Содержание к диссертации
Введение
Глава 1. Обзор литературы 7
1.1. Основные показатели биологической активности, используемые
при оценке функционирования почвенных экосистем 7
1.2. Влияние внешних условий на изменение биологической активности почвы 15
1.3. Воздействие загрязняющих веществ на показатели биологической активности почв 23
Глава 2. Условия, объекты и методы проведения исследований 38
2.1. Вегетационные и модельные опыты 38
2.1.1. Методика постановки экспериментов 38
2.1.2. Условия проведения опытов 41
2.2. Мониторинговые исследования 43
2.2.1. Природная характеристика объектов исследования и уровень антропогенного воздействия на них 44
2.2.2. Методика и условия проведения исследований 46
2.3. Методы лабораторных исследований и статистической обработки результатов 51
Глава 3. Влияние модельного загрязнения отдельными тяжелыми металлами на биологическую активность почвы 54
3.1.Ферментативная активность 54
3.2. Комплексные показатели - дыхание, целлюлолитическая и нитрифицирующая активность почвы 63
Глава 4. Комплексное влияние загрязнения почвы тяжелыми металлами и уровня ее увлажнения на показатели биологической активности 75
4.1. Ферментативная активность 76
4.2. Дыхание и нитрифицирующая активность 80
Глава 5. Оценка сопряженности изменении показателей биологической активности и состояния фитоценоза на загрязненных почвах 84
5.1. Продуктивность фитоценоза как биологический показатель экологического состояния почвенно-биотического комплекса 84
5.2. Влияние уровня загрязнения почвы тяжелыми металлами на показатели ее биологической активности 101
5.3. Оценка взаимосвязи между показателями биологической активности почвы и состоянием фитоценоза 116
Глава 6. Использование показателей биологической активности при оценке экологического состояния почвы парков г. нижнего новгорода 122
6.1.Оценка экологического состояния почв парковых зон по содержанию тяжелых металлов в почве и показателям ее биологической активности 123
6.2.Сезонная динамика показателей биологической активности почв
Выводы 140
Рекомендации производству 143
Библиографический список
- Влияние внешних условий на изменение биологической активности почвы
- Природная характеристика объектов исследования и уровень антропогенного воздействия на них
- Комплексные показатели - дыхание, целлюлолитическая и нитрифицирующая активность почвы
- Влияние уровня загрязнения почвы тяжелыми металлами на показатели ее биологической активности
Введение к работе
Актуальность проблемы
В условиях возрастающей антропогенной нагрузки на биосферу важнейшей задачей современности является разработка природоохранной стратегии, обеспечивающей благоприятное для здоровья человека качество окружающей среды и устойчивое развитие общества. Решение данной задачи возможно только при наличии объективной информации о состоянии компонентов экосистем, а также разработанной системы критериев и нормативов, позволяющих оценивать глубину проявления процессов деградации среды обитания.
Система почвенно-экологического мониторинга в настоящее время в целом базируется на определении содержания загрязнителей в почве и оценке ее состояния путем сравнения фактических данных с ПДК (ОДК). Осознавая всю ценность и необходимость подхода, основанного на определении химического состава почв, нельзя не признать его ограниченность при оценке экологических рисков и степени воздействия на биотический компонент природных и антропогенных экосистем. В связи с этим все более перспективным считается использование комплекса биологических и биохимических методов, которые позволяют выявить отклик живого вещества на совокупность всех действующих в экосистеме факторов. Однако внедрение этого подхода в качестве полноправного в общепринятую практику экологических исследований, сдерживает ряд моментов: информационная база, позволяющая установить пригодность использования конкретных показателей в качестве индикаторных при различных видах воздействия, является не полной, а данные- в ряде случаев противоречивы; недостаточно изучена пространственная и временная динамика показателей биологической активности; в следствие отсутствия нормативов, недостаточной проработанности градаций и группировок затруднена интерпретация данных о биологическом отклике системы и т.д.
Цель и задачи исследований
Целью исследований являлась оценка возможности использования некоторых показателей биологической активности при проведении экологического мониторинга почв, загрязненных тяжелыми металлами.
