Содержание к диссертации
Введение
ГЛАВА I. Денитршикация 8
1.1 Денитрифицирующие микроорганизмы 8
1.2 Механизм де нитрификации 12
1.3 Факторы, определяющие активность денитрификации 14
1.4 Ингибиторы денитрификации 16
1.5 Методы измерения интенсивности денитрификации 18
1.6 Интенсивность денитрификации 21
ГЛАВА. 2. Нитрификация 24
2.1 Нитрифицирующие бактерии и их физиология 24
2.2 Факторы, определяющие активность нитрификации 31
2.3 Ингибиторы нитрификации
2.4 Методы измерения интенсивности нитрификации 36
2.5 Интенсивность нитрификации 38
2.6 Значение денитрификации и нитрификации . 40
2.7 Заключения по литобзору и задачи исследования 42
ГЛАВА 3. Описание пршененных методов 45
3.1 Гидрологические измерения и гидрохимические анализы 45
3.2 Микробиологические анализы 46
3.3. Определение денитрификации методом ингиби рования ацетиленом в анаэробных условиях 49
3.4 Проверка и уточнение границ применимости метода определения интенсивности нитрифи кации с помощью нитрапирина 52
ГЛАВА 4. Описание обследованных водоемов 59
4.1 Район исследования . 59
4.2 Классификация озер и общая характеристика микрофлоры 61
4.3 Гидрохимическая и микробиологическая характеристика озер и активность в них денитри-фикации и нитрификации 66
4.3.1 Рыбинское водохранилище 71
4.3.2 Евтрофные озера 94
4.3.3 Мезотрофные озера 103
4.3.4 Олиготрофное озеро 133
ГЛАВА 5. Распространение и видовой состав метанокислнющих бактерий в водах озёр 140
Заключение 149
Выводы 154
Литература 156
- Механизм де нитрификации
- Факторы, определяющие активность нитрификации
- Микробиологические анализы
- Гидрохимическая и микробиологическая характеристика озер и активность в них денитри-фикации и нитрификации
Введение к работе
Актуальность темы. Азот играет важную роль в жизнедеятельности растений и животных. Избыток или недостаток этого биогенного элемента отражается на общей продуктивности водоема. Изучение биологических процессов фиксации молекулярного азота, аммонификации, нитрификации и денитрификации относится к числу важнейших задач микробиологии.
Буквально в последние годы для определения интенсивности нитрификации и денитрификации непосредственно в водоемах разработаны методы, предусматривающие использование специфических ингибиторов энергетического или конструктивного обмена у бактерий. Первые же публикации показали, что, по-видимому, значительно шире круг микроорганизмов, способных осуществлять нитрификацию в определенной экологической обстановке. Исследования ряда авторов по биохимии и физиологии микроорганизмов указывают на то, что такие микроорганизмы как метанокисляющие бактерии, способны при определенных физико-химических условиях или к активной азотфиксации, или нитрификации, или нитратредукции.
В свете современных представлений (Knowies, 1982) нитрификация и денитрификация являются тесно сопряженными звеньями круговорота азота. Продолжается обсуждение вопроса об их геохимической значимости. Оказалось, что закись азота способствует разрушению озонного слоя Земли. Прямые измерения содержания закиси азота в разнообразных экологических нишах водоемов указывают на возможность ее образования как при денитрификации, так и при нитрификации.
Назрела актуальная проблема одновременного изучения в озерах разных типов процессов нитрификации и денитрификации.
Задачи исследования. Настоящая работа направлена на изуче-
ниє интенсивности микробиологических процессов нитрификации и денитрификации в озерах разных типов трофности с помощью методов ингибиторного анализа, на выявление физико-химических условий, в которых протекают процессы, и на установление групп микроорганизмов в них участвующих.
Основные результаты. Упрощен газохроматографический анализ содержания закиси азота путем определения коэффициента абсорбции для исследуемых образцов воды и грунта. Уточнены границы применимости радиоуглеродного метода измерения интенсивности нитрификации с использованием нитрапирина.
