Содержание к диссертации
Введение
ГЛАВА 1. Современное состояние проблемы загрязнения компонентов городской среды нефтепродуктами 10
1.1. Органические загрязняющие вещества нефтяного происхождения, характерные для городской среды 10
1.2. Формы нахождения, поведение нефтепродуктов в почвенном покрове 13
1.3. Влияние нефти и её продуктов на свойства почвенного покрова 15
1.3.1. Влияние нефти и её продуктов на морфологические и физико-химические свойства почвы 16
1.3.2. Влияние нефти и её продуктов на биологические свойства почв 19
1.4. Нормирование и оценка экологического состояния почв, загрязненных нефтепродуктами 22
1.5. Технологии восстановления почв, загрязненных нефтепродуктами 27
ГЛАВА 2. Характеристика района исследования 30
2.1. Природно-ландшафтная характеристика Архангельска 30
2.2. Источники загрязнения углеводородами нефтепродуктов Архангельска 33
ГЛАВА 3. Объекты и методы исследования 36
3.1. Объекты исследования 36
3.2. Программа работ 36
3.3. Методы экологического исследования 37
3.4. Объем выполненных работ 45
ГЛАВА 4. Влияние автотранспорта на загрязнение урбоэкосистемы архангельска 47
4.1. Состояние приземного слоя атмосферы 48
4.2. Содержание нефтепродуктов в почвах 50
4.3. Временная и пространственная динамика аккумуляции и миграции нефтепродуктов в городских почвах 53
ГЛАВА 5. Влияние углеводородов нефтепродуктов на физико- химические свойства почв 59
5.1. Содержание остаточных углеводородов нефтепродуктов 59
5.2. Емкость катионного обмена 65
5.3. Кислотно-основные свойства 68
5.4. Содержание и фракционно-групповой состав органического вещества 75
5.5. Содержание подвижных форм биофильных элементов 84
ГЛАВА 6. Влияние углеводородов нефтепродуктов на биологические свойства почв 96
6.1. Общая численность основных групп микроорганизмов 96
6.2. Ферментативная активность 104
6.3. Дыхательная активность 111
6.4. Интенсивность микробного разложения целлюлозы 115
6.5. Фитотоксичность почв 118
ГЛАВА 7. Предложения по диагностике и нормированию загрязнения почв нефтепродуктами 126
Выводы и предложения 133
Список литературы 136
- Формы нахождения, поведение нефтепродуктов в почвенном покрове
- Источники загрязнения углеводородами нефтепродуктов Архангельска
- Методы экологического исследования
- Временная и пространственная динамика аккумуляции и миграции нефтепродуктов в городских почвах
Формы нахождения, поведение нефтепродуктов в почвенном покрове
В настоящее время в отечественной и мировой науке и практике создан значительный задел по вопросам нормирования химического загрязнения почв. Однако многие задачи по-прежнему не решены (Колесников и др., 2011). Например, для нефти, бензина, дизельного топлива, моторного масла и др. нефтепродуктов (НП) не установлены предельно допустимые концентрации (ПДК), экологически безопасные нормы их содержания как региональные, так и локальные с учетом местных эколого-геохимических особенностей территории. Отсутствие ПДК, научно-обоснованных и утвержденных нормативов затрудняет планирование и проведение рекультивационных работ, осложняет расчет ущерба, наносимого загрязнением почв нефтью и НП, (Бакина и др., 2007).
В ряде случаев в качестве контроля ориентируются на фоновые значения. Для каждого района существует свой региональный фон содержания углеводородов НП в поч 23 вах. По М.И. Герасимову с соавторами (2003) фон разных регионов колеблется в широких пределах – от 10 до 500 мг/кг. Согласно РД 52.18.575-96, для районов, ведущих добычу нефти, фоновые значения приняты равными 100 мг/кг, для районов, не ведущих добычу – 40 мг/кг.
В Беларуси для районов, не ведущих добычу, установлены естественный, региональный фон и градация почв по степени загрязненности НП (таблица 1.3), (Хомич, 2009).
Накопленный экспериментальный материал позволяет в ряде случаев установить значения допустимого остаточного содержания нефти (ДОСН) и ее продуктов в почвах.
