Содержание к диссертации
Введение
Глава 1. Современное состояние проблемы загрязнения почв тяжелыми металлами 9
1.1. Тяжелые металлы в окружающей среде 9
1.2. Тяжелые металлы в почве 10
1.3. Тяжелые металлы и эколого-биологические свойства почв 14
1.4. Охрана почв от химического загрязнения 21
Глава 2. Экологическая роль исследованных тяжелых металлов 24
2.1. Экологическая роль б ария 24
2.2. Экологическая роль марганца 26
2.3. Экологическая роль сурьмы 29
2.4. Экологическая роль олова 31
2.5. Экологическая роль стронция 33
2.6. Экологическая роль ванадия 36
2.7. Экологическая роль вольфрама 38
Глава 3. Объект исследований — черноземы обыкновенные 40
3.1. Эколого-географические условия 40
3.2. География и классификация черноземов обыкновенных 44
3.3. Эколого-генетические особенности черноземов обыкновенных ... 45
3.4. Эколого-биологические особенности черноземов обыкновенных 49
Глава 4. Методика и методы исследований 54
4.1. Методика проведения модельных исследований 54
4.2. Особенности моделирования загрязнения почв тяжелыми металлами 57
4.3. Методы определения экологических и биологических свойств почв 60
4.4. Статистическая обработка результатов 63
Глава 5. Изменение эколого-биологических свойств чернозема обыкновенного при загрязнении исследованными элементами 64
5.1. Численность микроорганизмов 64
5.1.1. Численность аммонифицирующих бактерий 64
5.1.2. Численность микроскопических грибов 74
5.1.3. Обилие бактерий рода azotobacter 83
5.2. Ферментативная активность 92
5.2.1. Активность каталазы 92
5.2.2. Активность инвертазы 100
5.3. Целлюлозолитическая активность 109
5.4. Фитотоксические свойства 118
5.5. Щелочно-кислотные условия 133
5.6. Определение интегрального показателя эколого-биологического состояния почвы 143
Глава 6. Оценка применимости различных биологических показателей при мониторинге загрязнения почв исследованными тяжелыми металлами 154
6.1. Определение информативности показателей 154
6.2. Определение чувствительности показателей 157
Глава 7. Нормирование загрязнения почв ва, sb, sn, sr, mn, v, w 160
Глава 8. Сравнительная оценка действия различных химических элементов на экологическое состояние чернозема и их Ранжирование по степени опасности 163
Выводы 171
Список литературы
- Тяжелые металлы и эколого-биологические свойства почв
- Экологическая роль сурьмы
- Эколого-генетические особенности черноземов обыкновенных
- Обилие бактерий рода azotobacter
Введение к работе
Актуальность исследования. Существенный вклад в деградацию почвенного покрова во всем мире вносит загрязнение тяжелыми металлами (ТМ). Они относятся к приоритетным загрязняющим веществам. Однако не все ТМ исследованы в равной степени. Экологические последствия загрязнения почвы такими металлами как Ba, Mn, Sb, Sn, Sr, V, W изучены недостаточно.
Согласно ГОСТу 17.4.1.02-83 ТМ ранжированы на три класса опасности по отношению к здоровью людей. Однако, как показали предыдущие исследования (Колесников, 2006), по влиянию на состояние почвы многие элементы не соответствуют указанным классам (степени опасности) и по отношению к почве целесообразно разработать собственные классы опасности.
Цель и задачи исследования. Цель настоящей работы — установить основные закономерности влияния Ba, Mn, Sb, Sn, Sr, V, W на эколого-биологические свойства чернозема обыкновенного.
В соответствии с целью были поставлены следующие задачи:
1. Выявить закономерности изменения в условиях загрязнения численности и активности микроорганизмов, ферментативной активности, фитотоксичности почв, щелочно-кислотных условий и других свойств почвы.
2. Провести анализ изменения свойств почвы в зависимости от следующих параметров загрязнения: природа элемента, концентрация его в почве, форма соединения, срок от момента загрязнения. Установить взаимосвязь между эколого-биологическими показателями и исследуемыми параметрами загрязнения.
3. Оценить степень информативности и чувствительности различных эколого-биологических показателей и определить целесообразность их использования в целях мониторинга, диагностики и нормирования загрязнения почв и экосистем в целом исследованными ТМ.
4. Используя фондовые материалы кафедры экологии и природопользования ЮФУ и результаты настоящего исследования, провести сравнительную оценку экологической опасности 20 химических элементов, относящихся к разным классам опасности.
5. Наметить количественные ориентиры региональных нормативов содержания в черноземах исследованных элементов.
