомониторинга 45
ГЛАВА 2. Природно-климатические условия региона исследований 53
2.1. Рельеф и геоморфология 53
2.2. Почвы и почвообразующие породы 54
2.3. Климат 58
2.4. Растительный покров 60
ГЛАВА 3. Объекты и методы исследования 63
3.1. Характеристика объектов исследования 63
3.2. Определение содержания тяжелых металлов и оценка степени загрязнения почв 68
3.3. Определение биологической активности почвы 69
3.4. Определение функциональной активности микробных сообществ... 71
ГЛАВА 4. Оценка уровня загрязненности почв медью, цинком и железом 75
4.1. Содержание меди, цинка и железа в почве в зоне воздействия горнорудных комплексов 75
4.2. Оценка опасности загрязнения почв, подверженных воздействию горнорудных комплексов 81
ГЛАВА 5. Биологическая активность почв, находящихся в зоне влияния горнорудного комплекса 83
5.1. Целлюлозолитическая активность почв в зоне воздействия горнорудных комплексов 83
5.2. Протеолитическая активность почв в зоне воздействия горнорудных комплексов 93
5.3. Уреазная активность почвы в зоне воздействия горнорудных комплексов 97
5.4. Интегральный показатель биологического состояния почв 99
ГЛАВА 6. Функциональная активность микробных сообществ 102
6.1. Функциональная активность микробных сообществ 102
6.2. Сравнение структурно-функциональных характеристик микробных сообществ с интегральным показателем биологического состояния 114
Выводы 119
Практические рекомендации 120
Литература
- Влияние тяжелых металлов на биологическую активность почвы
- Почвы и почвообразующие породы
- Определение биологической активности почвы
- Протеолитическая активность почв в зоне воздействия горнорудных комплексов
Введение к работе
Актуальность темы. Загрязнение почв тяжелыми металлами (ТМ)
является одной из острых экологических проблем современного общества. Накапливаясь в почвах в больших количествах, ТМ способны изменять ее свойства и, в первую очередь, биологические (Звягинцев, 1989; Никитина, 1991; Евдокимова, 1982, 1995; Евдокимова и др., 1984; Колесников и др., 2000; Марфенина, Беспалова, 2004; Беспалова и др., 2006). Высокая чувствительность различных составляющих биологической активности позволяет проводить раннюю диагностику любых негативных и позитивных изменений в почвах и использовать их в качестве параметров биомониторинга (Хазиев, 1982; Киреева и др., 2000).
Характеристики, используемые для выявления степени загрязненности почв, могут в значительной мере коррелировать с концентрацией загрязнителей или другими оцениваемыми факторами, однако для всесторонней достоверной оценки экологического состояния почв необходимо использовать интегральные показатели (Девятова, 2005; Кабиров, 2009). Одним из методов такой оценки является метод мультисубстратного тестирования (МСТ), имеющий высокую чувствительность, хорошую воспроизводимость при исследовании большого числа образцов и возможность строгого математического сравнения его с данными других методов изучения микробных сообществ (Горленко, Кожевин, 1994; Горленко, 1995; Семионова и др., 2002; Сазанов и др., 2004; Горленко, Кожевин, 2005).
Наличие в Башкирском Зауралье (БЗ) медноколчеданных месторождений и связанное с этим развитие горнодобывающей промышленности привело к техногенному загрязнению почв ТМ (Клысов, 2000; Шагиева, 2001; Шагиева, Суюндуков, 2001; Опекунова и др., 2002; Старова, 2003; Янтурин, 2004; Асьшбаев, 2004; Кулагин, Шагиева, 2005; Белан, 2003, 2005, 2006; Хабиров и др., 2007; Сингизова, 2009). Вместе с тем исследование, биологической активности почв БЗ в условиях техногенного загрязнения проведено недостаточно. В связи с этим, изучение показателей биологической активности
4
почв для оценки степени их загрязненности при помощи различных методов,
является особенно актуальным. '''
Цель исследований - изучить биологическую активность почв Башкирского Зауралья, находящихся в условиях техногенного воздействия предприятий горнорудного комплекса.
