Содержание к диссертации
Введение
Глава I. Взаимодействие тяжелых металлов с микроорганизмами в условиях чистой культуры . 8
1. Токсическое действие тяжелых металлов на микроорганизмы 8
2. Устойчивость микроорганизмов к тяжелым металлам 17
3. Аккумуляция тяжелых металлов микроорганизмами 21
4. Стимуляция жизнедеятельности микроорганизмов тяжелыми металлами 23
Глава II . Действие тяжелых металлов на микроорганизмы в условиях природных экосистем 25
1. Действие тяжелых металлов на микроорганизмы воды и придонных отложений 25
2. Действие тяжелых металлов на микроорганизмы, ассоциированные с растениями . 28
3. Влияние тяжелых металлов на почвенные микроорганизмы и биологическую активность почв 29
Глава III . Методические подходы к выработке научно обоснованных критериев оценки степени загрязнения почв тяжелыми металлами . 38
1. Принципы биоиндикации загрязнения почвы 38
2. Показатели биологической активности почв при их, загрязнении тяжелыми металлами 40
3. Различные системы оценки степени загрязнения почв тяжелыми металлами 41
4. Возможности использования метода инициированного микробного сообщества (ИДО) для оценки изменения микробиологической активности почв 44
Глава ІV. Объекты и методы исследования 46
Глава V . Действие тяжелых металлов на комплекс почвенных и эпифитных микроорганизмов 53
1. Влияние загрязнения серозема обыкновенного на комплекс почвенных и эпифитных микроорганизмов 53
2, Влияние возрастающих концентраций тяжелых металлов на численность микроорганизмов в почвах разных типов в условиях вегетационногоопыта 63
Глава VІ. Состав инициированного микробного сообщества в почвах разных типов 66
Глава VII . Влияние возрастающих концентраций свинца на микробную систему почв зонального ряда 97
1. Влияние возрастающих концентраций соли свинца ръ(сн,соо)2 на микробную систему почв зонального ряда 99
2. Влияние возрастающих концентраций окиси свинца на микробную систему дерново-подзолистой почвы 108
Глава VIII . Влияние возрастающих концентраций кадмия на микробную систему почв зонального ряда 112
1 Влияние возрастающих концентраций соли кадмия Cd(CH5coo)2 на микробную систему почв зонального ряда 112
2, Влияние возрастающих концентраций окиси кадмия сао на микробную систему дерново-подзолистой почвы 120
Глава IX Оценка степени нарушения микробной системы почвы при промышленном загрязнении ее тяжелыми металлами 124
1. Оценка степени нарушения микробной системы серозема обыкновенного при внесении свинца 125
2, Оценка степени нарушения микробной системы серозема обыкновенного при внесении кадмия 127
3аключение 130
Выводы 136
Литература 138
- Токсическое действие тяжелых металлов на микроорганизмы
- Действие тяжелых металлов на микроорганизмы воды и придонных отложений
- Принципы биоиндикации загрязнения почвы
- Влияние загрязнения серозема обыкновенного на комплекс почвенных и эпифитных микроорганизмов
Введение к работе
Одной из важнейших государственных задач в нашей стране стала в последние годы охрана окружающей среды. Ведется постоянный контроль за состоянием атмосферы, вод, пищевых продуктов. Особое внимание уделяется пестицидам и другим опасным для здоровья человека органическим соединениям. В меньшей степени изучено загрязнение окружающей среды, в особенности почвы, тяжелыми металлами, хотя проблема насыщения биосферы тяжелыми металлами последние двадцать лет привлекает пристальное внимание общественности, широко обсуждается в печати. Исследования в этой области сыграли определенную роль в организации программы ООН по окружающей среде (ЮНЕЛ) и проекта Глобальной системы мониторинга окружающей среды СМшш, 1973). Однако не существует твердо установленных предельно допустимых концентраций тяжелых металлов в системе почва - растение - животное - человек. Отсутствуют общепринятые приемы контроля, методики полевых и лабораторных исследований (ЗЫрин и др., 1980).