Интересным является зарубежный опыт. В обзоре Р. Эллиса и Р. С. Адама (1961) по восстановлению загрязненных НП почв делается вывод о том, что безопасные пределы концентраций нефти и НП в почвах существенно различаются в зависимости от климатических показателей и типов почв. В среднем безопасный уровень содержания нефти в почве – до 1 000 мг/кг, начало серьезного ущерба – около 3 500 мг/кг почвы.
В обзоре Мак Джилла (1977) приводятся данные исследователей зарубежных стран по установлению безопасных пределов содержания нефти в почвах, которые существенно различаются в зависимости от климатических и почвенных особенностей районов исследования, и колеблются от 5 000 до 75 000 мг/кг. В Нидерландах предусмотрено проведение мероприятий по очистке почв и грунтов от НП при высоком уровне загрязнения (с 5 000 мг/кг сухой почвы, содержащей около 10% гумуса). Повышенное загрязнение (от 1 000 до 5 000 мг/кг) требует устранения причины загрязнения и наблюдения за динамикой самовосстановления. При содержании нефти свыше 5 000–10 000 мг/кг требуются определенные мероприятия по рекультивации и санации почв, однако считается, что в течение года содержание НП снизится до безопасного уровня. При уровне загрязнения свыше 10 000 мг/кг требуется выбор оптимального способа рекуль 24 тивации и санации. В Германии и странах Западной Европы содержание в 2 000 мг/кг считается малым загрязнением.
По мнению Л. Г. Бакиной и ее соавторов (2007) относительно высокий уровень допустимых концентраций нефти в Нидерландах и Германии обусловлен атлантическим климатом Западной Европы, весьма продолжительным вегетационным периодом и активным протеканием процессов микробиологической и химической деструкции НП.
Существуют нормы общего содержания нефтяных углеводородов состава С10-С40 для Западной Европы, рассчитанные по величине потенциального эко токсикологического риска. Они составляют 5 000 мг/кг сухого веса для почв или 0,5%. Для легких фракций алифатических и ароматических углеводородов эти нормы составляют 28–52 170 мг/кг и 95–17 570 мг/кг, соответственно (Franken, Baars, 2000).
На сегодня в Санкт-Петербурге на региональном уровне приняты следующие допустимые уровни содержания НП: в почве селитебных зон – 180 мг/кг; в почве автозаправочных станций – 275 мг/кг; в почве нефтехранилищ и площадок разгрузки НП – 2 000 мг/кг (Распоряжение мэра…, 1994).
М. А. Прокошевой (2000) разработаны обобщенные критерии содержания нефти и НП в почвах (таблица 1.4), но в данной классификации не учтены регионально-климатические и прочие факторы, влияющие на растения.
По данным М. С. Куюкиной и Н. Б. Ившиной (2001) для хозяйственного и сельскохозяйственного использования допускается очищенный грунт, содержащий 0,1–0,6 вес. % остаточных углеводородов НП.
Для средней полосы России (Воронежская область) установлены пороговые концентрации содержания нефти в почве – 15 000 мг/кг и ниже. Почвы с концентрацией 15 000–30 000 мг/кг считаются слабо загрязненными, а более 30 000 мг/кг считаются загрязненными (Каверина, 2004).
В республике Коми принят Регламент приемки нарушенных и загрязненных нефтью и НП земель после проведения восстановительных работ (2012), который установил значения ДОСН и НП (приложение 1, таблица 1).
Государственной системой санитарно-эпидемиологического нормирования РФ были разработаны ОДК нефти и НП для почв различных природных зон России. Величины ОДК были установлены (с учетом фона), (Другов, Родин, 2007): ОДК для легких НП составляет 2 000–8 000 мг/кг, для нефти и тяжелых НП – 700–4 000 мг/кг (приложение 1, таблица 2). При этом в качестве ОДК предложено считать нижний допустимый уровень загрязнения, при котором в данных природных условиях почва быстро восстанавливает свою продуктивность, а негативные последствия для почвенного биоценоза могут быть самопроизвольно ликвидированы. Однако для установления экологически безопасного содержания нефти и НП в почве установление нижнего допустимого уровня концентрации (ОДК) недостаточно. Очень важно определить для почвы так называемый верхний допустимый уровень, или предел потенциала самоочищения почв. В интервале нижнего и верхнего допустимых уровней загрязнения почв нефтью и НП негативные процессы могут быть сильно выражены, но не приводят к необратимым изменениям в почве и окружающей среде. Очевидно, что специальные мероприятия по санации и восстановлению требуются при содержании нефти и НП выше верхнего допустимого уровня их содержания в почве (Бакина и др., 2007).