В программу исследований входило решение следующих задач:
изучение взаимосвязи между содержанием отдельных тяжелых мегаллов в почве, а также их комплексом, и показателями биологической активности;
оценка совокупного влияния уровня загрязнения и влажности почвы на показатели ее биологической активности;
сравнение глубины изменения показателей биологической активности с продуктивностью фитоценоза и качеством продукции на фоне возрастающего загрязнения почвы;
выявление пространственной и временной динамики показателей биологической активности почв, а также их чувствительности к загрязнению при оценке экологического состояния почв парковых зон.
Научная новизна
Установлено, что показатели биологической активности светло-серой лесной почвы (активность каталазы, инвертазы, нитрификации и дыхания) в целом обладают высокой чувствительностью к загрязнению почв тяжелыми металлами (обратная зависимость близкая к линейной). В неблагоприятных условиях увлажнения наибольшее лимитирующие воздействие на указанные показатели оказывает влажность почвы; ингибирую-щее влияние тяжелых металлов в большей степени проявляется при оптимальной степени увлажненности. Уменьшение показателей биологической активности почвы по мере увеличения се загрязнения происходит сопряженно с уменьшением урожайности сельскохозяйственных культур и увеличением аккумуляции тяжелых металлов в растительной продукции.
Основные положения диссертации, выносимые на защиту
влияние загрязнения отдельными тяжелыми металлами и их комплексом на биологическую активность светло-серой лесной почвы;
сопряженность изменений показателей биологической активности и продуктивности агрофитоценоза па загрязненных почвах;
пространственная и временная динамика показателей биологической активности. Практическая значимость
Результаты исследования расширяют информационную базу о специфике показателей каталазной, инвертазной, нитрифицирующей, целлюлолитической активности почвы и ее дыхания; дают возможность для оптимизации программы исследований при планировании экологического мониторинга загрязненных почв, а также расширяют возможности для интерпретации, полученной в ходе мониторинга информации.
Отдельные положения работы используются в учебных курсах Нижегородской ГСХА в процессе преподавания дисциплин «Сельскохозяйственная экология», «Оценка воздействия на окружающую среду», «Методы экологических исследований», «Мониторинг и методы контроля состояния окружающей среды».
Апробация работы
Основные положения диссертации были доложены на ежегодных конференциях аспирантов и научно-педагогических работников Нижегородской ГСХА (2005-2008); II Международной научной конференции «Современные проблемы загрязнения почв» (Москва, 2007); Международной научной конференции «Научные основы систем земледелия и их совершенствование» (Н. Новгород, 2007); Международной научно-практической конференции «Агрохимия и экология: история и. современность» (Н.Новгород, 2008). Общее количество опубликованных работ представлено 9 наименованиями (личное участие оценивается в 1,22 усл. печ. листа).
Структура и объем диссертации
Влияние внешних условий на изменение биологической активности почвы
В условиях интенсивной антропогенной нагрузки важнейшей задачей исследования является оценка состояния почвенного покрова - основного компонента биосферы, определяющего структурную целостность и биопродуктивность ландшафтов. При этом первостепенное значение приобретает проблема поиска наиболее информативных показателей для мониторинга и оценки степени нарушенности почв.
Самым распространенным методом оценки экологического состояния почв в настоящее время является их химический анализ. Однако оценка почв, произведенная только на основе определения содержания токсикантов, свидетельствует лишь о наличии «маркеров» - определенных концентраций загрязнителей и мало информативна при анализе состояния и перспектив развития компонентов биоты и экосистемы в целом (Вавилова В.М., Канись-кин М.А., Тимофеев М.А., 2008). В связи с этим в последние годы все более пристальное внимание уделяется использованию в экологическом мониторинге биологических методов, позволяющих определить совокупное воздействие негативных факторов на почвенно-биотический комплекс (Павлова Н.Н., Егорова Е.И., 2007; Даденко Е.В., 2008).