Металлы - важнейший продукт и необходимое условие функционирования современной цивилизации. В период научно-технической революции резко увеличился объем производства металлов и уже в настоящее время оно превысило величину их масс, участвующих в главнейших природных процессах миграции (Добровольский, 1980). По данным американских исследователей, общее количество свинца в суммарной биомассе Северного полушария в доисторическое время составляло около 3000 т, а сейчас в этом полушарии ежегодно промышленностью и транспортом выделяется около 200 000 т свинца. Причем естественное выделение свинца в атмосферу составляет лишь 1% от антропогенных выбросов. За последние 30Q0 лет содержание свинца в
воздухе возросло в 200 раз, в почвах сельской местности за последние 50 лет - в 2 раза. В питьевой воде свинца содержится до 15 мкг/л. В хвое сосен Северной Америки - около 10 нг/г сырого вещества; в свежих мышцах тунца - 0,3 нг/г. В организм американца поступает до 29 мкг свинца в день. Все растворы, реактивы и сами биологические ткани содержат свинца в 1000 раз больше первоначального уровня (settle, Patterson, 1980). Между тем, металлы должны находиться в организмах в совершенно определенных концентрациях. Соотношения этих концентраций выработаны на протяжении всего хода эволюции органического мира. Значительные отклонения от этих соотношений вызывают резко отрицательные последствия для живых организмов. Например, острая токсичность для человека проявляется при дозе 150 мкг Pb/день (Добровольский, 1980; Зырин и др., 1980; Settle, Patterson, 1980).
Таким образом, выяснение закономерностей, определяющих состояние и поведение тяжелых металлов в окружающей среде - одна из ответственных и актуальных научных задач.
Данное исследование проведено в рамках проблемы взаимодействия тяжелых металлов и микроорганизмов почвы. Последние следует рассматривать в данном аспекте с трех сторон* Во-первых, микроорганизмы находятся у истоков трофической цепи, по которой металлы попадают в высшие организмы; во-вторых, почвенные микроорганизмы являются одним из обязательных компонентов всех наземных биогеоценозов и необходимость изучения воздействия химических веществ на микрофлору почвы не вызывает сомнений; в-третьих, с помощью почвенных микроорганизмов можно контролировать степень загрязнения почв тяжелыми металлами, то есть использовать микроорганизмы в качестве индикаторов на загрязнение почв. В имеющихся к настоящему времени литературных материалах о влиянии тяжелых металлов на почвенную микробиоту много противоречивого, поэтому выявление
общих закономерностей реакции почвы на загрязнение тяжелыми металлами и разработка новых методов контроля более важны, чем накопление конкретных сведений. Все вышеизложенное позволяет сформулировать цель данной работы следующим образом: разработать новые экологические критерии микробиологической оценки загрязнения почв тяжелыми металлами.
Основные задачи исследования:
Выяснение влияния промышленного загрязнения почвы тяжелыми металлами на комплекс микроорганизмов на примере серозема обыкновенного.
Исследование влияния тяжелых металлов на комплекс микроорганизмов в резко различных по свойствам почвах в условиях вегетационного опыта.
Изучение действия тяжелых металлов на микробную систему почв зонального ряда в модельных экспериментах.
Определение действия разных форм соединений тяжелых металлов на микробную систему почв на примере дерново-подзолистой почвы.
Разработка системы оценки степени промышленного загрязнения почв тяжелыми металлами.
ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ
При анализе литературы, относящейся к вопросу взаимодействия организмов и тяжелых металлов, основное внимание будет уделено следующим металлам: кадмию, меди, ртути, свинцу и цинку, которые наиболее широко распространены и опасны для биоты. Другие металлы Со, Сг, Мп, ио - биогенные элементы и взаимодействие их с организмами характеризуется иными и более сложными закономерностями. Ag, An, v, w, ті - редкие элементы и вряд ли можно сравнивать загрязнение этими металлами со свинцом или медью.
