Содержание к диссертации
Введение
Глава 1. Экологические проблемы химического загрязнения почв 9
1.1. Загрязнение почв тяжелыми металлами 9
1.1.1. Понятие «тяжелые металлы» 9
1.1.2. Источники загрязнения и поведение тяжелых металлов в почве 10
1.1.3. Влияние тяжелых металлов на живые организмы 15
1.1.4. Нормирование содержания тяэ/селых металлов в почве 19
1.1.5. Санация и рекультивация земель, загрязненных тяжелыми металлами 22
1.2. Загрязнение почв нефтью и нефтепродуктами 25
1.2.1. Экотоксикологическая характеристика химического состава нефти 25
1.2.2. Источники загрязнения, поведение и трансформация нефти и нефтепродуктов в почве 29
1.2.3. Влияние загрязнения нефтью и нефтепродуктами на свойства почвы и живые организмы 34
1.2.4. Нормирование нефтяного загрязнения почв 36
1.2.5. Санация и рекультивация земель, загрязненных нефтью и нефтепродуктами 37
Глава 2. Почвы Республики Адыгея 40
2.1. Почвенный покров республики адыгея 40
2.2. Черноземы выщелоченные слитые 43
2.3. Серые лесные почвы 46
2.4. Бурые лесные почвы 50
2.5. Дерново-карбонатные почвы 55
2.6. Горно-луговые (субальпийские) почвы 60
2.7. Эколого-генетические и эколого-биологические особенности почв адыгеи 66
Глава 3. Методика и методы исследований 67
3.1. Методика проведения модельных исследований 67
3.2. Биологические свойства почв 70
3.3. Методы определения экологических и биологических свойств почв 73
3.4. Статистическая обработка результатов 76
Глава 4. Изменение биологических свойств почв республики адыгея при загрязнении тяжелыми металлами и нефтью 78
4.1. Влияние химического загрязнения на биологические свойства чернозема выщелоченного слитого 78
4.2. Влияние химического загрязненияна биологические свойства серой лесной почвы 85
4.3. Влияние химического загрязнения на биологические свойства бурой лесной почвы 91
4.4. Влияние химического загрязнения на биологические свойства дерново-карбонатной почвы 97
4.5. Влияние химического загрязнения на биологические свойства горно-луговой (субальпийской) почвы 102
4.6. Влияние химического загрязнения на интегральный показатель биологического состояния почвы 107
44.7. Сравнительная оценка устойчивости биологических свойств почв адыгеи к химическому воздействию 114
4.8. Возможности применения биологических показателей при мониторинге загрязнения почв адыгеи тяжелыми металлами и нефтью 120
4.8.1. Определение информативности показателей 120
4.8.2. Определение чувствительности показателей 122
4.8.3. О целесообразности использования исследованных биологических показателей при мониторинге загрязнения почв адыгеи тяжелыми металлами и нефтью 124
4.9. Нормирование химического загрязнения почв адыгеи 125
Выводы 130
Список литературы
- Источники загрязнения и поведение тяжелых металлов в почве
- Серые лесные почвы
- Методы определения экологических и биологических свойств почв
- Влияние химического загрязнения на биологические свойства дерново-карбонатной почвы
Введение к работе
Актуальность исследования. Республика Адыгея обладает уникальными природными ресурсами. Однако все возрастающее антропогенное воздействие негативным образом сказывается на их состоянии. Одной из актуальных экологических проблем республики является загрязнение почв различными химическими веществами. Источниками загрязнения служат автотранспорт, промышленность, сельское хозяйство и др. Приоритетными загрязняющими веществами природных и естественных экосистем на Северном Кавказе являются Pb, Си, Ni и Сг (Шеуджен, 2003; Дьяченко, 2004).
Особую актуальность работа приобретает в свете подготовки России к проведению зимних олимпийских игр в 2014 году в Сочи. Развитие инфраструктуры в районе олимпийских игр, а в частности реализация проекта строительства дорог к Красной поляне через Республику Адыгея, неминуемо негативно отразится на состоянии почвенных ресурсов Адыгеи.