Было показано, что процесс денитрификации идет преимущественно в иловых отложениях, а в водной массе озер обычно отсутствует. Круглогодичные наблюдения за процессом денитрификации на Рыбинском водохранилище показали, что за вегетационный период восстанавливается до n2 примерно 2500 т азота, т.е. величина эквивалентная биологической фиксации свободного азота. При этом установлено, что популяция факультативно анаэробных денитрифицирующих бактерий обладает большой потенциальной способностью к нитратредукции.
Процесс нитрификации идет в поверхностном слое ила голо-миктических и проточных водоемов и достигает 0.4-51 мг n-nh4 / дм3 в сутки. В стратифицированных озерах, где из донных отложений метан поступает в водную массу, процесс нитрификации сосредоточен в металимнионе на границе соприкосновения слоев воды, содержащих кислород и метан. Здесь процесс окисления, аммония осуществляют, в основном, метанокисляющие бактерии, и его скорость может достигать 4-32 мкг n-nh + /л в сутки.
Проведенные исследования позволили вскрыть некоторые закономерности распространения метилотрофных и хемолитотрофных
- б -
нитрифицирующих микроорганизмов, а также выявить способность метанокисляющих бактерий осуществлять геохимически значимый процесс нитрификации в водной массе стратифицированных озер.
Изучено распространение метанокисляющих бактерии в водах 9 озер Прибалтики и Рыбинского водохранилища. На основании исследований морфо-физиологических свойств 142 штаммов,выделенных в накопительные культуры, и сходства ультратонкого строения их клеток с описанными видами, определены доміширующие виды ме-танотрофных мшфоорганизмов. В озерах с перемешиваемой водной
массой Преобладают Methylosinus trichosporium, М. sporium, Methylocystis parvus И Methylobacter bo vis , В пелагиали Стратифицированных Озер - Me thy І ото па s methanica, M. rubrum, M. albus, Methylococcus capsulatus, M. luteus, Methylosinus trichosporium, M. sporium, Methylocystis parvus И Methylo-bacter chroococcum.
Полученные сведения расширяют наши представления о самоочищающей способности континентальных водоемов, вскрывают некоторые закономерности протекания процессов нитрификации и де-нитрификации в водной массе и донных отложениях озер разного типа.
В заключении приношу сердечную благодарность члену-корреспонденту АН СССР Сергею Ивановичу Кузнецову и к.б.н. Александру Ивановичу Саралову за научное руководство и доброжелательную помощь в работе.
Выражаю глубокую благодарность Т.Р.Бабаназарову, К.К.Бабаян, А.Н.Дзюбану, Р.А.Пашкаускасу, Е.Е.Сараловой и сотрудникам лаборатории микробиологии ИБВВ ВН СССР (зав.лаборатории к.б.н. В.Й.Романенко) за участие в работе.