Использование показателей, отражающих изменения микробного состава и активности биохимических процессов в почвах, для тестирования степени загрязнения почв тяжелыми металлами основано на явлениях разной чувствительности и устойчивости микроорганизмов и их ферментных систем, а также внеклеточных ферментов, к действию этих агентов. При этом реакция микроорганизмов в чистых культурах на лабораторных средах может быть иной, чем в природной обстановке. Поэтому исследования по разработке методов тестирования на основе создания модельных систем необходимо сочетать с конкретными наблюдениями в природе тех изменений, которые возникают в микробных сообществах и в биохимических процессах при нарушении естественных биогеоценозов за счет накопления в почве тяжелых металлов. Рассматривая влияние тяжелых металлов на микроорганизмы и некоторые биохимические процессы, протекающие в почвах, следует отметить, что нужно различать в этой проблеме две стороны: 1) изменения в составе и активности всего сообщества микроорганизмов или отдельных так называемых физиологических групп в природной среде обитания, в почве$ и 2) характер воздействия тяжелых металлов на чистые культуры микроорганизмов, на популяции, в условиях острого опыта и в модельных системах в лаборатории.
Токсическое действие тяжелых металлов на микроорганизмы
В относительно высоких концентрациях - 1% и более в среде -тяжелые металлы действуют как общепротоплазыатнческие яды, вызывая денатурацию белков и инактивацию нуклеиновых кислот (Авакян, 1973). Токсическое действие тяжелых металлов определяется их природой, формой соединения, специфической чувствительностью микроорганизмов разных видов, составом и значением рН среды. В табл.1 приведены некоторые данные об ингибирующих концентрациях тяжелых металлов.
Ингибирующий эффект указанных в табл.1 концентраций тяжелых металлов, как правило, проявляется в полном подавлении роста и развития микроорганизмов. Иногда же тяжелые металлы репрессируют отдельные процессы в микробной клетке. В клетках Pseudomonas aeruginosa в присутствии ионов кадмия образуются вакуолеподобные структуры (Horitsu, Kato, 1980). По-хожий эффект оказывал кадмий (3x10 М, Cd на клетки E.coli CMitra et ali» 1975). Токсический эффект кадмия на дрожжевую клетку проявляется в множественных разрывах плазмалеммы и распаде ва-куолярной мембраны. Наблюдается также относительное уменьшение Объема митохондрий (20 мг/л Cd2+, Brown, Smith, 1980). В клетках пекарских дрожжей при добавлении кадмия митохондрии были лишены
Ионы меди (0,8x10"4" г/л, CuS04x5H2o) вызывали удлинение клеток бактерий рода Metbyiocystis до 3,1-3,5 мкм. Ртуть делает клеточную оболочку Ps.oleovorans более жесткой (Horitsu Ito, 1980), а также в концентрации 10 мг/л Hg2 индуцирует резкие изменения формы митохондрий и диссоциацию наружных и внутренних мембран ядерной оболочки, вызывает ряд цитологических изменений в клетках Aureobasidium. pullulans (Crang Pechak, 1978).
Наряду со структурными и морфологическими изменениями микробной клетки, при действии тяжелых металлов наблюдается подавление физиологических и биохимических процессов в клетках микроорганизмов.
Тяжелые металлы по-разному действуют на микроорганизмы в различные периоды онтогенеза и не одинаково влияют на кинетические характеристики роста микроорганизмов. Металлы заметно снижают скорость роста микроорганизмов на питательных средах» Кадмий заметно замедляет развитие Candida tropicalis (Довгун и ДР», 1976), G.utilis (Семенов, Ховрычев, 1979), Saccn.cerevisiae (Eger, Peric, 1979). Ртуть удлиняет время генерации Saceh.cere-visiae и c.utilis (Семенов, Ховрычев, 1979) Отмечено, что большое значение для проявления токсичности тяжелых металлов на микроорганизмы имеет фаза роста, в которой находится данный микроорганизм. Как показано на бактериях E.coli и дрожжах Saccb.cerevisi-ае (Eger» Peric» 1979; Chc-h i et al., 1980), клетки микроорганизмов в наибольшей степени чувствительны к тяжелым металлам в экспоненциальной фазе роста, то есть во время активного деления, в стационарной фазе клетки более устойчивы к металлам.