Ю. И. Пиковский (1993), Л.Б. Бакина и её соавторы (2007) отмечают подход к установлению ДОСН и НП в почве, который необходимо проводить с учетом типа почв и региональных биоклиматических особенностей. При этом следует выявить наиболее информативные критерии, по которым можно было бы судить о степени нарушения почвенных биоценозов при загрязнениях. Практически все компоненты биоценозов реагируют на нефтяное загрязнение и могут быть использованы в качестве индикационных показателей для диагностирования допустимого уровня содержания нефти и НП. С точки зрения почвоведов из всего многообразия живых организмов наиболее важными являются две больших группы: микроорганизмы (Ананьева, 2003; Вальков и др., 2006; Ба-кина и др., 2007; Полонский и др., 2011; Stress effects…, 1981; Ohtonen, 1994; Chapin, 1996) и высшие растения (Кабиров и др., 1997; Пермогорская, 2004; Наквасина и др., 2006; Бакина и др., 2007; Маячкина и др., 2007; Полонский и др., 2011).
Источники загрязнения углеводородами нефтепродуктов Архангельска
Оценка физико-химических и биологических свойств почв модельного эксперимента проводилась на основании двух принципов: - санитарно-гигиеническое нормирования содержания в почвах БЭ, используя соотношение фактически определенной концентрации элемента и предельно-допустимой его концентрации. Соответственно, изучаемые объекты подразделяются на 2 категории: соответствующие и несоответствующие требованиям; - системы общепринятых шкал, применяемых для почв (Звягинцев, 1978; Практикум по агрохимии, 1997; Кабиров и др., 1997; Пискунов, 2004; Наквасина, 2009; Оптимизация минерального…, 2012). Оценка емкости поглощения проводилась по следующим критериям, мг-экв./100 г почвы: малая – 15, средняя – 15–30, высокая – 30 (Наквасина, 2009).
Оценочные шкалы почв по кислотности (рНвод и рНсол), по содержанию органического вещества (гумуса), подвижных форм фосфора и калия; по количеству бактерий, активности уреазы представлены в приложении 2, таблицы 4–9 (Звягинцев, 1978; Каби-ров и др., 1997; Пискунов, 2004; Оптимизация минерального…, 2012).
Для получения сопоставимых результатов по итогам биотестирования рассчитаны индексы токсичности оцениваемого фактора (ИТФ): ИТФ = , (2) ТФк где ТФ0 - значение регистрируемой тест-функции в опыте, ТФк - в контроле. Величина ИТФ изменяется от 0 до М, где М - любая положительная величина. Класс фитотоксич-ности определяли согласно шкале (Кабиров и др., 1997), (приложение 2, таблица 10).
Оценка степени нарушения функций почв при их загрязнении НП проводилась на основании системы интегральных показателей: химического состояния (ИПХСП), предложенного В. П. Серединой с соавторами (2006), и биологического состояния (ИПБСП), предложенного В. Ф. Вальковым с соавторами (1999).
Данные методики позволяют оценить совокупность физико-химических и биологических показателей. Для этого в выборке максимальное значение каждого из показателей принимается за 100% и по отношению к нему в процентах выражается значение этого же показателя в остальных образцах:
После этого, суммируются уже относительные значения многих показателей (например, физико-химические показатели: актуальная, обменная кислотность, содержание органического вещества, подвижных форм калия; биологические показатели: количество КОЕ бактерий, актиномицетов, активность почвенной уреазы, дыхание и др.) и рассчитывается средний оценочный балл изученных показателей для образца (варианта): Бер. = (Б1 + Б2 + БЗ …+ Бп) IN, (4) где Бср. - средний оценочный балл показателей, Б1 - относительный балл показателя, N - число показателей. Интегральные показатели физико-химического (ИПХСП) и эколого-биологического (ИПЭБСП) состояния почвы рассчитывают аналогично формуле (3):
ИПХСП = (Бср. / Бср. max) 100%, (5) ИПЭБСП = (Бср. / Бср. max) 100%, (6) где Бср. - средний оценочный балл всех показателей, Бср. max - максимальный оценочный балл всех показателей.