Механизм де нитрификации
Диссимиляторная денитрификация начинается восстановлением ш " До ю«" с участием фермента нитратредуктазы, которая 3.2 представляет собой протеин, связанный с мембраной ( John, 1977; Kristjansson e.a., 1978 ), и деятельность которой подавляется кислородом. При помещении денитрифицирующих бактерий в анаэробные условия диссимиляторная нитратредуктаза и другие редуктазы синтезируются у них за период от 40 минут до 3 часов ( Payne, Riley,1969; Payne e.a., 1971; Williams e.a., 1978 ). В СВЯЗИ С этим большинство бактерий восстанавливающих нитраты и нитриты являются факультативными анаэробами и в присутствии кислорода используют его как конечный акцептор электронов. Только при создании анаэробных условий и появлении нитратредуктазы эти бактерии способны вместо кислорода использовать нитраты. Диссимиляторная нитратредуктаза у денитрификаторов содержит - -в своем составе железо, подвижные сульфиды и молибден ( Stouhamer, 1976 ), причем последний является незаменимым элементом. Известно, что при росте Escherichia coli на среде с вольфрамом нитратредуктаза инактивируется, но восстанавливает свою активность при внесении молибдена (scott е.а., 1979 ). На основании того факта, что для восстановления нитратов до нитритов необходим окислительно-восстановительный потенциал +0.4 В, а для восстановления кислорода требуется +0.8 В, был сделан вывод, что нитратредуктаза восстанавливается на уровне цитохрома ь. Это укорачивает электроннотранспортную цепь и, таким образом, при денитрификации за счет окислительного фосфо-рилирования образуется две молекулы АТФ вместо трех молекул, образующихся при аэробном дыхании на о2, а выход энергии при этом составляет около 75%. Дальнейшие ступени восстановления нитратов проходят при участии нитритредуктазы, NO -редуктазы и к2о -редуктазы. Следует особо отметить, что иногда бактерии не обладают N?O -редуктазой или деятельность ее подавляется агентами окружающей среды, и тогда конечным продуктом денитрификации у них является не свободный N?, а закись азота. Например, N?O является Конечным ПРОДУКТОМ денитрификации у Corynebacterium. nephridii ( Hart е.а., 1965; Renner, Becker, 1970 ), У некоторых Riso-bia ( Daniel е.a., 1980 ) И псевдомонад (Greenberg,Becker, . 1977). N2o -редуктаза представляет собой фермент с молекулярным весом около 85000, не содержащий ни Ре, ни Мо, но, очевидно, имеющий В своем составе медь ( Kristjansson, Hollocher, 1981 ). Присутствие cu в составе N2O -редуктазы подтверждается наблюдениями за ростом и денитрификацией у бактерий рода Aicaii genes, которым требовалось присутствие меди в культуральной среде для биосинтеза N2O -редуктазы (iwasaki е.а., 1980 ). Кроме того, показана необходимость меди для восстановления N2O У Ps.perfectomorinus , растущей анаэробно (Matsubara е.а., 1982). Клетки этой бактерии, „лишенные си, обладают высокой активностью восстановления нитратов, нитритов и окиси азота, но восстановление закиси азота наблюдается только в клетках, выращенных на среде, содержащей медь.1.3. Факторы, определяющие активность денитрификации Основными факторами, определяющими рост и денитрификаци-онную способность у бактерий являются содержание свободного кислорода, органического углерода, нитратов, температура и рН. Влияние кислорода на разные виды денитрифицирующих бактерий не одинаково. И хотя у всех них кислород подавляет синтез восстановительных ферментов, количество 02» вызывающее подавление, в каждом случае разное. Так, например, уже 0.35$ 02 ( Nelson,Knowies, 1978 ), тогда как даже Ъ% 02 не подавляют деятельности ЭТОГО фермента у Ps. denitrificans (Sacks, Barker, 1949). В цепи редуктаз, восстанавливающих нитраты, первые несколько менее чувствительны к воздействию кислорода, чем концевые (Payne, 1975J Krul, Veeningen, 1977; Betlach, Tiedje,1981 ),что подтверждается изучением таких комплексных систем как почвы, в которых низкие концентрации 02 уменьшают интенсивность денитрификации, но в то же время увеличивают долю N2O в конечных продуктах ( Focht, 1974 ).