По мнению В.А. Тереховой (2008), в системе контроля природной среды, опирающейся на концепцию экологического нормирования, определяющее значение должно придаваться именно биологическим показателям. На современном этапе развития науки не ясно, станет ли экологическая концепция успешной альтернативой «концепции ПДК», полностью ее заменяющей. Но, однозначно, что по информативности для оценки последствий вредного воздействия на окружающую среду, биологические методы имеют определенное преимущество перед физико-химическими методами анализа. Биологические методы, основанные на оценке отклика организма на состояние окружающей среды, весьма разнообразны. Применительно к почве наиболее часто определяют показатели ее биологической активности.
Биологическая активность почвы характеризует масштабы и направление процессов превращения веществ и энергии в природных экосистемах, интенсивность переработки органических остатков и разрушения минералов (Белоусов А.А., 1999; Ганжара Н.Ф., 2002) и является суммарным результатом сопряжено протекающих биохимических процессов (Галстян А.Ш., 1977; Минеев В.Г., 2004).
Микробиологические и биохимические показатели отражают наиболее динамичные свойства почв и могут служить индикаторами активности жизненных процессов педосферы (Щербаков А.П., Михновская А.Д., Хази-ев Ф.Х, 1984). Считается, что среди различных критериев изменения экологического состояния почв наиболее чувствительными являются биологические (Девятова Т.А., 2006). В связи с этим, их использование при проведении почвенно-экологического мониторинга является весьма перспективным.
Показателями биологической активности почв могут служить количественные характеристики численности и биомассы разных групп микроорганизмов, их общая продуктивность; некоторые энергетические данные; активность основных процессов, связанных с круговоротом элементов; ферментативная активность почв, а также количество и скорость накопления некоторых продуктов жизнедеятельности почвообитающих микроорганизмов (Бабьева И.П., Зенова Г.М., 1983; Кирюшин В.И., 1996). К сожалению, в настоящее время нет универсальных показателей, способных одинаково хорошо отражать различные виды антропогенного воздействия (Казеев К.Ш., 2008).
Рассмотрим показатели биологической активности почвы, наиболее часто применяемые для оценки функционирования почвенных экосистем и протекающих в них биохимических процессов. Прежде всего, при характеристике биологической активности принято использовать показатели численности различных групп микроорганизмов (Бабьева И.П., Зенова Г.М., 1983; Помазкина Л.В., Котова Л.Г., Лубнина Е.В., 1999). Микроорганизмы имеют большие ареалы распространения и обычно считаются космополитами. Однако специфические условия в различных зонах земной поверхности благоприятствуют развитию отдельных групп и входящих в них видов микроорганизмов, что приводит к возникновению микро-боценозов, характерных для тех или иных почвенных типов (Мишустин Е.Н., 1984). Первые работы по раскрытию функциональной структуры микробных ценозов почвы принадлежат С.Н. Виноградскому (1952). Затем эти вопросы нашли отражение в работах Е.Н. Мишустина (1966, 1975), Г.А. Заварзина (1972), Е.Д. Никитина (1977), Д.Г. Звягинцева (1978), Е.И. Андреюка (1981) и других исследователей.
Микроорганизмы представляют собой самую реакционно-способную часть биоценозов, что обусловлено присущим им величайшим разнообразием биохимических функций и их необычайно высокой физиологической активностью. Микробиоте принадлежит функция фиксации молекулярного азота и завершающие процессы минерализации органических остатков (Doeksen J., Drift van der J., 1963; Giller K.E., Witter E., McGrath S.P., 1998). Метаболические продукты микроорганизмов (муравьиная, уксусная, пропионовая, лимонная кислота и другие вещества), которые являются очень сильными реагентами, принимают косвенное участие в процессах почвообразования (Муромцев Г.С., 1957, Кононова М.М. и др., 1972; Кутузова Р.С, 1973; Аристов-ская Т.В., 1980; Войнова-Райкова Ж. и др., 1986).
Микроорганизмы определяют биологические свойства почвы, а множественные химические и биохимические реакции между соседствующими физиологическими группами почвенных микробов связывают почвенные процессы в некое единство, обладающее внутренней устойчивостью при воздействии на нее факторов внешней среды (Емцев В.Т., 1980). Таким образом, функционирование почвенных экосистем в значительной степени обусловлено деятельностью почвенных микроорганизмов. И именно анализ состояния микробного сообщества позволяет получить быструю и точную информацию об изменениях, происходящих в почве.