Основные положения, выносимые на защиту.
-
Загрязнение ТМ (Ba, Mn, Sb, Sn, Sr, V, W), как правило, ведет к ухудшению эколого-биологических свойств чернозема обыкновенного. Степень изменения зависит от природы элемента, концентрации его в почве, формы химического соединения, срока от момента загрязнения.
-
По степени негативного воздействия на почву исследованные элементы располагаются следующим образом: Cr > B > Zn > Se > Ba As Sr = V Co = F = Mn Ni Cu > Pb Sn Cd = W Sb Hg > Mo (если за единицу содержания элемента в почве принять ПДК); Se Cr > Sn Hg W Cd > As = Co = Sb Cu Ni B = Pb > Sr Mo Zn V Ba Mn F (мг/кг); W Sn > Se > Sb Hg Cr Cd Pb Sr = Cu Ni As Ba Co Mn > V = Mo Zn B F (моль/кг).
-
По влиянию на состояние почвы исследованные элементы не располагаются по классам опасности, разработанным применительно к здоровью людей (ГОСТ 17.4.1.02-83). Предложено выделение следующих трех классов экологической опасности элементов по отношению к почве: 1 класс – Se, Cr, Sn, Hg, W, Cd; 2 класс – As, Co, Sb, Cu, Ni, B, Pb; 3 класс – Sr, Mo, Zn, V, Ba, Mn, F.
-
Предложены региональные нормативы содержания Ba, Mn, Sb, Sn, Sr, V и W в черноземах обыкновенных с учетом их эколого-генетических особенностей.
Научная новизна работы. Впервые проведено исследование влияния Ba, Mn, Sb, Sn, Sr, V, W на экологическое состояние чернозема обыкновенного по единой методике, с широким набором показателей, при разнообразных параметрах загрязнения и т.д. Установлены закономерности изменения микробиологических, биохимических, фитотоксических, щелочно-кислотных свойств чернозема. Исследовано изменение свойств почвы в зависимости от природы металла, концентрации его в почве, формы соединения, срока от момента загрязнения. Установлены зависимости между эколого-биологическими показателями и исследуемыми параметрами загрязнения. Определены чувствительность и информативность различных эколого-биологических показателей, оценена возможность и целесообразность их использования в целях мониторинга, диагностики, индикации и нормирования загрязнения почв исследованными ТМ. Дана сравнительная оценка экологической опасности 20 химических элементов, относящихся к разным классам опасности. Предложена шкала экологического нормирования загрязнения черноземов обыкновенных исследованными ТМ по степени нарушения экологических функций почв.
Практическая значимость. Полученные результаты могут быть использованы научными, производственными и природоохранными организациями при оценке воздействия на окружающую среду, биомониторинге и биодиагностике состояния почв и экосистем в целом, экологическом нормировании загрязнения почв, определении предельно допустимой антропогенной нагрузки на территорию, проведении экологической экспертизы, паспортизации, сертификации и других научных и природоохранных мероприятий.
Материалы диссертационного исследования используются в учебном процессе в Южном федеральном университете при преподавании дисциплин «Экология», «Рациональное природопользование и охрана природы», «Почвоведение с основами геологии», «Экологическая экспертиза», «Мониторинг и биоиндикация», «Нормирование качества окружающей среды» в Южном федеральном университете.
Апробация работы. Материалы диссертации были представлены на Научно-практической конференции «Актуальные проблемы экологии в сельскохозяйственном производстве» (Персиановский, 2006), Международной научной конференции «Экология и биология почв» (Ростов-на-Дону, 2007), Всероссийской научной конференции «Фундаментальные достижения в почвоведении, экологии, сельском хозяйстве на пути к инновациям» (Москва, 2008), Второй научно-практической конференции «Экологические проблемы природных и урбанизированных территорий» (Астрахань, 2008).
Публикации. По теме диссертации опубликовано 5 научных работ, объемом 1,2 п.л., из них 1 статья в издании, рекомендованном ВАК. Доля участия автора в публикациях составляет 85% (1,0 п.л.).
Структура и объем диссертации. Диссертация изложена на 200 страницах печатного текста. Состоит из введения, восьми глав, выводов, списка литературы. Содержит 33 таблицы и 103 рисунка. Список литературы включает 292 источника, из них 61 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).