При диагностике загрязнений за 100% принимается значение каждого из показателей в незагрязненной почве и по отношению к нему в процентах выражается значение этого же показателя в загрязненной почве.
Оценка степени деградации почв на основе ИПЭБСП приведена по шкале С. И. Колесникова, К. Ш. Казеева (2002), (приложение 2, таблица 11).
Сравнение выборок осуществляли статистическим методом проверки нуль-гипотезы с помощью F-критерия. Для исследования структуры взаимосвязей изучаемых параметров использовали корелляционный анализ.
В основу оценки экологического состояния городской среды Архангельска положен большой объем полевых, лабораторных и камеральных работ. Выбрано и описано 28 точек учета автотранспорта. Построены математические модели загрязнения приземного слоя атмосферного воздуха по загрязняющим веществам: NO2, NO, SO2, CO, углеводороды бензина.
В Архангельске заложено и описано 85 пробных площадей (ПП) и 2 ПП – в пригороде, в том числе на 18 ПП - полные почвенные разрезы. С ПП Архангельска взято 168 почвенных образцов: селитебный ландшафт – 89 образцов с 65 ПП (с 58 ПП почвенные образцы отбирали в слое 0–20 см, с 7 – по горизонтам почвенного профиля), промышленный ландшафт – 33 образца (с 10 ПП отбирали по горизонтам почвенного профиля). Для рассмотрения сезонной динамики накопления нефтепродуктов (НП) в почвах было отобрано 35 почвенных образцов с 4 ПП селитебного ландшафта города (14 почвенных образцов отобраны в весенний период, 6 образцов – в летний и 15 образцов – в осенний период). Почвенные образцы отобраны по горизонтам почвенного профиля.
Для оценки влияния автотранспорта на загрязнение городских почв НП с 13 ПП (почвенные образцы отбирали в слое 0–20 см) было отобрано 26 почвенных образцов: 13 – около автодорог с различной степенью интенсивности движения транспортного потока и уровнем загрязнения, 13 – на расстоянии более 5 м от дороги за искусственной или естественной преградой.
В ходе модельного эксперимента изучено 324 почвенных образца, 108 проб, в том числе 27 проб незагрязненных почв по физико-химическим и биологическим показателям. Собственными силами на базе лаборатории биогеохимических исследований ИЕНТ САФУ имени М.В. Ломоносова в почвенных образцах, отобранных на территории промышленного и селитебного ландшафтов Архангельска, определено содержание НП, в пробах модельного эксперимента – остаточное содержание НП, физико-химические и биологические показатели. В лабораторных условиях было проведено более 7 000 различных химических и биологических анализов.
Наряду с промышленностью и энергетикой существенное воздействие на окружающую среду оказывает транспорт. В городах автотранспорт – один из главных источников загрязнения: в процессе функционирования транспорта в атмосферу попадает резинотехническая пыль, токсичные вещества, содержащиеся в отработанных газах; в результате слива и пролива горючего и смазочных материалов загрязняются почва и водоемы (Ручин и др., 2009).
В настоящее время в большинстве городов мира, в том числе России доля выбросов загрязняющих веществ (ЗВ) от передвижных источников увеличивается по сравнению со стационарными источниками. Данная тенденция объясняется рядом причин: увеличение численности автомобильного парка, планировка городской сети магистралей, возможное несоответствие автотранспорта требованиям государственных стандартов по токсичности и дымности (ГОСТ Р 52033-2003; Ручин и др., 2009).
Экологическое состояние окружающей среды любого города находится в неразрывной связи с парком автотранспорта. В Архангельске увеличение уровня загрязнения атмосферного воздуха происходит главным образом вследствие значительного роста автотранспорта. Именно автотранспорт является одним из основных источников загрязнения Архангельска как неорганическими поллютантами, так и нефтепродуктами (НП).