Почвенный покров Адыгеи очень разнообразен: от черноземов до альпийских почв. В силу различий эколого-генетических свойств этих почв (содержание гумуса, реакция среды, интенсивность биологических процессов и др.), они сильно различаются по устойчивости к химическому загрязнению (Вальков и др., 2008).
Цель и задачи исследования. Цель работы — установить закономерности изменения биологических свойств почв Республики Адыгея при химическом загрязнении.
В соответствии с целью были поставлены следующие задачи:
Установить закономерности изменения основных биологических свойств почв Адыгеи в условиях химического загрязнения, таких как ферментативная активность, обилие микроорганизмов, фитотоксичность и др.
Исследовать изменения свойств почв в зависимости от природы загрязняющего вещества (нефть и тяжелые металлы — Сг, Си, Ni, Pb) и кон-
центрации его в почве. Провести сравнительный анализ степени токсичности элементов и веществ, различающихся по химической природе и классам опасности.
Оценить устойчивость к химическому загрязнению основных почв Адыгеи: черноземов выщелоченных слитых, бурых лесных, серых лесных, дерново-карбонатных и горно-луговых (субальпийских) почв.
Определить возможность и целесообразность использования различных эколого-биологических показателей в целях мониторинга, диагностики, индикации и нормирования загрязнения почв Адыгеи.
Определить количественные ориентиры для разработки региональных нормативов содержания нефти и тяжелых металлов в почвах Адыгеи.
Основные положения, выносимые на защиту.
Загрязнение почв Адыгеи Cr, Си, Ni, Pb, нефтью в подавляющем большинстве случаев ведет к ухудшению их эколого-биологических свойств.
По степени устойчивости к химическому загрязнению исследованные почвы Адыгеи образуют следующую последовательность: черноземы выщелоченные слитые = дерново-карбонатные почвы > серые лесные почвы >= горно-луговые (субальпийские) почвы > бурые лесные почвы.
По степени токсичности к исследованным почвам Адыгеи тяжелые металлы образуют следующий ряд: Сг > Си = Pb >= Ni.
Принятые ПДК не подходят для почв Адыгеи. Предложены региональные нормативы содержания Cr, Си, Ni, Pb и нефти в основных почвах Адыгеи с учетом их эколого-генетических особенностей.
Научная новизна работы. Впервые для почв Адыгеи установлены закономерности изменения основных биологических свойств, таких как ферментативная активность, обилие микроорганизмов, фитотоксичность и др. в
условиях химического загрязнения (нефть и тяжелые металлы — Cr, Си, Ni, Pb). Дана сравнительная оценка устойчивости к химическому загрязнению основных почв Адыгеи: черноземов выщелоченных слитых, бурых лесных, серых лесных, дерново-карбонатных и горно-луговых (субальпийских) почв. Определены возможность и целесообразность использования различных эколого-биологических показателей в целях мониторинга, диагностики, индикации и нормирования загрязнения почв Адыгеи. Предложена схема экологического нормирования загрязнения почв Адыгеи тяжелыми металлами и нефтью по степени нарушения экологических функций почв.
Практическая значимость. Результаты исследования уже используются научными и могут быть использованы природоохранными организациями при мониторинге и диагностике экологического состояния почв и их загрязнения различными химическими веществами, оценке воздействия на окружающую среду, оценке устойчивости почв и экосистем в целом, экологическом нормировании загрязнения почв, оценке риска природных и антропогенных катастроф, проведении экологической экспертизы и т.д.
Материалы исследований используются при преподавании дисциплин по экологии, почвоведению, природопользованию и охране окружающей среды, экологической экспертизе, мониторингу и биоиндикации в Южном федеральном университете и Майкопском государственном технологическом университете.