Немаловажным показателем биологической активности почвы служит ее целлюлозоразлагающая способность, которая характеризует углеродный обмен. Целлюлозоразрушающие и сапрофильные микроорганизмы осуществляют минерализацию клетчатки растительных остатков и гумификацию органического вещества в почвах, то есть участвуют в одном из важнейших звеньев круговорота веществ в биосфере (Наплекова Н.Н., 1974; Галиу-лин Р.В., Семенова Н.А., Галиулина Р.А., 1996; Сафонов А.Ф., Алферов А.А., Кручина С.Н., 2002; Влияние осадков..., 2002). Этот процесс в почве хорошо обеспечен исходным материалом и протекает непрерывно.
Для разных типов и подтипов почв характерны различные сообщества целлюлозоразлогающих микроорганизмов. Так, подтипы серых лесных почв более богаты целлюлозоразрушающими микроорганизмами по сравнению с подзолистыми и дерново-подзолистыми почвами, и при этом их численность, как правило, возрастает от светло-серых к темно-серым почвам. В групповом составе микроорганизмов, разрушающих целлюлозу, преобладают бактерии, что особенно отчетливо проявляется в темно-серых лесных почвах. Содержание грибов в них меньше, чем в серых и светло-серых почвах, а содержание актиномицетов выше (Мишустин Е.Н., 1972).
Природная характеристика объектов исследования и уровень антропогенного воздействия на них
Показатели биологической активности считаются наиболее чувствительными к антропогенному воздействию и, в связи с этим, пригодными к использованию при ранней диагностике негативных тенденций с целью управления почвенными процессами (Свистова И.Д., 2008). При этом, в ряде случаев не учитывается, что не менее существенное воздействие на них оказывают абиотические факторы окружающей среды. Недооценка роли последних зачастую приводит к получению несопоставимых результатов и некорректным выводам.
На биологическую активность влияет целый ряд экологических факторов, которые определяют уровень, направленность и интенсивность микробиологических процессов, протекающих в почве. Среди них, прежде всего, необходимо отметить химические и физико-химические свойства почвы: содержание органического вещества, гранулометрический состав, степень насыщенности основаниями, кислотность (рН), состав катионов почвенного поглощающего комплекса (Галстян А.Ш., 1977). По утверждению Ф.Х. Хазиева (1972, 1976, 1982) основными экологическими факторами, которые регулируют жизнедеятельность микроорганизмов и активность почвенных ферментов, являются условия влажности, температуры, рН, а также присутствующие в среде различные соединения, активирующие и ингибирующие протекание биохимических реакций.
Важность факторов окружающей среды в жизнедеятельности почвенных микроорганизмов и сопряженных микробиологических процессах отмечают многие исследователи, выдвигая на первый план тот или иной фактор. Рассмотрим наиболее значимые факторы, оказывающие влияние на микробиологические свойства почвы.
Важнейшими экологическими условиями, регулирующими почвенные процессы, являются температура и влажность, так как гидротермическим ре жимом определяется тонус жизнедеятельности почвенных микроорганизмов, растений, активность биохимических процессов почвы. Температура и влажность функционально связаны со многими физическими и химическими свойствами почв и определяют функционирование всех звеньев процесса формирования и динамики биологической активности почвы (Хазиев Ф.Х., 1982). Особенно ярко проявляется их значение в условиях больших городов, где зачастую нарушаются естественные природные условия гидро- и терморежимов почвы.
Эколого-географическое распространение микроорганизмов в почвах, их численность и физиологическая активность в значительной мере зависят от температуры (Мишустин Е.Н., 1975, 1984; Differential stabilities..., 1977). Температура почвы определяется географическим фактором и сезоном года. Наблюдаются и суточные колебания температуры, которые сильнее всего сказываются в поверхностном слое почвы.