Влияние углерода, входящего в состав органических веществ/ на скорость денитрификации мало изучалось на бактериальных куль урах, однако, очевидно, что активность денитрификации зависит ОТ Содержания ЭТОГО элемента В ДОННЫХ ОТЛОЖеНИЯХ ( Van Kessel, 1978), хорошо коррелирует с количеством водно-растворимого органического углерода В почвах ( Bremner, Shaw, 1958; Burford, Bremner,1975) и стимулируется внесением экзогенного углерода (Nommik, 1956; Garcia, 1973; Bowman, Focht, 1974 ). Интересно отметить, что разные органические вещества, которые определяют одинаковую скорость денитрификации могут, тем не менее, давать разное количество ы2о в конечных продуктах и таким образом, обладают различным влиянием на денитрификационные редуктазы ( Bremner, 1977 ). Влияние нитратов на синтез редуктаз и интенсивность денитрификации в настоящее время не совсем определено. У некоторых Организмов, таких как Ps. denitrificans (Matsubara, 1971 ) и Ре. perfectomarinus ( Payne е.а., 1971 ), ферменты денитрифика ции синтезируются в анаэробных условиях даже при отсутствии нитратов. Однако Ps. aeruginosa ( Sias, Ingraham, 1979 ) И Paracoccus denitrificans ( Calder e.a., 1980 ) присутствие NO в среде совершенно необходимо для активации нитратредуктазы. Величина константы Михаэлиса (Km) для диссимиляторного I восстановления нитратов до сих пор не установлена и у разных авторов изменяется ОТ 5 ДО 290 мкМ ( Allison, 1955; Fewson, Nicholas, 1961; Matsubara, Mori, 1968; Forget, 1971; Sawada e.a., 1978; Kristjanson, Hollocher, 1980 ). Однако ЯСНО, ЧТО Km достаточно высока и в природных условиях, где нитраты и нитриты редко встречаются в больших концентрациях. Недостаток / их содержания может стать основным лимитирующим фактором денит I рификации ( Burford, Greenland, 1970; Phillips e.a., 1978; Reddy e.a., 1978 ).
Факторы, определяющие активность нитрификации
Хемоавтотрофные нитрифицирующие бактерии являются облигат-ными аэробами. Считается ( Wezemak, Gannon, 1967 ) , что для окисления одной части N-NH„ В Ы-Ш2" требуется 3.22 части кислорода, а для окисления одной части N-NO2 В N-NO " необходимо затратить I.II части ( . Однако нитрификаторы могут расти и при низком содержании кослорода (I %) в среде. В этих УСЛОВИЯХ СКОРОСТЬ роста у Nitrosomonas меньше, ЧЄМ При наличии в газовой фазе большого количества Og. Снижается также образование клетками нитритов, но при этом несколько усиливается образование закиси азота количество которой, однако, не достигает больших величин. Аналогичные результаты получены в опытах с другими нитрифицирующими бактериями, относящимися к родам Nit-rosolobus, Nitrosospira, Nitrosococcus (Goreau, 1980 ) Гандерсен ( Gundersen, 1966 ) считает, что критическое содержание кислорода, необходимое для протекания нитрификации равно 0.08 мг 02 /л. Изучение влияния температуры окружающей среды на нитрификацию показало, что максимальная активность этого процесса наблюдается при 30-37 ( Jones, Hood, 1980} El - Zanfaly, 1981 ). Однако и при 50 могут осуществляться обе фазы нитрификации. Считается, ЧТО Nitrosomonas более Чувствителен К В03ДЄЙСТВИЮ Температуры ИНКубацИИ, ЧЄМ Nitrobacter. Нитрификация протекает при довольно существенных изменениях активной реакции окружающей среды. Обе фазы процесса отмечаются при рН 6.0-10.0 ( Jones, Hood, 1980 ). Оптимальное значение рН для окисления бактериями NH.+ ДО нитритов составляет 8.5, но более глубокое окисление нитритов происходит при рН = 7.1 ( Jones е.