Тяжелые металлы и эколого-биологические свойства почв
Изучение биологии почв в нашей стране связано в первую очередь с именами Е.Н. Мишустина (1956; 1984), Д.Г. Звягинцева (1978; 1987), И.П. Бабьевой (1989), и др. в области микробиологии почв; В.Ф. Купревича (1951; 1966; 1974), Т.А. Щербаковой (1983), А.Ш. Галстяна (1974), Ф.Х. Хазиева (1976; 1982), С.А. Абрамяна (1992) и др. в области ферментативной активности почв; М.С. Гилярова (1949; 1965), Д.А. Криволуцкого и др. (1985) и др. в области почвенной зоологии; И.В. Тюрина (1937; 1965), М.М. Кононовой (1951; 1963), Д.С. Орлова (1974; 1990), Л.Н. Александровой (1980), Л.А. Гришиной (1986) и др. в области гумусного состояния почв.
При проведении биомониторинга и биодиагностики почв ведущими являются показатели биологической активности. По предложению Д.С. Орлова с соавт. (1991) под биологической активностью почвы следует подразумевать интенсивность протекающих в ней биологических процессов. Биологическая активность почвы обусловлена суммарным содержанием в почве определенного запаса ферментов, как выделенных в процессе жизнедеятельности растений и микроорганизмов, так и аккумулированных почвой после разрушения отмерших клеток. Биологическая активность почв характеризует размеры и направление процессов превращения веществ и энергии в экосистемах суши, интенсивность переработки органических веществ и разрушения минералов.
В качестве показателей биологической активности почв используются: численность и биомасса разных групп почвенной биоты, их продуктивность, ферментативная активность почв, активность основных процессов, связанных с круговоротом элементов, некоторые энергетические данные, количество и скорость накопления некоторых продуктов жизнедеятельности почвенных организмов (Орлов и др., 1991). Показатели биологической активности определяют, используя различные методы: микробиологические, биохимические, физиологические и химические.
В результате многочисленных исследований была установлена необходимость разделения биологической активности почв (и соответственно методов ее определения) на актуальную и потенциальную, не всегда совпадающие между собой. Потенциальная биологическая активность — активность почвы, измеренная в искусственных условиях, оптимальных для протекания конкретного биологического процесса. Измеряют ее следующими методами: определение численности бактерий методами прямого микроско-пирования: по Виноградскому или люминесцентно-микроскопическим методом, определение длины гиф грибов и актиномицетов люминесцентно-микроскопическим методом, определение численности микроорганизмов методом посева почвенной суспензии на плотные питательные среды, определение ферментативной активности, лабораторные методы определения дыхания, нитрификации, азотфиксации, денитрификации и др. Актуальная (действительная, естественная, полевая) биологическая активность характеризует реальную активность почвы в естественных (полевых) условиях. Измерить ее можно только непосредственно в поле с помощью следующих методов: определение дыхания, азотфиксации, денитрификации в полевых условиях, аппликационные методы (определение интенсивности разложения льняного полотна и накопления свободных аминокислот), определение численности и видового состава микробоценозов методами "стекол обрастания" Холодного, капилляров Перфильева и др.
Методы определения потенциальной биологической активности почв могут служить хорошими диагностическими показателями потенциального плодородия почв, степени удобренности, окультуренности, эродированно-сти, а также загрязненности какими-либо химическими веществами (в частности ТМ). Однако, при характеристике интенсивности биологических процессов, протекающих в естественных условиях, следует пользоваться методами для определения актуальной биологической активности, т.к. в реальной обстановке лимитирующие факторы (рН среды, температура, влажность и т.д.) могут резко ограничивать интенсивность процесса и, несмотря на большие потенциальные возможности, процесс может идти очень медленно (Звягинцев, 1978).
Важной особенностью показателей биологической активности почв является их значительное пространственное и временное варьирование, что требует при их определении большого числа повторных наблюдений и тщательной вариационно-статистической обработки (Звягинцев, 1978; Звягинцев, Голимбет, 1983).
С биологической активностью почвы тесно взаимосвязаны ее физические и химические свойства, такие как гумусовое состояние, структура, ще-лочно-кислотные условия, окислительно-восстановительный потенциал и другие. Следует отметить, что физические и химические свойства характеризуют относительно консервативные накопившиеся признаки и свойства почв, биология почв располагает показателями, которые характеризуют динамические свойства, являющиеся индикаторами современного режима жизни почв.
Загрязнение почв ТМ имеет сразу две отрицательные стороны. Во-первых, поступая по пищевым цепям из почвы в растения, а оттуда в организм животных и человека, ТМ вызывают у них серьезные заболевания. Росту заболеваемости населения и сокращению продолжительности жизни, а также к снижению количества и качества урожаев сельскохозяйственных растений и животноводческой продукции.