Продукты неполного сгорания топлива аэрогенным путем воздействуют на компоненты урбоэкосистемы: приземный слой атмосферы – человек, растение – почва. Происходит и точечное загрязнение почвенно-растительного покрова углеводородами бензина, дизельного топлива, моторного масла вследствие технических неисправностей автотранспорта, ведущих к утечке горюче-смазочных материалов.
Методы экологического исследования
На начальном сроке инкубации дизельное топливо, моторное масло, как и бензин, на всем диапазоне концентраций в глине увеличивают ЕКО, в суглинке и супеси уменьшают. В суглинке при воздействии углеводородов дизельного топлива, моторного масла емкость поглощения уменьшается со средней степени до малой в 1,7–2,2 раза и в 2,0–3,2 раза, соответственно, в супесчаной – в 1,9–3,1 раза и в 2,2–3,8 раза, соответственно, и находится в пределах малой степени. В сравнении с бензином, дизельное топливо и моторное масло оказывают наибольшее негативное воздействие на ЕКО. После 1-го месяца инкубации в глине, загрязненной дизельным топливом и моторным маслом, на всем диапазоне концентраций ЕКО снижается в 2–3 раза. В суглинке и супеси значения ЕКО выше значений ЕКО после 3-х суток инкубации и углеводороды НП не оказывают негативного воздействия.
С течением времени (после 4-х месяцев инкубации) НП не оказывают негативного воздействия на емкость поглощения почв, что способствует ее восстановлению. ЕКО почв различного гранулометрического состава при 0,5% загрязнении дизельным топливом и на всем диапазоне концентраций моторного масла достигает показатели ЕКО незагрязненных инкубированных почв.
Остаточное содержание НП обуславливает емкость поглощения. Например, после 3-х суток инкубации, как в суглинке, так и в супеси между ЕКО и остаточным содержанием НП выявлена отрицательная корреляция (r = -0,88±0,07 (связь сильная, tфакт (12,57) tкрит (5,04) при Р = 0,001); r = -0,57±0,22 (связь средняя, tфакт (2,59) tкрит (2,31) при Р = 0,05), соответственно), при которой наибольшие значения ЕКО наблюдаются при наименьшем остаточном содержании НП. Следовательно, увеличение ЕКО с течением времени связано с уменьшением остаточного содержания НП в результате окисления и микробиологического разложения НП, что способствует постепенному восстановлению поглотительной способности почв.
Таким образом, способность к поглощению снижается в ряду почв: глина суглинок супесь, что связано с различной емкостью катионного обмена – максимальной у почвы тяжелого гранулометрического состава.
Внесение нефтепродуктов в почвы приводит к изменениям их емкости катионно-го обмена, поэтому данный показатель может быть использован как индикационный при оценке загрязнения и нормировании допустимого остаточного содержания углеводородов нефтепродуктов в почвах.
На начальном сроке инкубации нефтепродукты оказывают негативное воздействие на емкость катионного обмена. Степень негативного воздействия снижается в ряду нефтепродуктов: моторное масло дизельное топливо бензин. «Блокировка» обменных центров ППК гидрофобными пленками нефтепродуктов в суглинке и супеси происходит после 3-х суток инкубации, в глине – после 1-го месяца. С течением времени емкость катионного обмена загрязненных почв восстанавливаются.
Емкость поглощения загрязненных почв зависит не только от их гранулометрического состава, но и от вида, остаточного содержания нефтепродукта и срока инкубации.
Для оценки кислотно-основных свойств использовали показатели актуальной, обменной и гидролитической кислотности.
Почвенные растворы и твердые фазы условно чистых почв различного гранулометрического состава имели различные рН, которые находились в пределах значений оптимальной реакции среды (5,0–7,0 рН), благоприятной для роста большинства растений, способствующей росту активности микроорганизмов (приложение 2, таблица 3). У глины рН вод или актуальная кислотность составила 7,0; рНсол или обменная кислотность – 6,8; гидролитическая кислотность – 1,3 мг-экв./100 г почвы. У суглинка и супеси рНвод равен 6,4; обменная кислотность – 6,3 и 6,0; гидролитическая кислотность – 2,1 и 2,6 мг-экв./100 г почвы, соответственно. Гидролитическая кислотность почв различного гранулометрического состава была оптимальной и находилась в пределах 1,0–3,0 мг-экв./100 г, характерных для почв сельскохозяйственного использования (Черников и др., 2001).