Значение температуры почвы состоит в основном в определении темпа размножения, то есть ускорения или замедления развития и размножения почвенных микроорганизмов и интенсивности процессов, связанных с их жизнедеятельностью. Так, как отмечал П.Х. Рахно (1972), при температурах от -5 до -10 С размножение может временно остановиться, но восстанавливается при повышении температуры. А.Н. Дульгеров (1981), занимаясь изучением значения экологических факторов в микробиологических процессах каштановых почв, а также В.Ф. Купревич, Т.А. Щербакова (1966), Р.А. Алиев, Д.Г. Звягинцев (1976), Т.Е. Спицина (1996) при исследовании подзолистых почв, пришли к выводу, что при температуре 1 С существенно снижается азотофиксирующая и нитрифицирующая способности почвы. В дальнейшем с повышением температуры до 30 С на каждые 10 С биологическая активность увеличивается в 2-3 раза. Дальнейшее увеличение температуры негативно сказывается на этих процессах, вызывая их торможение, а затем и полную приостановку. Так же наблюдения показывают, что при снижении температуры ниже 5 С в почве практически перестает накапливаться С02, т.е. приостанавливается распад органических соединений. Весьма показательно изменение дыхания почвы в условиях теплого климата в течение суток: его энергия полностью повторяет динамику температуры почвы (Ем-цев В.Т., Мишустин Е.Н., 2006).
Однако, большинство почвенных микроорганизмов обладают способностью развиваться в довольно широких пределах температурного режима и быстро адаптироваться к его изменениям (Жукова Р.А., 1962; Наплеко-ва Н.Н., 1974; Starrier R., 1947; Went С, Jong F., 1966), и снижение температуры не вызывает уменьшения их численности и активности (Исаченко Б.Л., Симакова Т.Н., 1934; Рыбалкина А.В. 1957; Никитина З.И., Тощева В.П., 1972).
Скорость ферментативных реакций в почве также зависит от температуры. По мере ее повышения до определенного значения скорость реакции возрастает, при высоких температурах ферменты денатурируют и теряют свою активность. Низкие температуры также снижают ферментативную активность. Как отмечает Ф.Х. Хазиев (1976), максимальную активность почвенных ферментов обнаруживают в пределах температур от 45 до 60 С.
Огромное влияние на жизнедеятельность микроорганизмов оказывает влажность почвы. Развитие микроорганизмов и протекание микробиологических процессов в почве возможно только при ее достаточной влажности (На-плекова Н.Н., 1974). Ведущее значение влажности почвы обусловлено тем, что, во-первых, влага определяет состояние микроорганизмов и в целом почвенной биоты; во-вторых, свободная вода необходима для превращения или поддержания в активном состоянии ферментов в почве или их субстратов (Гузев B.C. и др., 1986). Кроме того, ферментативные реакции, в значительной степени обуславливающие биологическую активность почвы, всегда протекают в водной среде, а в реакциях с участием гидрологических ферментов вода принимает непосредственное участие в самой реакции (Хазиев Ф.Х., 1976, 1982).
Считается, что мобилизационные процессы лучше всего протекают при влажности почвы, приближающейся к 60 % полной влагоемкости. При таком увлажнении в почве достаточно воды и воздуха, находящихся между почвенными агрегатами. При более сильном увлажнении воздух из почвы вытесняется, что подавляет аэробные микробиологические процессы.
Как установлено М.Г. Еникеевой (1952) и П.Х. Рахно (1972), порогом критической влажности для основной части почвенного микробного населения является влажность, превышающая максимальную гигроскопическую более чем в 1,5-3 раза, или по данным Е.Н. Мишустина (1972) - 5-10 % от полной влагоемкости. В работах многих исследователей отмечается отрицательное воздействие недостатка влаги на различные биологические процессы, протекающие в почве. Так, по данным А.Н. Дульгерова (1981), при влажности 10 % ППВ дыхание почвы резко снижается, а процессы азотфиксации и нитрификации полностью прекращаются. Увеличение же влажности до 70 % ППВ, по свидетельству P.M. Лапытовой (1968), Ф.П. Вавуло (1972), Я.П. Худякова (1972), способствует повышению азотфиксирующей, нитрифицирующей способностей почвы и ее дыхания в 1,5-2 раза. Это, очевидно, объясняется тем, что молекулярный азот связывают многие бактерии, склонные к анаэробиозу (Емцев В.Т., Мишустин Е.Н., 2006).