Во-вторых, накапливаясь в почве в больших количествах, ТМ способны изменять многие ее свойства. Прежде всего, изменения затрагивают биологические свойства почвы: снижается общая численность микроорганизмов, сужается их видовой состав (разнообразие), изменяется структура мик-робоценозов, падает интенсивность основных микробиологических процессов и активность почвенных ферментов и т.д. Сильное загрязнение ТМ приводит к изменению и более консервативных признаков почвы, таких как гу-мусное состояние, структура, рН среды и др. Результатом этого является частичная, а в ряде случаев и полная утрата почвенного плодородия.
Влиянию загрязнения ТМ на биологические свойства почв посвящено большое количество исследований.
ТМ способны изменять общую численность микроорганизмов в почве. Чувствительность к ТМ различается у разных групп почвенных микроорганизмов. При загрязнении почв ТМ наблюдается снижение количества бактерий и актиномицетов (Евдокимова, Мозгова, 1975; Бабьева и др., 1980; Скворцова и др., 1980; Евдокимова и др., 1984; Булавко, Наплекова, 1984; Левин и др., 1989; Kabata-Pendias, Pendias, 1973). Наиболее чувствительными являются аммонифицирующие, олигонитрофильные, корнеподобные и некоторые споровые бактерии, актиномицеты (Стефурак, 1982; Bewley, Stotzky, 1983; Ammann, Коерре, 1984). В большей степени устойчивы к загрязнению целлюлозолитические бактерии (Булавко, Наплекова, 1984) и бактерии, использующие минеральный азот (Евдокимова, Мозгова, 1978; Летунова и др., 1976; Наплекова, Степанова, 1981; Стефурак, 1982).
Однако не во всех случаях наблюдалось снижение численности почвенных микроорганизмов. В ряде работ отмечено увеличение общей численности микрофлоры (Кобзев, 1980; Булавко, 1982; Загуральская, Зябченко, 1994). По предположению некоторых исследователей, это объясняется гибелью чувствительных микроорганизмов и активным развитием устойчивых форм, использующих в качестве питания энергетический материал погибших клеток.
Экологическая роль сурьмы
Марганец является одним из наиболее распространенных микроэлементов в литосфере. После железа марганец самый распространенный из тяжелых металлов. Его содержание в горных породах изменяется в пределах 350—2000 мг/кг (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989). Наиболее высокие концентрации марганца обычно характерны для основных пород.
Марганец присутствует в почвах в виде оксидов и гидроксидов. которые часто образуют пленки на отдельных частицах, конкреции, включения и натеки. В рассеянном виде он может входить в состав оливинов, пироксенов, эпидота и других первичных минералов, а также находится в структуре ор-гано-минеральных и органических соединений (Белицина и др., 1988; Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989; McKenzie, 1977; McKenzie, 1980b). В почвенном растворе марганец образует ряд простых и комплексных ионов, а также ряд оксидов различного состава (Norrish К., 1975; McKenzie, 1977; Bartlett R. J., 1986).
Значение соединений марганца для состояния почв очень велико, поскольку этот элемент не только жизненно необходим для растений, но и контролирует поведение ряда других питательных микроэлементов. Также, марганец оказывает существенное влияние на некоторые свойства почв, в частности на равновесие системы Eh—рН. Как известно, соединения марганца способны быстро окисляться и восстанавливаться в изменчивых условиях почвенной среды. Поэтому окислительные условия могут заметно снижать доступность марганца и связанных с ним питательных веществ, тогда как восстановительные способствуют увеличению их доступности для растений даже до токсичных значений.
Растворимые формы марганца имеют важное экологическое значение, поскольку его содержание в растениях определяется главным образом пулом растворимого в почвах марганца. В хорошо дренируемых почвах растворимость марганца всегда возрастает с увеличением кислотности почв. Однако способность марганца образовывать анионные комплексы и комплексы с органическими лигандами может приводить к увеличению его растворимости и в щелочных интервалах рН (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989).
В глобальном масштабе содержание валового марганца в почвах изменяется от 10 до 10000 мг/кг, обычно в интервале 200-800 мг/кг. Общее среднее, рассчитанное для почв земного шара, оценивается в 545 мг/кг (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989). По Виноградову А.П. (1957) кларк марганца в почве равен 0,085%. Содержание растворенного марганца в почвенном растворе варьирует от 25 до 2200 мкг/л (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989).
По данным П.И. Анспока (1990) подзолистые почвы содержат марганца 250-1500 мг/кг, черноземы — 600-930, каштановые — 1000-3000, сероземы — 410-610, красноземы — 500-1000 мг/кг. В пахотном горизонте большинства почв Северного Кавказа марганца содержится от 520 до 1160 мг/кг (Рубилин, 1968).