Кислотно-основные свойства глины, суглинка и супеси, загрязненных НП, существенно не отличались (приложение 4, таблица 3, 4, 5).
В условиях модельного эксперимента было установлено, что актуальная кислотность исследуемых почв, связанная с содержанием свободных ионов водорода в почвенном растворе, при внесении углеводородов бензина, дизельного топлива и моторного масла меняется (приложение 4, таблица 6). Так, под воздействием НП после 3-х суток инкубации почвенные растворы глины и суглинка имеют слабощелочную, супеси – сла 69
бокислую реакцию среды (рисунок 5.4). При этом происходит незначительное подкис-ление почвенного раствора глины и подщелачивание почвенного раствора суглинка, супеси относительно незагрязненных инкубированных почв. В диапазоне концентраций НП (бензин, дизельное топливо, моторное масло) от 0,5% до 5,0% актуальная кислотность суглинка составила 7,0–7,2 рН; 7,3–7,4 рН; 7,1–7,2 рН, соответственно. Степень воздействия НП на реакцию среды почвенного раствора (его подщелачивание) снижается в ряду НП: дизельное топливо моторное масло бензин.
На начальном сроке инкубации актуальная кислотность загрязненной глины и суглинка превышает пределы оптимальных значений рН. Наибольшую степень воздействия на актуальную кислотность (подщелачивание) оказывают менее летучий легкий НП – дизельное топливо и тяжелый НП – моторное масло. Подщелачивание почвенных растворов может быть обусловлено добавлением НП, имеющих нейтральную или слабощелочную реакцию среды. Как указывает Ф. Р. Зайдельман (1974), избыток специфического органического вещества, входящего в состав нефти, способствует образованию гидрофобных пленок на поверхности почвенных частиц и ухудшению условий аэрации. Усиление степени оглеения почв и анаэробное брожение углеводородов также способствует подщелачиванию почвенного раствора. Исследования М. Ю. Гилязова, Т. А. Андреевой, В. П. Сединой и С. И. Колесникова с соавторами (Гилязов, 1980; Андреева, 2005; Середина и др., 2006; Колесников и др., 2007) подтверждают выявленную закономерность.
Щелочность почвенного раствора суглинка выше, чем глины на всем диапазоне концентраций, что может быть связано с уменьшением количества тонкодисперсных частиц, обладающих хорошей поглотительной способностью. Слабое подкисление почвенных растворов глины относительно незагрязненной инкубированной почвы может быть связано с повышенным содержанием коллоидов и высокой буферной способностью почвы.
Воздействие НП на актуальную кислотность на начальном сроке инкубации подтверждается корреляционной зависимостью актуальной кислотности от остаточного содержания НП. Например, в глине (r = 0,54±0,24 связь средняя, tфакт (2,25) tкрит (2,31) при Р = 0,05): чем выше содержание НП, тем выше рН (т.е. меньше актуальная кислотность).
После 1-го месяца инкубации значения актуальной кислотности глины находятся в пределах оптимальных значений рН, но для почвы характерно повышение кислотности. При 0,5% загрязнении бензином и моторным маслом происходит снижение рНвод до 5,4. Актуальная кислотность суглинка и супеси превышают оптимальные значения рН и углеводороды НП подщелачивают среду почв. В суглинке бензин, дизельное топливо на всем диапазоне концентраций и моторное масло при 5,0% загрязнении обусловливают слабощелочную реакцию почвенных растворов. Значения рН супеси, загрязненной НП, находятся в пределах значения рН незагрязненной инкубированной почвы.
Временная и пространственная динамика аккумуляции и миграции нефтепродуктов в городских почвах
Исследованиями различных авторов (Gresta, 1974; Галстян, 1974, 1978, 1982; Burns, 1977; Хазиев, Фатхиев, 1981; Звягинцев, 1978; Абрамян, 1992) установлено, что активность почвенных ферментов, рассматриваемая Д. С. Орловым с соавторами (Химическое загрязнение…, 1991) как частный случай биологической активности, служит показателем изменения почвенного плодородия в результате антропогенного воздействия.