Максимальная микробиологическая активность и активность сахаразы, протеазы, каталазы и целлюлазы отмечаются при влажности почвы 60-80 % от полной влагоемкости (Спицина Т.Е., 1996; Алексеев А.А., 1999; Давыдова И.Ю., Пахненко-Дурынина Е.П., 2006). Дальнейшее увеличение влажности до 100 % снижает ферментативную активность почвы, так как происходит нарушение процессов аэрации, вымывание ферментов и микроорганизмов, а также повышается уровень токсичности почвы.
Комплексные показатели - дыхание, целлюлолитическая и нитрифицирующая активность почвы
В целом диапазон варьирования по влажности составляет 1,52, а по концентрации металлов — 1,08 см3 CVr почвы/мин. То есть в среднем степень увлажнения оказала несколько большее влияние на активность каталазы, чем уровень загрязнения почвы.
Интересен тот факт, что токсичность тяжелых металлов в отношении каталазной активности проявляется несколько по-разному в зависимости от уровня увлажнения почвы. Так, на вариантах без полива, где на контроле был зафиксирован наиболее низкий уровень ферментативной активности, при внесении в почву металлов происходит его снижение, однако разница между вариантами 3-6 несущественна. То есть, активность фермента достигла некоторого критического минимального значения и в дальнейшем не зависела от уровня загрязнения почв. При этом величина диапазона варьирования пока
зателя по вариантам составляет 0,87 см CVr/мин. При переходе же от варианта с сухой почвой к варианту с поливом 30 % от полной влагоемкости значение активности каталазы в среднем увеличивается на 1,52 см 02/г/мин.
Данный факт свидетельствует, что в критических условиях увлажнения (ярко выраженного дефицита влаги) увеличение содержания металлов влияет на биологическую активность в значительно меньшей степени, чем увеличение степени увлажненности почвы.
Иные тенденции наблюдаются в оптимальном диапазоне увлажнения. Так, на фоне поливов 30 и 65 % от полной влагоемкости почвы варианты с разным содержанием металлов по уровню каталазной активности практически во всех случаях существенно отличаются друг от друга. При этом, различия в средних значениях между двумя рассматриваемыми фонами увлажненности отсутствуют. В то же время на вариантах без полива лимитирующим фактором для каталазной активности в большей мере является не уровень загрязнения, а недостаток увлажнения.
Несколько иные тенденции установлены в отношении активности ин-вертазы. Влияние степени увлажненности почвы на значение данного показателя носит не столь однозначный характер. Так, минимальная активность, как и в предыдущем случае, соответствует вариантам без полива. При увеличении влажности почвы до 30 % от полной влагоемкости значение показателя в среднем существенно увеличивается. Однако при переходе к следующему уровню увлажнения инвертазная активность несколько снижается по сравнению с предыдущим вариантом, но остается выше, чем на фоне без полива. При норме полива 100 % от полной влагоемкости снова наблюдается повышение активности фермента. Именно на данном фоне среднее значение показателя достигает максимума. Следует отметить, что наиболее ярко выраженное влияние непосредственно самой увлажненности почвы отмечено в вариантах с увеличением содержания тяжелых металлов до 2 и 4 фонов, так как именно в них отмечаются наибольшие амплитуды колебаний активности инвертазы в зависимости от уровня увлажнения. При дальнейшем увеличении содержания металлов в почве разница между фонами сглаживается.
Воздействие увеличения содержания тяжелых металлов в почве на ин-вертазную активность в большей мере проявляется на вариантах с поливами. Причем, как на фоне без полива, так и при влажности почвы 30 и 100 % от полной влагоемкости сначала происходит увеличение активности фермента, а затем, при 6-ти кратном увеличении фона, некоторое ее снижение. При увлажненности почвы 65 % от полной влагоемкости уже при 2 кратном увеличении фона металлов происходит снижение активности по сравнению с контролем. Затем значение показателя стабилизируется, и дальнейшее существенное снижение происходит только на варианте с максимальным содержанием тяжелых металлов.