Апробация работы. Материалы диссертации были представлены на Научно-практической конференции «Актуальные проблемы экологии в сельскохозяйственном производстве» (Персиановский, 2006); Межрегиональной научно-практической конференции «Экологические и социально-экономические аспекты развития предгорной зоны Северного Кавказа» (Бе-лореченск, 2007); Международной научно-практической конференции «Экология биосистем: проблемы изучения, индикации и прогнозирования» (Аст-
рахань, 2007); Международной научно-практической конференции «Ноо-сферные изменения в почвенном покрове» (Владивосток, 2007); III Международной научно-практической конференции «Эволюция и деградация почвенного покрова» (Ставрополь, 2007); Международной научной конференции «Экология и биология почв» (Ростов-на-Дону, 2007).
Публикации. По теме диссертации опубликовано 9 научных работ, объемом 1,8 п.л., из них 1 статья в издании, рекомендованном ВАК. Доля участия автора в публикациях составляет 50% (1,0 п.л.).
Структура и объем диссертации. Диссертационная работа изложена на 151 странице печатного текста. Состоит из введения, четырех глав, выводов, списка литературы. Содержит 42 таблицы, 35 рисунков и 2 картосхемы. Список литературы включает 202 источника, из них 16 на иностранных языках.
Исследование выполнено при финансовой поддержке Российского фонда фундаментальных исследований (гранты № 07-04-00690-а и № 07-04-10132-к) и Федерального агентства по науке и инновациям (гранты № МД-3944.2005.4 и №МД-3155.2007.4).
Автор глубоко признателен за помощь в работе научным руководителям д.б.н. Э. А. Сиротюк и д.с.-х.н. СИ. Колесникову.
Источники загрязнения и поведение тяжелых металлов в почве
На поверхность почвы ТМ поступают в различных формах. Это оксиды и различные соли металлов, как растворимые, так и практически нерастворимые в воде (сульфиды, сульфаты, арсениты и др.). В составе выбросов предприятий по переработке руды и предприятий цветной металлургии — основного источника загрязнения окружающей среды ТМ — основная масса металлов (70-90 %) находится в форме оксидов (Горбатов, 1983; Цаплина, 1994).
Попадая на поверхность почв, ТМ могут либо накапливаться, либо рассеиваться в зависимости от характера геохимических барьеров, свойственных данной территории.
Влияние ТМ на живые организмы зависит, прежде всего, от концентрации подвижной формы металла в почве. Степень подвижности ТМ зависит от геохимической обстановки и уровня техногенного воздействия (Ладо-нин и др., 1994). Тяжелый гранулометрический состав и высокое содержание органического вещества приводят к связыванию ТМ почвой. Рост значений рН усиливает сорбированность катионообразующих металлов (медь, никель, свинец, ртуть, цинк, и др.) и увеличивает подвижность анионообразующих (хром, молибден, ванадий и др.). С другой стороны усиление окислительных условий увеличивает миграционную способность металлов (Касимов, 1983; Добровольский, Гришина, 1985). В итоге по способности связывать большинство ТМ, почвы образуют следующий ряд: серозем чернозем дерново-подзолистая почва (Горбатов, Обухов, 1989).
Большая часть ТМ, поступивших на поверхность почвы, закрепляется в верхних гумусовых горизонтах. ТМ сорбируются на поверхности почвенных частиц, связываются с органическим веществом почвы, в частности в виде элементно-органических соединений, аккумулируются в гидроксидах железа, входят в состав кристаллических решеток глинистых минералов, дают собственные минералы в результате изоморфного замещения, находятся в растворимом состоянии в почвенной влаге, и газообразном состоянии в почвенном воздухе, являются составной частью почвенной биоты (Александрова, 1980; Глазовская, 1988; Кулматов, 1988; Ильин, 1991; Орлов и др., 1991; Добровольский, 1997; Водяницкий, Добровольский, 1998; Мотузова, 1999; Травникова и др., 2000; Brummer et al., 1983).