Тяжелые металлы оказывают сильное ингибирующее действие на макромолекулярвые компоненты микробной клетки. Например, число одноцепочечных разрывов в ДНК E.coli коррелирует с концентрацией ионов кадмия в ростовой среде (Mitra, Berstein, 1978). По-видимому, са2+ влияет на систему репарации ДНК. У дрожжей Saccb-cerevisiae Cd2+ ингибировал синтез белка и вызывал изменения в содержании ДНК (Hutter et al., 1981). Кадмий, ртуть, цинк сначала действует на одно "узкое" место в клетке (Семенов, Ховрычев, 1979), которым, по-видимому, является синтез белка, а при возрастании концентраций са и Hg подавляют многие реакции в клетке. Ионы меди репрессируют синтез РНК и разрушают или инакти-вируют другие необходимые микроорганизмам соединения(Choh i et al., 1980). Ртуть влияет на синтез ДНК в клетках Sacch.cerevisiae (Hutter et al., 1981) нарушает синтез белка и РНК у бактерий Ps.oieo-vorans (Horitsu, ito, 1980) и, по-видимому, ингибирует ферментативные процессы, связанные с образованием меланина, в результате чего наблюдается обесцвечивание темноокрашенных гиф гриба АигеоЪа-sidium pullulans (Crang, Pechak, 1978). Свинец ингибирует белковый синтез у дрожжей (Hutter, Oldiges, 1977). Цинк репрессирует синтез РНК E»coli и Saccb.cerevisiae (СЬоЬді et al., 1980) и c.utiii» (Ховрычев и др., 1980), причем у последних также подавляется белковый синтез.
Уже в ранних исследованиях выяснилось, что токсический эффект тяжелых металлов на микроорганизмы связан прежде всего с ин-гибированием многих ферментов. Некоторые исследователи даже предполагают, что токсичность тяжелых металлов целиком объясняется этим эффектом (Паникова, Перцовская, 1982). Действие тяжелых металлов на ферменты связано с инактивацией последних по следующей общей схеме:
Действие тяжелых металлов на микроорганизмы воды и придонных отложений
В стоках предприятий цветной металлургии и химической промышленности содержится значительное количество соединений тяжелых металлов, которые непосредственно или косвенным путем (через почву, растения и т.д.) попадают в высшие организмы. Из всех природных объектов вода в наибольшей степени загрязняется тяжелыми металлами. Поэтому изучению взаимодействия тяжелых металлов и микроорганизмов в морской и пресной воде, илах, других придонных отложениях уделено большое внимание исследователей (Илялетдинов, 1976; Austin et aU, 1977 Tan, 1980)»
Тяжелые металлы ингибируют фотосинтез и нитрификацию микроорганизмов в морской воде, в частности, фотосинтез водорослей Bunaliella sp. и Chlorella sp. (Mills, Colwell, 1977). Медь и ртуть подавляют рост и развитие или отдельные процессы в метаболизме глубоководных грамотрщательных бактерий (Arcuri, Ehr-lich, 1977), марганецокисляющих бактерий, живущих на дне моря .(Ghiorse, 1979)» Цинк (250 мкг/г) замедляет скорость метаболизма бактерий из поверхностного слоя морской воды (Pidurcer Lyes, 1981). Максимальные концентрации металлов, которые выдерживают некоторые морские бактерии: кадмия - 100 мкг/мл (Gautner, Fratau, 1977), меди - 70 мкг/мл, цинка - 150 мкг/мл (Kurata, Yoshlda, 1978). На токсичность тяжелых металлов влияют и свойства самой воды. Ртуть (1-100 ч/млн) действует на бактерии слабее в морскойВОДЄ, ЧЄМ В ОЗерНОЙ. Наиболее Чувствительна бактерия Er.liertiicola (гибнет при 1 ч/млн, Babicn, Stotzky, 1979b).
Микроорганизмы, выделенные из вод, загрязненных тяжелыми металлами, более устойчивы к ним, чем выделенные из ЧИСТОЙ воды. Это показано для водорослей (Mills, Colwell, 1977) И других годных микроорганизмов 230 штаммов бактерий из морской воды и донных отложений, в основном, представители родов Bacillus, Erwinia» Mycobacterium, Pseudomonas И КОринеподОбНЫв бактерии, устойчивы к 10 мг/л ртути и 100 мг/л свинца (Austin et ai.,1977).