Как и в отношении каталазы, активность инвертазы на вариантах без полива в большей степени ограничивается низким уровнем увлажнения почвы, чем содержанием металлов, а на вариантах с поливом, напротив, более отчетливо проявляется влияние загрязнителей. В среднем же величина диапазона варьирования показателя на вариантах с различным условиями увлажнения составляет 2,45; а с различным уровнем загрязнения - 3,17 мг глюкозы/г почвы/сут.
Для процессов дыхания почвы по полученным результатам наиболее благоприятными оказались условия увлажненности 30 % от полной влагоем-кости, где отмечается максимальный уровень данного показателя (табл. 4.2).
Увеличение норм полива до 65 и 100 % полной влагоемкости резко снижает выделение СОг, и чем больше полив, тем медленнее идет респирация. Однако самая низкая респирационная активность отмечается в условиях отсутствия увлажнения почвы: интенсивность протекания процесса в таких условиях в среднем в 2,4 раза ниже, чем на фоне полива 30 % от полной влагоемкости почвы, в 2,0 раза - чем при 65 % и в 1,6 раза ниже - чем при поливе 100 % влагоемкости. Характерно, что данная тенденция прослеживается при любом уровне загрязнения почвы тяжелыми металлами.
Так же неоднозначно в различных условиях полива проявляется и воздействие на процесс дыхания почвы содержания в ней тяжелых металлов. Так, в вариантах на фоне оптимального режима увлажнения почвы (30 % от полной влагоемкости) воздействие тяжелых металлов на протекание данного процесса проявляется очень заметно. Сначала, при увеличении загрязнения до 4- фонов идет некоторое стимулирование выделения С02 почвой, а при 6 фонах имеет место резкое снижение значения показателя, которое сохраняется при дальнейшем увеличении загрязнения. В условиях других параметров увлажненности влияние увеличения содержания тяжелых металлов сказывается слабее. Так, на вариантах без полива при увеличении доз тяжелых металлов происходит снижение выделения С02 начиная со второго варианта. На вариантах с увлажненностью 65 и 100 % полной влагоемкости также происходит снижение активности дыхания, но начиная с 5-го варианта, а в вариантах 1 -4 разница несущественна.
Влияние уровня загрязнения почвы тяжелыми металлами на показатели ее биологической активности
Снижение дыхания почвы с максимальным уровнем загрязнения тяжелыми металлами в среднем по трем годам исследования составляет 86 и 88 % по отношению к контролю для салата и овса соответственно.
К комплексным показателям, характеризующим биологическую активность почв, относят также способность почвы разлагать целлюлозу (клетчатку). По мнению Н.Д. Сорокина (1996) наиболее важным показателем микробиологической активности почвы является именно скорость разложения целлюлозы, которая может служить показателем экологического благополучия изучаемой территории.
Изменения целлюлолитической активности при возрастании доз тяжелых металлов как по вариантам, так и по годам исследования неоднозначны (рис. 7, табл. 7-8 Приложения 8). В 2004 г. в опыте с салатом достоверное снижение показателя произошло при Зх-кратном увеличении фоновых концентраций загрязнителей в почве, в дальнейшем активность продолжала снижаться пропорционально количеству внесенных металлов. Минимальное значение, зафиксированное на 10м варианте, было на 88 % ниже, чем на контроле. Однако уже в 2006 г. динамика изменения показателя выглядит иначе: уровень активности разложения целлюлозы практически не зависит от дозы металлов, внесенных в почву. Наибольшее снижение показателя зафиксировано на третьем и десятом вариантах опыта: оно составило 18 и 21 % соответственно. В 2007 г. при 2х-кратном превышении фона наблюдается некоторое стимулирование процесса разложения целлюлозы по сравнению с кон 109 тролем, которое в дальнейшем сменяется ингибированием. Зависимость доза-эффект в данном случае также не всегда прямая. Максимальное снижение по сравнению с контролем составляет 73 % и отмечается на десятом варианте опыта.