В соответствии с поставленной целью решались следующие задачи: 1.- Выявить степень загрязненности почв г.г. У чалы, Сибай и пос. Бурибай, находящихся в зоне техногенного воздействия горнорудных комплексов, медью, цинком и железом.
Изучить пространственную изменчивость ферментативной активности почв в зависимости от направления преобладающих ветров и расстояния от источника загрязнения (ИЗ).
Исследовать зависимость численности целлюлозолитических микроорганизмов от уровня загрязнения почв ТМ.
Определить функциональное разнообразие микробных сообществ в почвах.
Провести сравнительный анализ эколого-биологического состояния исследуемых почв на основе интегральных показателей биологической активности.
Научная новизна работы. Впервые в -словиях БЗ проведен комплексный анализ биологической активности и функционального состояния микробных сообществ почв, загрязненных ТМ. Для объективной оценки экологического состояния почв предложено использование интегральных показателей, полученных различными методами.
Положения, выносимые на защиту:
Почвы, расположенные в радиусе 5 км от предприятий горнорудного комплекса БЗ, загрязнены медью, цинком и железом и относятся к категории высоко-опасного и умеренно опасного загрязнения.
Биологическая активность зависит от содержания ТМ в почвах и от количества осадков за вегетационный период.
Загрязнение почв ТМ отрицательно влияет на функциональную активность микробных сообществ.
Результаты метода МСТ согласуются с данными, полученными традиционными методами изучения биологической активности почв, что позволяет использовать его в качестве экспресс-метода для оценки их экологического состояния.
Практическая значимость работы. Полученные данные позволяют дать оценку эколого-биологического состояния почв, подверженных техногенному воздействию горнорудных комплексов БЗ. Результаты могут быть использованы при отведении земель для сельхозугодий в землеустройстве, для разработки природоохранных мероприятий, рекомендаций по очищению промышленных площадок и др. Материалы исследований используются при проведении больших практикумов и дисциплин специализации на кафедре экологии Сибайскогр института (филиала) Башкирского государственного университета (СИ БГУ).
Организация исследований. Исследования проводились в рамках плана научно-исследовательской работы лаборатории «Экологии и рационального использования природных ресурсов» Сибайского филиала Академии наук РБ и плана научно-исследовательской работы кафедры экологии СИ БашГУ.
Апробация работы. Основные положения диссертации доложены на II Всероссийской научно-практической конференции «Проблемы геоэкологии Южного Урала» (Оренбург, 2005); на Всероссийской научно-практической конференции «Уралэкология. Природные ресурсы - 2005» (Уфа - Москва, 2005); на 10-ой Пущинской школе-конференции «Биология - наука XXI века» (Пушино, 2006); на I Всероссийской научно-практической конференции «Молодые ученые в реализации приоритетного проекта «Развитие АПК»» (Уфа, 2006); на региональной научно-практической конференции «Почвы Южного Урала и Среднего Поволжья: экология и плодородие» (Уфа, 2006); на III Всероссийской научно-практической конференции «Проблемы экологии Южного Урала» (Оренбург, 2007); на IV международной конференции
«Биоразнообразие и биоресурсы Урала и сопредельных территорий» (Оренбург, 2008); на 66-й научно-практической конференции МГТУ-ММК (Магнитогорск, 2008).
Список публикаций. По материалам диссертации опубликовано 9 работ, в т.ч. 1 статья в издании, рекомендованном ВАК Минобрнауки РФ.
Структура и объем диссертации. Диссертация изложена на 146 страницах печатного текста; состоит из введения, 6 глав, выводов, практических рекомендаций, списка использованной литературы и приложения; содержит 34 рисунка и 9 таблиц. Библиографический список включает 274 источников, в том числе 39 на иностранных языках.
Влияние тяжелых металлов на биологическую активность почвы
Проблема загрязнения окружающей среды ТМ возникла с началом научно-технической революции, хотя ее масштабы долго не осознавались общественностью. Во второй половине XX в. в ряде стран были приняты законы, направленные на повышение качества жизни, включая меры по охране и очистке воздуха, воды и почвы. С их принятием экологическая ситуация в целом изменилась к лучшему, выброс поллютантов резко сократился. В глобальном масштабе началось уменьшение загрязненности биосферы ТМ, что обусловлено закрытием предприятий с устаревшими технологиями и строительством экологически чистых заводов. Но остались места, сильнозагрязненные в результате предыдущей деятельности человека (Водяницкий, 2005).