Отмечена устойчивость аэробных гетеротрофных морских бактерий к свинцу (Tan, 1980), кадмию и цинку (50-150 ч/млн, Bavor» Eager, 1980). При изучении устойчивости к Си, Zn, Сг» НІ 219 штаммов бактерий, выделенных из морской воды и ила, показано, что бактерии из образцов воды более устойчивы, чем из образцов ила. Причем 37% штаммов были устойчивы к двум металлам, 17% - к трем, 9,1% -ко всем четырем металлам.
Предполагается, что тяжелые металлы содержатся в иле в осажденной форме, что снижает их токсичность для микроорганизмов (Kurata, Yoshida» 1978). Штаммы Ps .oleovorans и Ps.aeruginosa из активного ила устойчивы К Hg + или са + (Horit-su et al. 1979). Tniobacillus denitrificans ИЗ СТОЧНЫХ ВОД была толерантна к &п2+ - оо, %2+ - too, cu.2+ - 50, cd2+ - 10,5 мг/л (steinmsiier, Kutaner, 1981). Микроорганизмы, выделенные ИЗ водных источников, часто одновременно толерантны к нескольким тяжелым металлам И антибиотикам (Gauthier et al.r 1981г НоиЪа, Remade, 1980 Joly et al., 1979 ї Timoney et al., 1978).
Клетки морского вибриона аккумулируют до12мг Cd2+ на г сухого веса при 100 мг Сд.2+/л среды (Gauthler,, Pratau, 1977). Значительные количества меди накапливает бактерия Sphaeroilus natans (Sidorowicz. et al.,1979). Бактерии, живущие в поверхностных слоях соленого марша, могут связывать значительные количества свинца, который вместе с клетками бактерий включается в пищевую цепь (Harvey, Young, 1980).
В работе S.G.Berk, R.Colwell (1981) прослежена аккумуляция и перенос ртути в пищевой цепи, состоящей ИЗ бактерий (Pseudomonas, Yibrio), простейших (Uranema nigricans) и копепод (Eurytemora affinis). Показано, что концентрация ртути была наименьшей у бактерий и наибольшей - у простейших, причем у них внутриклеточная концентрация ртути зависела от количества проглоченных бактерий. А.Н.Илялетдинов (1976,1980, 1982) предлагает использовать способность водных микроорганизмов аккумулировать металлы для очистки стоков от загрязнения.
Принципы биоиндикации загрязнения почвы
Значение биоиндикаторов для мониторинга загрязнения окружающей среды в настоящее время очевидно. Это подчеркнул и Международный симпозиум по проблеме биоиндикации экологических изменений в наземных экосистемах под влиянием антропогенного воздействия, проходивший в Галле в 1979 году (Головина, 1981). Как преимущество биоиндикационных тестов следует прежде всего назвать быстроту определения и относительно низкую стоимость анализа.
Индикация различных процессов по биологическим тестам давно используется в практике почвенных исследований. Широко известны методы ботанической индикации (Викторов и др., 1962), зоологической диагностики почв (Гиляров, 1976). В качестве индикационных признаков в почвенных исследованиях часто используют такие фитоце-нологические показатели, как частота встречаемости и обилие видов, на основании чего выделяют характерные, доминантные и индикаторные виды (Раменский, 1950; Сукачев, 1954; Работнов, 1978).
Положение о микроорганизмах как тонких биоиндикаторах различных процессов было впервые сформулировано В.Л.Омелянским в 1906 г. в работе "О применении бактериологического метода при химических исследованиях". Впоследствии индикаторные микроорганизмы нашли широкое применение в промышленности, медицине, геологии, океанологии, почвоведении (Одинцова, 1959; Рубенчик, 1972; Квасников, Нестеренко, 1974; Мишустин, 1976 а,б).