Ведущими, определяющими главные звенья почвообразовательного процесса, являются два класса ферментов. Гидролазы осуществляют гидролитический распад высокомолекулярных органических соединений и играют важную роль в обогащении почвы питательными веществами. Оксидоредуктазы участвуют в окислительно-восстановительных процессах (Середина и др., 2006) При участии окислительно-восстановительных ферментов, в частности, каталазы, происходит детоксикация и минерализация углеводородов нефти (Хазиев, Фатхиев, 1981; Пиковский, 1988; Киреева и др., 2002).
Почвы различного гранулометрического состава обладают различной активностью почвенной уреазы и каталазы, связанной с содержанием в них глинистых, илистых частиц, увеличивающих адсорбционную способность почв, и органического вещества (приложение 2, таблица 3). Почвы тяжелого гранулометрического состава имеют наи 105 большую активность как почвенной уреазы, так и каталазы.
Максимальная активность почвенной уреазы (3,7 мг N-NH4+ / на 100 г почвы за 3 часа) характерна для условно чистой глины, взятой для анализа, средняя (2,5) – для суглинка, минимальная (1,0) – для супеси. Активность почвенной каталазы больше на несколько порядков, чем активность уреазы. Максимальную активность каталазы имеет глина (16 мг Н2О2 / на 5 г почвы за 1 час); среднюю (13) – суглинок, минимальную (8,1), (приложение 2, таблица 3). Степень обогащенности почв и уреазой, и каталазой «очень бедная» по шкалам Д. Г. Звягинцева (приложение 2, таблица 9).
Активность уреазы загрязненных почв: глина – супесь, суглинок – супесь, существенно различается после всех сроков инкубации в некоторых вариантах модельного эксперимента (приложение 5, таблица 9). Активность каталазы глины и супеси имеет существенное различие лишь после 3-х суток инкубации при 5,0%-м загрязнении дизельным топливом; суглинка и супеси не имеет (приложение 5, таблица 10).
Модельный эксперимент показал, что активность почвенной уреазы (фермента класса гидролаз) меняется при внесении углеводородов НП. Внесение в почву бензина после 3-х суток инкубации привело к ингибированию активности фермента в глине (в 1,8–3,6 раза), в суглинке (в 1,9–2,5 раза) и в супеси (в 1,5–2,1 раза), пропорционально увеличению концентрации НП, относительно незагрязненных инкубированных почв (рисунок 6.4, приложение 5, таблица 11). Снижение активности уреазы на начальном сроке загрязнения подтверждается исследованиями С. И. Колесникова с соавторами (2007), проведенными на черноземе обыкновенном южно-европейской фации, загрязненном бензином и нефтью.
Дизельное топливо так же, как и бензин, являясь легким НП, при 0,5% и 1,0% загрязнении ингибирует активность фермента, но 5,0% загрязнение – несколько активирует его. При 0,5%-м и 1,0%-м загрязнениях НП оказывает ингибирование активности почвенной уреазы в глине до 85–90%, в суглинке до 96–99% и в супеси до 67–87%. При 5,0%-м загрязнении НП активирует фермент глины и суглинка в 1,1 раза. В супеси на всем диапазоне концентраций дизельного топлива активность уреазы ингибируется.
Моторное масло при 0,5%-м загрязнении ингибирует активность почвенной уреа-зы в глине и супеси до 90–91%. Остальные концентрации моторного масла активируют фермент в глине и суглинке: 1,0%-е загрязнение – в 1,2 раза и в 1,1 раза; 5,0%-е загрязнение – 1,3 раза и в 1,2 раза, соответственно. В супеси на всем диапазоне концентраций
На начальном сроке инкубации (после 3-х суток) НП по уменьшению токсического воздействия выстраиваются в ряд: бензин — дизельное топливо — моторное масло. Бензин ингибирует активность почвенной уреазы при любых концентрациях загрязнения, дизельное топливо - при концентрациях 0,5% и 1,0%, моторное масло - при концентрации 0,5%.