Таким образом, необходимо различать глобальное, региональное и локальное загрязнение окружающей среды ТМ. На локальном уровне проблема загрязнения почв ТМ остается.
Тяжелые металлы — это биохимически активные техногенные вещества, воздействующие на живые организмы. Они относятся к стойким загрязнителям, но многие из них являются крайне необходимыми. Термин «ТМ» был заимствован из технической литературы, относящей к этой группе химические элементы, обладающие свойствами металлов и металлоидов, с плотностью более 5 г/см (Алексеев, 1987). Для биологической классификации целесообразно руководствоваться не плотностью, а атомной массой. С этих позиций к ТМ относятся химические элементы с относительной атомной массой более 40 у.е. (Алексеев, 1987) или более 50 у.е. (Абуталыбов, 1961; Ильин, 1991).
В исследованиях биологов, экологов и биогеохимиков чаще всего рассматриваются такие металлы, как Cr, Со, Ni, Си, Zn, Mo, Cd, Hg, Pb, реже Ті, V, Mn, Fe, Sr, As и некоторые другие элементы (Алексеев, 1987; Ильин, 1991).
По известной биологической классификации химических элементов ТМ принадлежат к группе микро- и ультрамикроэлементов (Алексеев, 1987). Таким образом, термины «тяжелые металлы» и «микроэлементы» употребляются по отношению к. одним и тем же химическим элементам, а употребление того или иного термина связано с их концентрацией (Алексеев, 1987; Ильин, 1991).
Согласно классификации Дж. Вуда (Wood, 1974), к очень токсичным отнесены следующие химические элементы, большинство из которых являются ТМ:-Ве, Со, Ni, Си, Zn, Sn, As, Se, Те, Rb, Ag, Cd, Au, Hg, Pb и др.
Опасность ТМ как загрязнителей окружающей среды необходимо оценивать не только по их валовому содержанию, но и в зависимости от формы нахождения, степени окисления элемента с переменной валентностью, от характера закрепления металлов минеральными и органическими носителями и т.д. Среди носителей ТМ основную роль играют гумусовые вещества и глинистые минералы, а также оксиды Мп и Fe (Алексеев, 1987; Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989; Ильин, 1991).
В природе ТМ являются преимущественно рассеянными химическими элементами; хотя уровень их содержания в горных породах существенно различается, о чем свидетельствуют средние содержания (кларки) ТМ в земной коре (Виноградов, 1962; Ильин, 1991; Алексеенко, 1992).
Выделяют естественные (природные) и техногенные источники ТМ. К естественным источникам для почв относятся горные породы (осадочные, магматические, метаморфические), на продуктах выветривания которых сформировался почвенный покров, так как первичное вместилище ТМ на планете - верхняя мантия, базальты и граниты (Wood, 1974; Ковда, 1985; Алексеев, 1987). Осадочные породы, воды океана, живое вещество - уже вторичные резервуары, содержащие ТМ (Ковда, 1985). Насыщенность разных горных пород ТМ существенно различается, хотя в сравнении с другими химическими элементами их содержание в горных породах невелико (Ковда, 1985; Ильин, 1991).
Кроме горных пород, естественными источниками ТМ для основных компонентов биосферы являются термальные воды и рассолы (Br, Sr, As, Pb, V, Se, Си и др.), космическая и метеоритная пыль, вулканические газы (Ковда, 1985).
Техногенное поступление ТМ в биосферу связано с разнообразными источниками. К важнейшим из них, по Н.В.Прохоровой и Н.М.Матвееву (1996), относятся следующие: - карьеры и шахты по добыче полиметаллических руд; - предприятия цветной и черной металлургии; - электростанции, сжигающие уголь; - сжигание различных отходов; - металлообрабатывающие предприятия; - автотранспорт; - минеральные и органические удобрения, сточные воды и отходы животноводческих комплексов.