С составляющими твердой фазы почвы ТМ связаны как прочными хе-мосорбционными связями, так и связями, допускающими катионный обмен. Обменные формы металлов составляют незначительную часть общей массы металлов, находящихся в почве (Добровольский, 1997). Основным процессом, контролирующим уровень концентрации ТМ в почвенных растворах, является не осаждение труднорастворимых соединений, а различные адсорбционные механизмы (Горбатов, 1988). Со временем в почвах происходит уменьшение содержания водорастворимой, обменной и.непрочносвязан-ной форм соединений ТМ вне зависимости от того поступили ТМ в почву в виде оксида или растворимой в воде соли (Алексеев, 1979; Тихомиров и др., 1979; Горбатов, Обухов, 1989).
Продолжительность пребывания загрязняющих компонентов в почве значительно больше, чем в других частях биосферы, и загрязнение почвы, особенно ТМ, практически вечно. Металлы, накапливающиеся в почве, медленно удаляются при выщелачивании, потреблении растениями, эрозии и дефляции (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989). Период полуудаления (или удаления половины от начальной концентрации) ТМ сильно варьирует для различных элементов, но составляет достаточно продолжительные периоды времени: для Zn — от 70 до 510 лет; для Cd — от 13 до 110 лет; для Си — от 310 до 1500 лет и для РЬ — от 740 до 5900 лет (Химическое загрязнение почв ...,1991; Садовникова, 1994).
Важной функцией почвы является то, что она, в отличие от других компонентов природной среды, не только геохимически аккумулирует ком 15 поненты загрязнений, но и выступает как природный буфер (или даже фильтр), контролирующий перенос химических элементов и соединений в атмосферу, гидросферу и живое вещество.
Серые лесные почвы
Условия почвообразования. Спецификой серых лесных почв Юга России является их особое положение в системе почвенной зональности. На Русской равнине серые лесные почвы граничат с дерново-подзолистыми почвами в более холодных условиях и с черноземами в теплых. На Северном Кавказе серые лесные почвы контактируют с обширной зоной бурых лесных почв и с зоной лесостепи с различными подтипами слитых почв. Однако сплошной полосы серых лесных почв не наблюдается: это отдельные участки, перемежающиеся с другими почвами. Они располагаются выше северокавказской лесостепи и встречаются в нижней части горного пояса.
Серые лесные почвы распространены в области предгорий и гор на высоте 350 — 750 м над уровнем моря. Сформировались они в условиях расчлененного рельефа на склонах разной крутизны и экспозиции. Растительная формация серых почв — дубовые леса с примесью граба, бука и дикорастущих плодовых, а также ясеня и вяза. Большое участие в формировании почв принимает кустарниковый подлесок из лещины, крушины, калины и др. Травянистый покров представлен разнотравно-луговой растительностью.
В субстантивно-генетической классификации почв разделение серых лесных почв на подтипы светло-серых, серых и темно-серых не предусмотрено. В едином типе серых почв выделяются подтипы: типичные, глееватые и серые со вторым гумусовым горизонтом. В последнем подтипе почв со вторым гумусовым горизонтом этот горизонт ничего общего не имеет со слитым горизонтом лесостепных почв Северного Кавказа. Ландшафтное название "лесные" в новой классификации исключается (Вальков и др., 2002).
Строение профиля. По лесом развиваются почвы со следующим генетическим профилем: A0+Ai+AiA2+AB+B+C. А0 - лесная подстилка. Ai - гумусовый и элювиальный. AiA2 - элювиальный и гумусовый, морфологически элювиирование скрывается гумусонакоплением. АВ - текстурно-гумусовый. В - текстурный, плотный, глыбистый. С - материнская порода. Почвообразовательные процессы. 1 .Образование накопление слабоненасыщенного гуматно-фульватного гумуса. 2.Выщелачивание легкорастворимых солей и карбоната без их аккумуляции в материнской породе. З.Лессиваж, захватывающий элювиированием горизонтальными и реже вертикальными токами верхнюю часть профиля (гор. А1+А1А2). Иллю-виирование крайне ослаблено 4.0глинивание как текстурная перегруппировка веществ в гор. В без фиксируемого накопления ила. Состав и свойства. Гранулометрический состав серых лесных почв варьирует в зависимости от материнских пород. Общая закономерность — верхние элювиальные горизонты всегда более легкие по гранулометрии, чем почвообразующая порода и переходный горизонт В.