Биоиндикация загрязнения природных объектов тяжелыми металлами начала активно развиваться в последнее время. В качестве индикаторов выступают высшие растения: ячмень, пшеница (Обухов и др., 1980), папоротники (Petersen». Trancls, 1980); низшие растения: мхи (Krup-mska» 1980), лишайники (Pilegaard et al.t 197 и другие организмы. При использовании биоиндикаторов обычно учитывают биомассу, урожай, фенологические признаки (всхожесть, рост, развитие растений). Проводят гистологический анализ, выявляют концентрацию тяжелых металлов в биомассе, отдельных тканях и органах живых организмов.
luJ..D.Hichoias (1966) предложил использовать культуры микроорганизмов для определения содержания микроэлементов в почве. Среди микроорганизмов находят как отдельные виды, так и целые группы, которые используют как микробиологические показатели загрязнения. Для контроля загрязнения вод тяжелыми металлами применяют культуру Bacillus stearotдегшорТіf 1 US» С помощью этого микроорганизма можно зарегистрировать концентрацию органических соединений ртути - от 1,5 ч/млн, солей кадмия - от 0,9, солей меди - от 3 ч/млн (Hertcorn-Obst, Frank» 1980). С использованием Ps»putida определяют в воде концентрации са Си, Hg, zn (Robra, 1979). По убыли растворенного кислорода в бактериальной суспензии обнаруживают токсические концентрации солей меди и никеля в воде (Bauer et ail., 981).
Дрожжи Sporobolomyces roseus предложены в качестве индикаторов на состояние растений в зоне загрязнения тяжелыми металлами (Bewley, Campbell, 1980). Для почвы в качестве тест-организмов используют виды, способные развиваться при высоких концентрациях металлов и накапливать их. Такие организмы обнаружены в основном среди микромицетов: Penicillium Gchro-chloron (Cd, Си, Zn, Tatsu-yama et al.» 19?4), Pardum и Gliocladium rosem (Cd, Скворцова,
Якушкина, 1982), Однако, как правило, для индикации используются комплексные показатели - численность, видовой состав, биохимическая активность почвенных микроорганизмов. Показатели биологической активности почв при их загрязнении тяжелыми металлами
Показатели биологической активности почв - численность крупных таксономических групп микроорганизмов и физиологических группировок, осуществляющих важные процессы; биохимическая или ферментативная активностьJ динамика развития отдельных популяций - все шире привлекаются для выявления разных случаев нарушения целостности и стабильности природных экосистем или для решения вопросов об изменении свойств почв при антропогенном воздействии. Выбор и оценка используемых критериев базируется на тех основных концепциях, которые постоянно разрабатываются в области экологии микроорганизмов. Однако, нужно сказать, что результаты работ, в которых используются вышеуказанные показатели, часто бывают неоднозначны. Если во многих работах (Перцовекая и др., 1975; Умаров, Азиева, 1980j Евдокимова, Мозгова, 1981; Евдокимова, 1982; Евдокимова, Кислых, 1982; Balicka et al., 1977 ї БшсЪигу, 1981) показано, что численность микроорганизмов, их видовой состав и биохимическая активность изменяются при загрязнении почв тяжелыми металлами, то в других исследованиях приведены противоположные сведения (Обухов И др., 1980; Badura et al», 1976? Greszta et al., 3979? Walnsjrigbt, 1980 Rother et al., "1982).
Получить четкий ответ на вопрос, произошли ли изменения в составе микробной биоты, какова направленность и интенсивность биохимических процессов при поступлении в почву новых соединений в форме удобрений, пестицидов, выбросов производств, сточных вод и т.п., порой бывает очень трудно из-за чрезвычайной сложности поч - 41 вы как среды обитания микроорганизмов. Различия в буферных свойствах разных почв и способности комплекса почвенных микроорганизмов поддерживать стабильность своего состава и обеспечивать гомео-статическое состояние среды делает крайне затруднительным использование таких пока широко распространенных критериев, как общая численность микроорганизмов и отдельных физиологических групп,
В последние годы исследователи все чаще отказываются от использования таких "валовых" показателей, как общая численность микроорганизмов, определяемая классическими методами посевов на питательные среды. Результаты таких анализов оказываются мало информативными вследствие больших колебаний соответствующих показателей как временных, так и пространственных. В связи с этим активно ведутся поиски новых тестов и новых методов регистрации изменений экосистем на уровне микробной части сообщества.