Загрязнению ТМ со стороны техногенных источников подвергается земная поверхность, в частности почвенный и растительный покров, а также атмосфера. ТМ постоянно присутствуют в атмосфере в форме ионов или в составе аэрозолей.
Загрязнение почвы токсичными веществами приводит к утрате плодородия, к разрушению почвенного покрова. ТМ, попадая в почву из промышленных выбросов, включаются в природные процессы круговорота химических элементов. Они участвуют в почвообразовательном процессе, сорбируясЬіПОчвенно-поглощающим комплексом,и связываясь с гумусоїм. В значительном; количестве; ТМ; вымываются; из почвы водами; в реки, озёра-моря,, расширяя ареал загрязнения. Часть металлов; поступает, в растения (Алексеев, 1987; Кабата-Иендиас, Иендиас; 1989; Ильин,.1 991).
Большое;количество ТШнакапливается в почвах, которые развиваются на обогащенной; металлами, материнской породе; и дополнительно загрязняются техногенным, путём;, особенно вокруг металлургических предприятий- рудников; иг обогатительных фабрик, а также; вдоль автомагистралей (Ильин; 1991); Производственная деятельность человека в некоторых регионах привела к значительному загрязнению почв макро- и микроэлементами? вплоть до образования геохимических аномалий и тдельгх провинций.; (Cbstesen; Hutchinson; 1972; Большаков, и. др:, Л; 1978 Микроэлементы..., 198G). ВЇ отдельных случаях под влиянием многолетнего; загрязнения атмосферными? выбросами верхний слой почвы, представляет собойі смесь, ее с пылеватыми: частицами; аэрозолей, золы, іхглака (Никифорова; 1975).,
Почвы и почвообразующие породы
Показателями биологической активности почв могут служить количественные характеристики численности и биомассы разных групп почвенной биоты, их общая продуктивность, активность основных процессов, связанных с круговоротом элементов, ферментативная активность почв, а также количество и скорость накопления некоторых продуктов жизнедеятельности почвообитающих микроорганизмов (Юсупов и др., 1999).
Наряду с показателями химических и физических свойств почвы существует необходимость изучения показателей биологической активности. Во многих случаях исследователи отмечают четкую корреляцию между физико-химическими, агрофизическими и иными свойствами почв и биологическими особенностями населяющих ее организмов (Добровольский, Гельцер, 1958; Гиляров, 1965; Добровольский, Гельцер, 1976).
Степень» изменения биологической активности почвы может служить мерой воздействия, различных поллютантов на почву. Этот показатель может быть использован при мониторинге и диагностике загрязнения почв ТМ (Евдокимова и др., 1984; Клевенская, 1985; Колесников и др., 2000; Девятова, 2005; Добахова и др., 2007; Курманбаев и др., 2007), нефтепродуктами (Киреева и др., 2000; Девятова, 2005; Курманбаев и др., 2007; Павлова, Егорова, 2007; Киреева и др., 2008; Кабиров, 2009), радионуклидами (Ефремов, 1999; Павлова, Егорова, 2007); осадками сточных вод (Дурихина, 2007), отходами полиэфирного производства (Ефремов, 1986) и при оценке антропогенного воздействия (Казанцева, Михайличенко, 1986; Шлевкова, 1993; Свирскене, 2003; Степанов и др., 2005), т.к. при возникновении в почве стрессовой ситуации некоторые показатели внутрипочвенной биологической активности изменяются раньше других почвенных характеристик.
Все биологические процессы, связанные с превращением веществ и энергии в почве, осуществляются с помощью ферментов, играющих важную роль в мобилизации элементов питания растений, а также обусловливающих интенсивность и направленность наиболее важных биохимических процессов, связанных с синтезом и распадом гумуса, гидролизом органических соединений и окислительно-восстановительным режимом почвы (Хазиев, 1976; 1979; 1982; 2005).
Ферментативная активность почвы - это способность почвы проявлять каталитическое воздействие на процессы превращения экзогенных и собственных органических и минеральных соединений благодаря имеющимся в ней ферментам, как в связанном, так и свободном состоянии. В то же время в этом выражении отражается зависимость проявления ферментативной способности почвы от окружающих экологических факторов (Хазиев, 1982).