По данным валового анализа, в верхних горизонтах (АіА2 и А2) накапливается кремнезем, не менее четко видно накопление полуторных окислов, главным образом за счет алюминия, в плювиальном горизонте. Повышенное содержание кальция и отчасти фосфора в верхнем горизонте относится за счет биологической аккумуляции.
Почвы характеризуются кислой реакцией. В верхнем горизонте рН водной суспензии около 6, в подзолистом горизонте 5,6; к низу профиля рН постепенно возрастает, примерно до 6, но иногда приближается к нейтральной. Содержание гумуса в верхнем горизонте достигает 7,8%. С глубиной его количество резко надает до 2% в горизонте А2 и до 0,4% в горизонте В.
Емкость поглощения в верхнем горизонте около 22 мг-экв; в горизонте А] она падает, примерно, до 11 мг-экв — на 100 г почвы. Среди поглощенных катионов первое место по всему профилю принадлежит иону Са, причем в нижней части иллювиального горизонта кальций находится в максимуме, составляя 90% суммы поглощенных катионов.
Плотность верхних горизонтов всех подтипов серых лесных горных почв, равная 1,01-1,25 г/см , свидетельствует об их рыхлом сложении. С глубиной она постепенно возрастает и в горизонтах В2 и С становится рав-ной 1,38-1,53 г/см . Большая величина плотности отмечается в серых и светло-серых лесных почвах.
Методы определения экологических и биологических свойств почв
Лабораторно-аналитические исследования выполнены с использованием общепринятых в экологии, биологии и почвоведении методов (Практикум по агрохимии, 1989; Методы почвенной микробиологии и биохимии, 1991 и др.; Казеев и др., 2003). Определяли обилие бактерий рода Azotobacter, активность каталазы и дегидрогеназы, целлюлозолитическую активность, фи-тотоксические свойства почв и другие показатели.
Azotobacter учитывали методом комочков обрастания на среде Эшби. Повторность 9-кратная (3 навески почвы на 3 чашки Петри).
Целлюлозолитическую способность определяли по степени разложения хлопчатобумажного полотна, экспонированного в почве в течение 10 дней. Повторность 3-6-кратная.
О ферментативной активности почв судили по активности каталазы и дегидрогеназы. Определение ферментативной активности почв основано на учете количества переработанного в процессе реакции субстрата или образования продукта реакции в оптимальных условиях температуры, рН среды, концентрации субстрата и навески почвы. По рекомендации А.Ш. Галстяна (1978) активность почвенных ферментов изучалась при естественной рН почвы. Повторность 4-6 кратная.
Активность каталазы измеряли по методике Галстяна (1978), дегидро-геназы — по методике Галстяна в модификации Хазиева (1990).
Каталаза (Н202 : Н202 - оксидоредуктаза, КФ 1.11.1.6.) катализирует реакцию разложения перекиси водорода на воду и молекулярный кислород. Активность каталазы выражают в мл О, на 1 г почвы, выделившегося за 1 минуту. Дегидрогеназа (субстрат: НАД(Ф)-оксидоредуктазы, КФ 1.1.1).катализирует окислительно-восстановительные реакции путем дегидрирования органических веществ. Активность дегидрогеназ выражают в мг ТТФ на 10 г почвы за 24 часа.