Близкие тенденции выявлены и в опыте с овсом. В 2004 г. уровень цел-люлолитической активности зависел от количества внесенных в почву металлов. Достоверное снижение показателя наблюдалось начиная с 4х фонов (18 %) и продолжалось до десятого варианта опыта (82 % по сравнению с контролем). В последующие годы проведения опытов при минимальном уровне загрязнения отмечался стимулирующий эффект (причем в 2007 г. увеличение активности по сравнению с контролем достигало 56 %), который по мере возрастания содержания металлов в почве сменялся на ингибирующий (наибольшее снижение по отношению к контролю составило 29 % в 2006 г. и 46 % в 2007 г.).
Вариабельность показателя по годам исследований довольно высока. Так, при выращивании салата целлюлолитическая активность почв контрольного варианта изменяется от 17 до 45 %, что превышает диапазон варьирования показателя по вариантам опыта в рамках 2006-2007 гг. Аналогичная ситуация наблюдается и при выращивании зерновой культуры. Так же при сравнении двух кривых, следует отметить тот факт, что уровень целлю-лолитической активности в опытах с салатом был в 1,2-1,6 раз выше, чем при выращивании овса.
Тенденции увеличения целлюлозоразлагающей активности при постепенно возрастающем уровне загрязнения, а так же случаи всплесков активности при более высоких дозах тяжелых металлов (кривые 2006, 2007 гг.), очевидно, можно объяснить тем, что в процессе ингибирующего воздействия токсикантов для почвенных микроорганизмов возник дефицит питания, вследствие чего уменьшилась их численность и продуктивность. При внесении же свежего энергетического вещества — целлюлозы — жизнедеятельность микроорганизмов (целлюлозоразлагающих) несколько активизировалась. Аналогичные результаты были получены М.М. Умаровым и Е.Е. Азиевой (1980), А.Л. Веденеевым (1981), В.Ф. Вальковым и др. (1997).
Таким образом, отсутствие прямой зависимости между содержанием тяжелых металлов в почве и уровнем ее целлюлолитической активности, нестабильность динамики во времени (причем как направленности, так и количественных параметров ее проявления), а также высокая вариабельность показателя по годам проведения исследований делают данный показатель малопригодным для использования оценки экологического состояния загрязненных почв. Этот факт подтверждают и результаты модельных опытов, в которых установить зависимость между процессом интенсивности разложения целлюлозы и уровнем загрязнения почвы отдельными металлами не удалось.
Нитрификация является звеном в цепи реакций превращения азотсодержащих соединений, определяя в значительной степени азотный режим почвы, и является важной почвенной характеристикой. Неоднозначность изменений направленности нитрификационного процесса под действием тяжелых металлов отмечается многими авторами, как было рассмотрено в главе 1.
Как следует из полученных нами данных (рис. 8, табл. 9-10 Приложения 8), характер изменения показателей нитрифицирующей способности почвы так же неоднозначен по годам проведения исследований. Так, в 2006 г. в опытах с обеими культурами уже при 2х-кратном увеличении фона металлов наблюдалось ингибирование процесса нитрификации на 56 и 29 % по салату и овсу соответственно. Затем по мере увеличения доз токсикантов значение показателя снижалось до определенного уровня. В опытах с салатом нитрифицирующая активность стабилизировалась при 6х-кратном превышении содержания загрязнителей в почве: значения показателя на последующих вариантах существенно не отличались друг от друга и в среднем находились на уровне 5 % от контроля. В опытах с овсом аналогичный процесс произошел при 8ми-кратном превышении фона, где значение показателя составляло 7 % от контрольного.
Нитрифицирующая активность 2006, 2007 гг. имела несколько иной характер зависимости от содержания металлов в почве. При малых дозах токсикантов (2-3 фона) отмечался стимулирующий эффект: увеличение значения показателя по сравнению с контролем в опыте с салатом достигало 79 % (2007 г.), а в опытах с овсом - 133 % (2006 г.). Подобный эффект был выявлен и на почвах, загрязненных отдельными тяжелыми металлами (раздел 3.2). При дальнейшем же увеличении загрязнителей наблюдался резкий спад активности, как и в 2004 году.
При сравнении усредненных за годы проведения кривых зависимости нитрифицирующей активности от уровня загрязнения почвы, можно отметить, что их общий характер схож с аналогичными кривыми для дыхания почвы.