Формирование и функционирование ферментативной активности почвы - это сложный и многофакторный процесс. Согласно системно-экологической концепции, он представляет собой единство экологически обусловленных процессов поступления, стабилизации и проявления активности ферментов в почве. Эти три звена определены как блоки продуцирования, иммобилизации и действия ферментов (Хазиев и др., 1991).
Источником ферментов являются населяющие почву микроорганизмы, корни и корневые выделения высших растений, а также поступающие в почву надземные части растений и остатки животных. Активно продуцируют ферменты бактерии, грибы, актиномицеты, представители почвенной фауны, включая простейших (Горкунов, Ефремов, 2006).
Мнения о вкладе различных компонентов в накопление ферментов в почве противоречивы. По мнению некоторых авторов (Козлов, 1964; 1966; Красильников, 1958) основная роль в формировании ферментного пула почвы принадлежит корневым выделениям растений, согласно другим (Кацнельсон, Ершов, 1958) - почвенным животным. Однако большинство исследователей (Hofmann, Hoffmann, 1955; Kiss, 1958; Козлов, 1966; Sequi, 1974; Звягинцев, 1979 и др.) считают, что ферментативный пул в почве состоит из внутриклеточных.и внеклеточных ферментов,; преимущественно/: . микробного происхождения.
Значительная: часть ферментов выделяется: при жизни организмов (экзрферменты), некоторое количество ферментов поступает в почву после лизиса клеток- (эндоферменты) микроорганизмов (Купревич, Щербакова 1966- McEareniet all, 1975;;Skujins, 1976);
Поступая- в почву, растительные, микробные и животные остатки попадают в сферу сложнейших превращений: Как и в живом организме; на всехч звеньях сложной цепи трансформации органических веществ в почве участвуют последовательно действующие; ферментные системы. BS почве (если брать ее в глобальном масштабе) происходит сложный цикл обмена . азота; фосфора; углерода-, серы и всех- остальных органогенных элементов, идет распад, сложных .молекул: целлюлозы, лигнина и других углеводов, белков-и нуклеиновых кислот, появляются; промежуточные продукты -полной . минерализации; т они вновь,используются микроорганизмами и корнями-цшш повторяется-снова (Хазиев; 1972): Этот цикл превращения веществ в почве по своему биохимическому механизму № направленности в целом . напоминает обмен; веществ в.. живом? организме. Вот почему в настоящее время; почва; рассматривается, как. биологическая система, находящаяся, в состоянии;динамического равновесия: Однако;равновесие процессов синтеза и. распада в- почве относительное — оно; характерно только для данной экологической и физико-географическош обстановки, / в которой эволюционирует данная-; почва. При изменении условий: в; результате эволюции, всей/ природной среды- это равновесие может смещаться; как. в сторону превалированияшроцессов синтеза, так и распада (Хазиев, 1972);
Почвенные ферменты участвуют при распаде1 растительных, животных и микробных остатков, а также в= синтезе гумуса. В результате ферментативных процессов; питательные вещества из трудно усвояемых соединений" переходят в; легко доступные формы для растений и микроорганизмов. Ферменты отличаются исключительно высокой
Определение биологической активности почвы
Общее содержание железа в почве зависит от ее происхождения и колеблется в большинстве случаев от 0,05 до 10,0%. Минимальное содержание железа - около 0,5% - свойственно торфяным и песчаным почвам. В серых лесных почвах оно повышается до 5-6, а в красноземе его содержание в метровом слое достигает 11-12% (Ягафарова, 2008).
Как известно ПДК для железа не установлена, кларк железа составляет 25000 мг/кг (Брукс, 1983). Содержание железа было максимальным в почвах Учалинского района и составляло в стационарной площадке У1 41240,3 мг/кг, что превышало кларк железа почти в 1,5 раза. Во всех остальных пробных площадках г.Учалы этот показатель не превышал уровень ПДК.