а., 1980 ). Оптимальные физико-химические условия для жизнедеятельности метанокисляющих бактерий мало отличаются от параметров, необходимых для функционирования нитрификаторов. Иванов с соавт. ( 1978 ) считает, что физиологическим потребностям метанотро-фов в природных условиях соответствуют следующие характеристики: концентрация кислорода - 0.7-10.6 мг 02/л, температура 16-35, рН 6.6-8.8. Субстратами нитрификации являются аммоний и нитриты. Аммоний, образующийся в процессе аммонификации в природных условиях, обычно полностью окисляется нитрифицирующими бактериями, и в случае, когда скорость аммонификации подавляется условиями окружающей среды, низкое содержание NH может лимитировать нитрификационную активность. Однако это не значит, что увеличение содержания аммония в среде благоприятно действует на нит-рификаторов. При высоких концентрациях аммония наблюдается специфическое подавление синтеза большинства ферментов, участвующих в обмене азота, известное под названием "азотметаболитная репрессия". Величина константы Михаэлиса для первой фазы нитрификации в природных условиях равна 0.54 MTN -NH_ /Л при 20С (Williamson, Мс Carty, 1975 ) И несколько выше, 1.0 МГ N-NH /Л ДЛЯ ЧИСТЫХ культур Nitrosomanas (Loveless, Painter, 1968 ). Однако 10 мг/л свободного аммония оказывают ингибиторное действие на развитие Nitrosomonas , a Nitrobacter угнетается уже при содержании свободного аммония 0.1-1.0 мг/л (Anthonisen , 1974). Гидроксиламин, промежуточный продукт нитрификации, также как и аммоний, может при некоторых концентрациях угнетать или даже полностью прекращать нитрификацию, причем разные микроорганизмы обладают разной устойчивостью к этому соединению. Так, например, Гетеротрофный НИТрификаТОр Alcaligenes sp. СПОСОбеН расти и нитрифицировать при наличии в среде до 235 мг NH2OH /Л. В ОТЛИЧИе ОТ НЄГО автотрофний НИТрификатOp Nitrobacter agilis уже при добавлении в среду 5 мг NH2OH /Л теряет способность образовывать НИТратЫ ( Castignetti, Gunner, 1982 ). Нитриты при накоплении в среде угнетают рост и нитрифика-ционную активность у аммонийокисляющих бактерий, а в больших концентрациях становится ядом для нитритокисляющих бактерий, В работе Маркосяна с соавт. (1981) показано, что под влиянием нитритов модифицируются оптические и ЭПР-спектры фермента цито-хромоксидазы, а также кислотно-основные спектральные и редокс-свойства цитохрома С. Нитриты способны ингибировать как супер-оксидисмутазную, так и оксидазную активность цитохромоксидазы.
Микробиологические анализы
В работе исследовали нитритокисляющую бактерию Nitrobacer sp.,любезно предоставленную Е.В.Лебедевой (Институт микробиологии АН СССР); метанокисляющие бактерии Methylosinustrichosporium. Штамм 44 И Llethylococcus capsulatus, штамм Texas ; гетеротрофную нитрифицирующую бактерию Arthrobacter sp., выделенную нами из ила Волжского плеса Рыбинского водохранилища; 142 штамма метанокисляющих бактерий, выделенных нами в накопительные культуры из вод 9 озер Прибалтики.
Исследования водных микроорганизмов выполняли по общепринятым методикам согласно руководству Романенко и Кузнецова (1974).
Общее количество бактерий подсчитывали на мембранных фильтрах "Сынпор" по методу Разумова. Окраску включений в протоплазме бактерий на содержание поли - в -оксимасляной кислоты, гликогена и железа проводили в соответствии с методическим ру ководством А.Г.Родиной (1965). Физиологические группы бактерий учитывали на элективных средах: сапрофитных бактерий - на ША, сульфатредущрующих бактерий - на среде Постгейта "С" без минерального азота, денитрифицирующих бактерий - по числу колоний, образующих разрывы на агаризошнной среде Гильтая, аммо-нийокисляющих бактерий - на среде Хармза (Harms е.а., 1976 ), нитрит окисляющих - на среде Уотсона и Уотербари ( Watson, Waterbury, 1971 ). Эти же среды были применены при лабораторных экспериментах с автотрофными нитрифицирующими бактериями.Рост этих бактерий контролировали по образованию или исчезновению нитритов в среде и результатам микроскопирования. Для учета численности гетеротрофных нитрифицирующих бактерий в лабораторных и полевых опытах применяли среду Годе и Овербека с ацетатом ( Gode, Overbeck, 1972 ).