Влияние загрязнения серозема обыкновенного на комплекс почвенных и эпифитных микроорганизмов
Основной задачей данного раздела работы было установление характера и степени влияния тяжелых металлов на микробный комплекс в естественных условиях почвенной среды. В качестве изучаемой почвы был выбран серозем , поскольку, во-первых, эта почва на участке отбора образцов в течение длительного времени подвергалась антропогенному загрязнению тяжелыми металлами; во-вторых, ландшафт местности и прежде всего рельеф и растительность позволяли выбрать участки для исследования довольно однородные по всем почвенно-климатическим факторам и резко различающиеся только по степени загрязнения тяжелыми металлами, что является совершенно необходимым условием при сравнительном микробиологическом анализе; в-третьих, эта почва являлась объектом исследования комплексной научной экспедиции факультета почвоведения МГУ.
Численность почвенных микроорганизмов в сероземе обыкновенном, загрязненном тяжелыми металлами Влияние загрязнения тяжелыми металлами сероземарбыкновенного общую численность почвенных бактерий, актиномицетов и грибов изучали методами посевов на питательные среды, плотность популяции Azotobacter chroocосеїни определяли методом почвенных комочков (рис.1). Микробиологический анализ проводили, сравнивая эти показатели на сильнозагрязненных и незагрязненных (фоновых) участках
Численность некоторых групп почвенных микроорганизмов в сероземе обыкновенном I - фоновая зона; 2 - загрязненная зона;почвы. Как видно из представленной диаграммы, численность бактерий (в течение трех сроков анализа), актиномщетов и азотобактера (2 срока) значительно выше в почве незагрязненной по сравнению с загрязненной.
Так, численность бактерий в разные сроки выше в незагрязненной почве в 2-5 раз, актиномщетов в 2-3 раза, а азотобактера даже в 10-100 раз. Численность дрожжей не проявляет такой четкой тенденции. Численность микроскопических грибов в разные сроки анализа была приблизительно одинаковой как в загрязненной почве, так и в фоновой.
До-видимому, это связано с неприменимостью метода посевов для учета численности мицелиальных организмов в почвах (Мирчивк, 1973). Резкое снижение численности большинства изученных грушх микроорганизмов в загрязненных почвах по сравнению с фоном сделало необязательным применение статистических методов расчета.
Результаты корреляционного анализа показали отсутствие прямой зависимости между концентрациями тяжелых металлов в почвах и численностью микроорганизмов. Очевидно, действие металлов зависит не только от их валовых концентраций, но и от формы соединений, в которых металлы попадают в почвы, а также от конкретных почвенно-климатических условий данного региона.
Состав комплекса дрожжей в сероземе обыкновенном при загрязнении его тяжелыми металлами Известно, что виды и их комплексы более точно диагностируют почвы, чем учет общей или групповой численности (Гиляров, 1976 J Бабьева, 1972,1976). Поэтому в работу были включены также определения видового состава одной из групп, почвенной биоты - дрожжевых организмов.
Дрожжи уже ранее были использованы для диагностических целей (Бабьева, 1972,1976). Дрожжи менее многочисленны в почве, чем например, бактерии, грибы - микромицеты или актиномицеты, их легче поэтому учитывать и определять. Анализ видового состава обыкновенного комплекса почвенных дрожжей серозема включал выделение - 56 чистых культур. Коллекцию дрожжей, насчитывающую около 300 штаммов, в дальнейшем обрабатывали для определения рода и вида (табл.3, рис.2).
При описании комплекса дрожжей использовали термин "группа", поскольку не все штаммы дрожжей удалось определить до вида. В табл.3 поэтому приведены разные таксономические категории; над-родовая - дрожжеподобные грибыj родовая - Candida spp., видовая - Cryptoсоecus laurentii; и ПОДВИДОВая - Cr.albidus var.aerius. Термин "группа" является объединяющим названием для всех перечисленных таксономических категорий.