Содержание валовых форм железа в почвах г.Сибай превышало кларк в 1,1-1,3 раза: у ИЗ, в восточном направлении на удалении 5 и 10 км, в северовосточном на расстоянии 5 и 10 км, в юго-восточном - на удалении 5 км. В остальных случаях превышение кларка отмечено не было.
Анализ содержания меди, цинка и железа на изучаемых территориях показал, что валовое содержание в почве изученных ТМ по мере удаления от ИЗ уменьшалось. Максимальное содержание их наблюдали в образцах почвы, отобранных у источника загрязнения: для СФ УТОК превышение ПДК по меди составляло примерно 14 раз, по цинку почти 6 раз, для УГОК по меди - 6 раз, по цинку почти 5 раз. Для ЗАО «Бурибаевский ГОК» превышение ПДК по меди и цинку отмечено не было (рис. 8).
Максимальный уровень меди и цинка был обнаружен в зоне влияния СФ УГОК. Возможно, это связано с повышенной техногенной нагрузкой СФ УГОК на прилегающую территорию по сравнению с УГОК и ЗАО «Бурибаевский ГОК», что обусловлено как длительностью эксплуатации, так и способами добычи медьсодержащих руд (Башкортостан ..., 2006). Наибольшее содержание валовых форм железа было установлено в зоне воздействия УГОК. В этом случае превышение кларка железа составляло почти 1,5 раза.
Полученные данные согласуются с результатами других авторов, согласно которым, почвы, попадающие в зону влияния Учалинского ГОКа, в радиусе 4-6 км были загрязнены медью, цинком, свинцом, кадмием и др. (Белан, 2005, 2006). Превышение ПДК по валовым формам в 2006 г. составило: по меди - в 1-30 раз (в 1997 г эта величина была равна 1-10 раз), по цинку в 2-60 раз (соответственно 5-50 раз). Автор отмечает, что источником загрязнения почвенного покрова является Учалинский ГОК, в частности сульфидные минералы (руд и минерализованных вмещающих пород) Учалинского месторождения, оказавшиеся в зоне окисления, в отвалах, хвостах обогащения, пыли горных работ. Загрязнение осуществляется преимущественно аэрогенным путем за счет массовых взрывных работ в карьере, в меньшей степени - дефляции с отвалов, в процессе транспортировки руд и их переработки. В непосредственной близости от отвалов почвы дополнительно загрязняются инфильтрацией.
Аэрогенное загрязнение территории вокруг УГОК распространяется по направлению господствующих ветров на северо-восток на 4-6 км и более и зависит от рельефа местности. Степень загрязнения убывает с удалением от промплощадки УТОК и зависит от направления господствующих ветров.
Техногенное загрязнение подтверждается накоплением тяжелых металлов в верхних слоях почвенного профиля. Площадь и интенсивность загрязнения почв тяжелыми металлами за время разработки месторождения карьерным способом увеличилась, в среднем, в 8 раз. Новообразованные почвы на техногенных грунтах (отвалах, хвостах обогатительной фабрики) содержали в 8-50 раз больше цинка, чем геохимические фоновые почвы (Белан, 1997; Белан, 2006).
В почвах на территории, прилегающей к СФ УГОК, также установлено превышение ПДК меди в 1-8 раз (Белан, 2006).
Таким образом, почвы, прилегающие к территории СФ УГОК, более сильно подвержены техногенному загрязнению по сравнению с УГОК и ЗАО «Бурибаевский ГОК». Самыми «чистыми» оказались почвы, прилегающие к территории ЗАО «Бурибаевский ГОК».
Полученные результаты подтверждают данные Ю.А. Шагеевой с соавт. (2001), изучавшими содержание некоторых ТМ в почвах Башкирского Зауралья вблизи горно-обогатительных комбинатов. Авторы установили, что содержание меди в почве и растениях определяется интенсивностью добычи и переработки полезных ископаемых, а также удаленностью территории от ИЗ. Загрязнение верхнего слоя почвы как валовыми, так и подвижными формами металлов особенно ярко проявлялось на черноземе обыкновенном (в г. Сибае). Так, в непосредственной близости от данного предприятия валовое содержание меди превышало ПДК в 13 раз, а содержание подвижных форм - в 64 раза.