Приготовление пленки-подложки и подготовку сеточек для электронно-микроскопического исследования тотальных препаратов бактерий проводили согласно известному методу (Кузнецов,1974). Пробы воды с разных горизонтов пелагиали озер отстаивали при температуре воздуха около суток. Затем осадок наносили на электронные сетки с коллодиевой или формваровой пленкой и хранили в эксикаторах.Через 1.5-2 часа каплю воды, оставшуюся на сеточке удаляли фильтровальной бумагой. Вслед за этим препараты контрастировали в одних случаях 1%-ной фосфорновольфрамовой кислотой, в других - парами осмия и 2% водным раствором уранил-ацетата. Сеточки просматривали под электронными микроскопами"Tesla В615" И "JEM- 100С".
Строение нитрифицирующих бактерий изучали на ультратонких срезах под электронным микроскопом JEM-ЮОС.ДЛЯ этого из различных природных образцов делали посевы на жидкие среды
Хармза и Уотсона,устанавливали наличие роста бактерий по появлению или исчезновению нитритов в культуральной жидкости и, после этого центрифугировали содержимое пробирок при 8000 об./ мин в течение 15 мин. Полученную суспензию фиксировали 4$-ным раствором глютарового альдегида в фосфатном буфере при рН около 7.2 и 4 в течение 2ч, трижды отмывали раствором фосфатного буфера с 3.4$ сахарозы, затем фиксировали 1$-ным раствором осмиевой кислоты в фосфатном буфере с 1.7$ сахарозы в течение I ч. Клетки обезвоживали постепенно увеличивая концентрацию спирта с 40 до 70, контрастировали 2$-ным раствором уранил-ацетата в течение 10 ч., затем продолжали обезвоживание до абсолютного спирта и окиси пропилена, после этого препарат заключали в аралдит. Срезы получали на ультрамикротоме "LKB-З" И контрастировали их цитратом свинца.
Учет численности метилотрофных бактерий производили на агаризованной среде Виттенбари ( Whittenbury е.а., 1970 ) с добавкой 0.1$ метанола. Выросшие колонии пересевали на чашки Петри с твердой минеральной средой без метанола и в пробирки с жидкой средой, затем инкубировали их в смеси метана и воздуха (1:1) при 22 и 37. Полученные накопительные культуры изучали по прописи Малашенко и др. (1978), определяя пигментацию колоний и морфологию клеток, окрашивая суспензию на наличие капсул, цист и экзоспор.
На основании этого предварительного изучения были отобраны 142 штамма. Из суспензии их клеток и музейных штаммов готовили ультратонкие срезы. Подобаю препараты готовили для бактериальных клеток из микроаэробной зоны металимниона озер, если численность метилотрофов там была высокой. Для этого отбирали воду с разных горизонтов и центрифугировали ее при 8000 об./мин
Гидрохимическая и микробиологическая характеристика озер и активность в них денитри-фикации и нитрификации
Изучение активности денитрификации и нитрификации проведено на озерах разного типа в разные годы эпизодически, но всегда в июле-августе. На Рыбинском водохранилище выполнены круглогодичные наблюдения за изменением активности этих процессов и численности микроорганизмов, участвующих в круговороте азота и за динамикой концентрации азотсодержащих соединений в воде и донных отложениях. Здесь же нами отработаны методы газохроматографического и ингибиторных анализов, а также были
Ранее Н.А.Трифонова (1967, 1969, 1971, 1974) провела наблюдения за изменением содержания азотистых соединений в водохранилище и оценила накопление азота в его донных отложениях. В 1979-1980 годах нами прослежена динамика содержания различных форм азота в воде и поверхностном 0-2-сантиметровом слое грунтов ( табл. 13-18), где регистрировались наиболее интенсивные микробиологические процессы. Одновременно с нами сотрудники лаборатории гидрологии ИБВВ АН СССР В.В.Законнов и Н.А. Зиминова (1983), используя CNH -анализатор, изучали осадконакопление и аккумуляцию биогенных элементов в донных отложениях Рыбинского водохранилища.