О фитотоксичности почв судили по изменению показателей прорастания семян (всхожесть, энергия прорастания, дружность прорастания, скорость прорастания) и интенсивности начального роста проростков (длина корней, длина зеленых проростков, масса корней (воздушно-сухая), масса зеленых проростков (воздушно-сухая) (Красильников, 1958; Рыбакова, 1987; Бабьева, Зенова, 1989). В качестве тест-объектов использовали озимую пшеницу, рожь, редис. Повторность 4-6-кратная.
Содержание гумуса (определяли только на контроле — в незагрязненной почве) определяли по методу И.В. Тюрина со спектрофотометрическим окончанием (Орлов, Гришина, 1981). Повторность 4-кратная. рН почв (определяли только на контроле — в незагрязненной почве) определяли потенциометрическим методом (Практикум по почвоведению, 1986). Повторность 3-кратная.
Для суждения о биологической активности и эколого-биологическом состоянии почвы недостаточно какого-либо одного показателя, так как каждый из них отражает лишь какую-то одну сторону биологических и биохимических процессов в почве. Поэтому необходимо использовать широкий набор показателей состояния почвы.
Для объединения большого количества показателей была разработана методика определения интегрального показателя биологического состояния почвы (ИПБС) (Вальков и др., 1999; Колесников и др., 2000; Казеев и др., 2003). Данная методика позволяет оценить совокупность 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. Бі = (Бх/Бтах)хЮ0%, (1) где Бі — относительный балл показателя, Бх — фактическое значение показателя, Бтах — максимальное значение показателя.
После этого, суммируются уже относительные значения многих показателей (например, активность разных ферментов, дыхание, содержание гумуса и др.). Их абсолютные значения суммированы быть не могут, так как имеют разные единицы измерения (мг, % и т.д.). После этого рассчитывается средний оценочный балл изученных показателей для образца (варианта): Бср. = (Б,+Б2 + Бз...+ Бп)/Ы, (2) где Бср. — средний оценочный балл показателей, N — число показателей. Интегральный показатель эколого-биологического состояния почвы рассчитывают аналогично формуле (1): ИПБС = (Бср. / Бср. тах) х 100%, (3) где Бср. — средний оценочный балл всех показателей, Бср. тах — 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.
При антропогенном воздействии на почву среднее значение выбранных показателей, в большинстве случаев, снижается, в то время как отдельные показатели биологической активности почвы могут увеличиваться. Таким образом, снижение интегрального показателя биологического состояния почвы, как правило, находится в прямой зависимости от степени воздействия антропогенного фактора.
При расчете интегрального показателя должны использоваться не любые показатели биологической активности почв, а наиболее информативные. Именно они должны составлять основу интегрального показателя. Окончательное формирование набора показателей, составляющих интегральный показатель, требует дальнейшей разработки. В перспективе, набор показателей и методики их определения должны быть стандартизированы. При этом показатели свойств почвы, входящие в интегральный показатель, могут различаться в зависимости от того, действие какого антропогенного фактора исследуется и нормируется.
Влияние химического загрязнения на биологические свойства дерново-карбонатной почвы
По степени информативности (по тесноте корреляции между показателем и содержанием в почве загрязняющего вещества) исследованные биологические показатели располагаются следующим образом.
При загрязнении хромом: активность каталазы = обилие бактерий рода Azotobacter = длина корней (фитотоксичность) = активность дегидрогеназы = целлюлозолитическая способность.
При загрязнении медью: активность каталазы длина корней (фи-тотоксичностъ) — обилие бактерий рода Azotobacter целлюлозолитическая способность активность дегидрогеназы.
При загрязнении никелем: длина корней (фитотоксичностъ) = активность каталазы обилие бактерий рода Azotobacter целлюлозолитическая способность активность дегидрогеназы.
При загрязнении свинцом: активность каталазы обилие бактерий рода Azotobacter = целлюлозолитическая способность длина корней (фитотоксичностъ) активность дегидрогеназы.
При загрязнении нефтью: активность каталазы = обилие бактерий рода Azotobacter = целлюлозолитическая способность активность дегидрогеназы длина корней (фитотоксичностъ).