Наблюдалась четкая закономерность снижения концентрации меди и цинка в черноземах по мере удаления от источников загрязнения. В черноземах южных валовое содержание меди не превышало ПДК, но было выявлено превышение ее по подвижным формам. Этот факт вызывает опасения,.так;как именно,подвижные формы тяжелых.металлов, проникают в растениЯ И поступают впищевые цепи;. На, черноземах выщелоченных щ южных по- валовым: формам цинка. отсутствовало; превышение ПДК, в то жевремя в черноземах обыкновенных было выявлено превышение ПДК Вградиусе 5 кмютИЗ (Шагиева идрі, 200L).
Оценка;уровня загрязнения почв.1 как индикаторов неблагоприятного воздействия наг здоровье населения-, проводилась по? показателям, разработанных; при? сопряженных: геохимических и: геогигиенических: . исследованиях окружающей: среды. Такими; показателями являются. . коэффициент концентрации? химического: вещества Кс и .суммарный . показатель загрязнения Zc,. равный сумме коэффициентов; концентраций ХИМИЧеСКИХ ЭЛемеНТОВ
Оценка опасности загрязнения; почв- ; комплексом, металлов; по; . показателю; Zc. Градации оценочной "шкалы- были разработаны., на- основе: изучения? показателей/ состояния здоровья; населения, проживающего на1 территориис различнымуррвнем загрязнения почв, (Черников и др.,2000). В табл: бшредставлена,оценка уровня загрязнения, исследуемых почв ПО; показателю: Zc.
Таким образом; по. оценке уровня загрязненности почвы »по показателю/ суммарного: загрязнения, территории, прилегающие к изучаемым: горно-обогатительным- комбинатам, не. относятся к категории чрезвычайно: опасных. Однако территория; в радиусе 0,5 км от источника загрязнения в зоне влияния СФ-УГОК относится к категории высоко опаснощ . так как в этом случае суммарный показатель загрязненности почв Zc равен 32. К . умеренно опасноикатегории загрязненности относятся почвы: на расстоянии 5 км в восточном направлении от ЄФ УГОК и на расстоянии 0;5 км от УТОК. Остальные изученные территории, в том числе окрестности почв ЗАО «Бурибаевский ГОК», относятся к допустимой категории загрязнения.
Протеолитическая активность почв в зоне воздействия горнорудных комплексов
На рисунке 30 представлены кривые зависимости логарифма W (интенсивности окрашенности ячейки) от логарифма номера ранга, различающиеся по крутизне, для участков, находящихся в зоне воздействия СФ УГОК. Кривой с наибольшей крутизной соответствовал почвенный образец С1, с наименьшей - образец С9. Сравнительная оценка коэффициентов стабильности d, рассчитанных в программе «ЭКОЛОГ» для всех изученных почвенных образцов, приведена на рис. 31.
Сравнительная оценка стабильности микробных сообществ почв, находящихся в зоне воздействия горно-обогатительных комбинатов.
Из рисунка следует, что наибольшее значение d соответствовало участкам С1, У1, а также С4 и Б6. Однако превышение «красной черты» было отмечено только в одном случае (С1).
Следовательно, микробные сообщества большинства изученных почвенных образцов являются стабильными, за исключением С1 (ив некоторой степени У1), которые наиболее загрязнены ТМ.
Сравнение структурно-функциональных характеристик микробных сообществ с интегральным показателем биологического состояния
Нами была предпринята попытка сравнить результаты оценки экологического состояния почв по интегральным показателям, полученным традиционными микробиологическими методами и МСТ. Как известно, определение всех показателей биологической активности занимает много времени и очень трудоемко. Метод МСТ прост в проведении эксперимента, имеет высокую чувствительность, хорошую воспроизводимость при исследовании большого числа образцов и возможность строгого математического сравнения его с данными других методов изучения микробных сообществ.
Сравнительный корреляционный анализ между параметрами биоразнообразия (индексом Шеннона), полученным с помощью мультисубстратного тестирования, и определенным ранее ИПБС показал, что между ними имеется тесная корреляционная связь (r=0,71; р = 0,02) (рис.32).