С течением инкубационного времени (1–4 месяца инкубации) уреазная активность незагрязненной почвы в глинистой и суглинистой почвах увеличивается существенно (в глине на 1,0–1,9, в суглинке на 1,7–1,9 мг N-NH4+ /на 100 г почвы за 3 часа), тогда как в супеси увеличение составляло на порядок меньше (0,02–0,18 мг N-NH4+ /на 100 г почвы за 3 часа). Это связано с длительностью нахождения почвы в благоприятных для развития микроорганизмов и ферментов условиях. В загрязненных почвах наблюдается аналогичная зависимость между сроком инкубации и характером действия НП.
С течением 1-го месяца инкубации в почвах различного гранулометрического состава, токсичное воздействие бензина на активность почвенной уреазы сохраняется и увеличивается с увеличением времени инкубации. После 4-х месяцев инкубации в почвах различного гранулометрического состава, загрязненных бензином, происходит восстановление активности фермента, что обусловлено наименьшим остаточным содержанием самого НП, по сравнению с дизельным топливом, моторным маслом, вследствие высокой летучести бензина. В глине и суглинке при 0,5% и 1,0% загрязнениях бензином, в супеси при 0,5% загрязнении активность почвенной уреазы достигает показателя активности незагрязненных инкубированных почв. Бензин оказывает острое токсичное действие на активность почвенного фермента, что подтверждается ее снижением, но это действие непродолжительное, по сравнению с воздействием дизельного топлива и моторного масла.
Характер действия дизельного топлива и моторного масла на активность фермента после 1-го месяца инкубации не меняется. Исключение составляет суглинок (при загрязнении дизельным топливом) и супесь (при загрязнении моторным маслом), в которых протекают обратные процессы во всех вариантах загрязнения – стимулирование фермента. После 4-х месяцев инкубации первоначальное стимулирующее действие дизельного топлива (50 г/кг) и моторного масла (10–50 г/кг) на фермент меняется на инги-бирующее. Восстановление активности фермента происходит только при 0,5%-м и 1,0%-м загрязнениях дизельным топливом в почвах.
Остаточное содержание НП обуславливает активность почвенной уреазы только в глинистой и суглинистой почвах, что подтверждается корреляционной зависимостью (приложение 5, таблица 12): -0,59 r 0,67. Супесь имеет наименьшее остаточное содержание нефтепродуктов, чем глина и суглинок, в связи с быстрым протеканием про 108
цессов десорбции углеводородов НП. После 3-х суток и 1-го месяца инкубации в глинистой и суглинистой почвах наблюдается положительная корреляция, при которой наибольшая активность почвенной уреазы связана с наибольшим остаточным содержанием НП. После 4-х месяцев инкубации направление корреляционной связи обратное, при которой наибольшая активность почвенной уреазы связана с наименьшим остаточным содержанием НП. Изменение направления связи с течением времени можно объяснить проявлением ингибирующего эффекта дизельного топлива и моторного масла на активность фермента.
Активность каталазы (фермента класса оксидоредуктаз) исследуемых почв в модельном эксперименте также меняется при внесении углеводородов НП. Внесение НП в почвы различного гранулометрического состава привело к снижению активности ката-лазы относительно незагрязненных инкубированных почв (рисунок 6.5, приложение 5, таблица 13). В глине, суглинке и в супеси бензин уменьшает активность почвенной ка-талазы на 5,3–35%, 1,5–24%, 5,5–39%; дизельное топливо – на 1,3–31%, 4,6–33%, 4,0– 51%; моторное масло – на 5,1–65%, 12–66%, 16–68%, соответственно. В. П. Серединой с соавторами (2006) в исследованиях биологических свойств аллювиальной дерновой почвы, загрязненной нефтью, и С. И. Колесниковым с соавторами (2007) в исследованиях чернозема обыкновенного южно-европейской фации, загрязненного нефтью и НП, отмечена такая же закономерность. Степень обогащенности исследуемых нами почв ка-талазой по шкале Д. Г. Звягинцева «очень бедная» (приложение 2, таблица 9). Исключение составляет глина на начальном сроке инкубации (после 3-х суток), загрязненная моторным маслом: 0,5% и 1,0% загрязнения не оказывают ингибирующего воздействия на активность каталазы.