Наши исследования были проведены во время стандартных рейсов через 2-3 недели в навигационный период и эпизодически зимой на 6-ти станциях: I - напротив бывшего с. Коприно, 2-у затопленного г. Мологи, 3 - у затопленного с. Наволок, 4 - к юго-западу от с. Измайлово, 5-у затопленного с. Средний Двор, 6 - к северо-востоку от с. Брейтово.
В различных грунтах содержание общего азота колебалось в конце мая - начале июня от 0.68 до 2.43 мг N/CM3. В 0-2-сантиметровом поверхностном слое донных отложений оно было довольно стабильно и мало изменялось в разные периоды наблюдений (около I мг N /см3). Напротив, по данным Н.А.Трифоновой (1974), в 1960-1962 гг поверхность донных отложений водохранилища в разных пунктах отличалась по содержанию азота от I.I до 20 раз. Очевидно в последние годы, по мере формирования грунтов водо хранилища, произошло образование однородного наилка, что способствовало выравниванию содержания азота в поверхностном слое донных отложений по всей площади водоема.
В последние годы увеличилась среднегодовая скорость аккумуляции азота в грунтах Рыбинского водохранилища. Если в первые 20 лет существования водоема среднегодовое накопление азота составляло II тыс. т N /год (Трифонова, 1967,1974), то по данным на 1979 год (Законнов, Зиминова, 1983),оно возросло до 16 тыс.т N /год,и изменился характер грунтообразующих процессов. В первые годы существования Рыбинского водохранилища основное значение в формировании его донных отложений имел местный грунтообразующий материал, а именно: продукты размыва берегов и ложа водохранилища, всплывшие торфяники и т.д. В формировании современных осадков возрасла роль автохтонного органического вещества белковой природы: за последние 20 лет соотношение С г : NО0Щ уменьшилось примерно в 2 раза (Законнов, Зиминова, 1983). Как известно (Кузнецов, 1970), при деструкции органических веществ бактерии используют углерод органического вещества как при энергетическом, так и в конструктивном обмене и могут способствовать высвобождению его в форме С0, тогда как "азотсодержащие соединения используются ими только в конструктивном обмене и поэтому в илах азот вполне может накапливаться.
Одновременно с осаждением соединений азота в донные отложения происходит поступление его растворимых форм из илов в воду. Данные, полученные Н.А.Трифоновой (1974), свидетельствуют о том, что значение грунтов в пополнении водной толщи этого водоема азотистыми веществами сравнительно невелико, поэтому с накоплением азота в илах нельзя ожидать увеличения содержания
N О0Щ в воде. Действительно, мы не обнаружили существенных изменений в концентрации общего и минеральных форм азота в водной массе водохранилища за последние 20 лет. Содержание общего азота, как и в 1965 году (Трифонова, 1969), колебалось около I мг N /л, концентрация аммонийного азота, в среднем, составляла 0.1-0.3 мг N-NH /Л, а количество нитратного азота по сезонам года как и ранее изменялось віл воды от тысячных до десятых долей миллиграмма.
Азотсодержащие органические вещества, оседающие на дно, подвергаются минерализации с образованием аммония при участии, в частности, аммонифицирующих бактерий. Так, в конце августа-сентябре 1979 года на разных участках водохранилища происходило отмирание летних форм фитопланктона и сопровождалось увеличением в грунтах содержания общего азота и численности сапрофитных бактерий ( табл. .10-15). Однако аммонийный азот не накапливался, а концентрация нитратов возросла лишь незначительно. По мере минерализации органических азотсодержащих веществ количество нитратов в воде увеличиволась, достигая максимума ранней весной перед очищением водохранилища от льда, затем с развитием фитопланктона они быстро потребились. Аналогичные сезонные изменения отмечены и в содержании аммонийного азота. В донных отложениях аммоний накапливался летом, а в подледный период концентрация его уменьшалась на 1-3 порядка, достигая минимума ранней весной.
Наблюдения за сезонной динамикой различных форм азота позволяют предполагать, что в осенний период в водохранилище идут интенсивные процессы нитрификации и денитрификации, препятствующие аккумуляции азота в донных отложениях.