Оценка экологического состояния почвенных образцов с помощью различных интегральных показателей (индекс Шеннона и ИПБС)
Особенно хорошее совпадение результатов наблюдается в почвах, не загрязненных ТМ, что четко видно на рисунке, отражающем распределение почвенных образцов в координатах «индекс Шеннона - ИПБС» (рис. 33). Б4 о БЗУ5о С8 о у2о СЗ , У4С5 -Б655 о о С9 о
Таким образом, проведенные исследования показывают, что параметры функционального биоразнообразия, полученные методом мультисубстратного тестирования, можно использовать для оценки экологического состояния почвы. Преимущества МСТ несомненны: он достаточно легко выполняется, результаты его можно получить уже через 1 -3 дня. Однако для более полной и объективной оценки экологического состояния почв следует применять и другие интегральные показатели. Метод МСТ позволяет выявить различия в состоянии микробных сообществ почв, не только подверженных техногенному загрязнению, но и относящихся к различным зональным типам. Это обосновывает его практическое использование в целях биомониторинга состояния почв.
Анализ распределения почвенных образцов в трехмерном пространстве в координатах ИПБС - Zc - Н показал (рис. 34) наличие четко выраженной закономерности, согласно которой почвы сгруппированы в зависимости от их зонального подтипа и степени загрязнения ТМ.
Распределение почвенных образцов в координатах ИПБС - Zc -индекс Шеннона Н Отчетливо выделяется расположение в пространстве сильно загрязненных ТМ образцов С1 и У1. Вместе сгруппированы образцы почв, расположенных в радиусе 5 км от ИЗ. Все остальные изученные образцы формируют один кластер, однако в нем прослеживается дифференциация почв по зональным подтипам. Следовательно, использование интегральных показателей, полученных с помощью нескольких независимых методов, позволяет дать объективную оценку экологического состояния почвенного покрова в условиях техногенного загрязнения. 1. Почвы, расположенные в радиусе 5 км от предприятий горнодобывающего комплекса Башкирского Зауралья, загрязнены медью, цинком и железом. Степень загрязненности почв в зоне воздействия предприятий - загрязнителей определяется длительностью их эксплуатации и убывает в ряду: Сибайский филиал Учалинского горно-обогатительного комбината Учалинский горно-обогатительный комбинат Бурибаевский горно-обогатительный комбинат.
2. Ферментативная активность почв зависит от содержания в них тяжелых металлов, а также от количества осадков за вегетационный период. В наибольшей степени активность ферментов (протеазы, уреазы и целлюлазы) ингибируется в верхнем слое почв 0-10 см. По степени чувствительности к загрязнению медью, цинком и железом ферменты образуют ряд: протеаза уреаза целлюлаза.
3. Загрязнение почв тяжелыми металлами в зоне влияния горнообогатительных комбинатов Башкирского Зауралья не приводит к достоверному снижению численности целлюлозолитических микроорганизмов.
4. Результаты мультисубстратного тестирования подтверждают, что техногенное загрязнение почв тяжелыми металлами отрицательно влияет на функциональную активность микробных сообществ. Это позволяет использовать данный метод в качестве экспресс-теста для оценки экологического состояния почв.
5. По интегральным показателям биологического состояния и индексам суммарного загрязнения почвы в непосредственной близости от источника загрязнения относятся к категории высоко-опасного, а в радиусе от 0,5 до 5 км умеренно-опасного загрязнения.
Анализ полученных результатов позволяет сделать следующие рекомендации при использовании характеристик биологической активности почвы в качестве параметров биомониторинга в условиях загрязнения ТМ.
1. Предпочтительнее использование ферментативной активности по сравнению с микробиологическими показателями в виду их высокой вариабельности.
2. При выборе изучаемых ферментов необходимо ориентироваться на те, активность которых в меньшей степени зависит от погодно-климатических условий и определяется, главным образом, концентрацией ТМ в почве.
3. В случае необходимости быстрой оценки степени загрязненности почв ТМ можно рекомендовать метод МСТ в качестве экспресс-теста, однако для наиболее полной достоверной оценки экологического состояния почв необходимо использовать интегральные показатели, полученные с помощью различных независимых методов.