При химическом загрязнении в целом (в среднем): активность каталазы обилие бактерий рода Azotobacter = длина корней (фитотоксичностъ) = целлюлозолитическая способность активность дегидрогеназы.
Таким образом, наиболее информативным показателем из исследованных как при загрязнении почв ТМ, так и при загрязнении нефтью, является активность каталазы. Наименее информативным является показатель активности дегидрогеназы.
Наиболее высокую степень корреляции исследованные показатели проявили при загрязнении почв нефтью (коэффициент корреляции от -0,89 до -0,99). При загрязнении почв нефтью, показатели фитотоксичности, в частности длины корней растений, являются менее информативными по сравнению с другими показателями, чем при загрязнении ТМ.
Все пять показателей, использованных для определения ИПБС, имеют коэффициенты корреляции больше 0,7 (за исключением активности дегидрогеназы при загрязнении медью и свинцом). Следовательно, эти показатели биологической активности находятся в тесной ( 0,7) зависимости от содер
жания в почве ТМ и нефти, и их целесообразно использовать для нахождения ИПБС.
Найденные коэффициенты корреляции сильно зависят от природы элемента. Так нефть имеет наиболее высокие коэффициенты корреляции (в среднем по пяти показателям -0,98), затем следуют никель (-0,84), хром (-0,78) и медь (-0,78), свинец (-0,76).
О степени чувствительности показателя можно судить по степени снижения его значений в вариантах с загрязнением по сравнению с контролем. Значения степени снижения исследованных биологических показателей представлены в таблице 41. Они усреднены по дозам и типам почв.
По степени чувствительности (по степени снижения значений) к загрязнению ТМ и нефтью исследованные биологические показатели располагаются следующим образом.
По отношению к загрязнению хромом: целлюлозолитическая способность длина корней (фитотоксичностъ) = активность дегидрогеназы = активность каталазы обилие бактерий рода Azotobacter.
По отношению к загрязнению медью: целлюлозолитическая способность = длина корней (фитотоксичность) активность дегидрогеназы обилие бактерий рода Azotobacter активность каталазы.
По отношению к загрязнению никелем: целлюлозолитическая способность длина корней (фитотоксичность) — активность дегидрогеназы обилие бактерий рода Azotobacter = активность каталазы.
По отношению к загрязнению свинцом: целлюлозолитическая способность длина корней (фитотоксичность) = активность дегидрогеназы обилие бактерий рода Azotobacter = активность каталазы.
По отношению к загрязнению нефтью: целлюлозолитическая способность длина корней (фитотоксичность) = активность дегидрогеназы обилие бактерий рода Azotobacter = активность каталазы.
По отношению к химическому загрязнению в целом (в среднем): целлюлозолитическая способность длина корней (фитотоксичность) = активность дегидрогеназы обилие бактерий рода Azotobacter = активность каталазы.
Таким образом, наиболее чувствительным показателем из исследованных как при загрязнении почв ТМ, так и при загрязнении нефтью, является целлюлозолитическая активность почвы.
Наименее чувствительными являются показатели активности каталазы и обилия бактерий рода Azotobacter, но при этом они являются наиболее информативными из исследованных показателей.
Полученные в настоящем исследовании результаты в основном совпадают с данными, полученными ранее другими исследователями (Звягинцев, 1978; Колесников и др., 2000, 2006; и др.).
Все использованные в работе показатели биологической активности почв — активность каталазы и дегидрогеназы, целлюлозолитическая способность, обилие бактерий рода Azotobacter, длина корней редиса (фитоток-сичность) — отличаются достаточной информативностью, чувствительностью, воспроизводимостью, допустимым варьированием показателя, небольшой ошибкой опыта, простотой, малой трудоемкостью и высокой скоростью методов определения, широкой распространенностью методов и т.д.
Вышеуказанное позволяет рекомендовать исследованные эколого-биологические показатели в целях мониторинга, диагностики, индикации и нормирования химического загрязнения почв Адыгеи.