На Юге России по данным Е.В. Тонконоженко (1973) можно выделить ряд групп почв по содержанию в них марганца. В группу с содержанием марганца менее 650 мг/кг отнесены черноземы долинные, слабогумусные, малогумусные карбонатные, каштановые почвы Тамани, луговые и аглюви-ально-луговые суглинистые почвы. В группу с количеством валового марганца 650-900 мг/кг выделены черноземы среднегумусные, солонцы луговые, лугово-черноземные глинистые, перегнойно-карбонатные, черноземы малогумусные слабо выщелоченные, выщелоченные и слитые. В группу с содержанием этого элемента 900-1250 мг/кг отнесены горно-лесные и лесостепные серые почвы. Наиболее обеспечены марганцем горно-лесные бурые почвы — 900-1500 (2500) мг/кг.
Все растения отличаются специфической потребностью в марганце, и, вероятно, наиболее важной его функцией является участие в окислительно-восстановительных реакциях (Школьник, 1974; Boardman, 1975; Mengel, Kir-by, 1978). Известно, что Mn2+ — специфический компонент двух ферментов: аргиназы и фосфотрансферазы. Марганец участвует в кислородобразующей системе фотосинтеза, а также играет основную роль в переносе электронов фотосинтезирующей системы.
При недостатке марганца листья растений светлеют, снижается интенсивность фотосинтеза, синтеза Сахаров и аскорбиновой кислоты. При этом в организме растений возникают специфические заболевания, свойственные целому ряду культур — серая крапчатость злаковых, крапчатая желтуха сахарной свеклы, болотная пятнистость гороха, различные хлорозы, некрозы (Шеуджен и др., 2003).
Избыточные концентрации микроэлемента вызывают нарушения роста и развития растений: у них наблюдается хлороз листьев, преждевременное старение вегетативных органов и снижение продуктивности. Отмечены и специфические заболевания у растений — некротические темные пятна на листьях, сморщивание листовых пластинок, неравномерное распределение хлорофилла, потемнение корней. При избытке марганца в питательной среде резко тормозится поступление в организм железа. Это торможение рассматривают как результат конкуренции между двумя указанными элементами за место в простетических группах ферментов (Шеуджен и др., 2003).
Устранение дефицита марганца у сельскохозяйственных культур осуществляется посредством как почвенной, так и листовой обработки. Марганец активно участвует в разнообразных биологических и геохимических реакциях. Наиболее ярко взаимодействие марганца с другими элементами проявляется в сильном сродстве оксидов марганца к кобальту. Этим обстоятельством объясняется тот факт, что значительная часть природного кобальта в почвах может не извлекаться растениями в присутствии умеренных количеств марганца (McKenzie, 1977; McKenzie, 1980b). Высокая абсорбционная способность оксидов марганца в отношении других тяжелых металлов может также заметно влиять на доступность последних для растений.
Широко известен антагонизм марганца и железа, который проявляется, как правило, на кислых почвах, содержащих большие количества доступного для растений марганца. В общем случае железо и марганец взаимосвязаны в своих метаболических функциях, а их адекватное соотношение (обычно оно изменяется от 1,5 до 2,5) является необходимым условием для нормального развития растений. Имеются данные о том, что как дефицит, так и оптимальное количество марганца препятствуют поглощению железа растениями, а в случае токсичных концентраций марганца отмечается обратное влияние (А1-narezinaut et at., 1980). В определенных полевых и агротехнических условиях токсичность как марганца, так и железа может снижаться посредством применения либо железа, либо марганца (Foy et at., 1978).
Взаимодействие марганца с другими тяжелыми металлами надежно не установлено, хотя есть сообщения как об антагонистическом, так и о синер-гическом его влиянии на поглощение растениями кадмия и свинца (Kabata-Pendias, Pendias, 1979).
Эколого-генетические особенности черноземов обыкновенных
В результате исследования установлено, что загрязнение чернозема обыкновенного исследованными ТМ (Ва. Sb, Sn, Sr, V, W), как правило, снижает его каталазную активность (рис. 37-46). Только при загрязнении ванадием в количестве 1 ПДК (150 мг/кг) и вольфрамом в количестве 1 УДК (4,5 мг/кг) и только в первый срок от момента загрязнения (10 суток) была зафиксировано достоверная стимуляция активности каталазы — на 30 % выше контроля (рис. 44). Подобные случаи стимулирующего действия различных веществ, взятых в малых токсичных количествах, широко известны в экотоксикологии и получили название «эффекта малых доз».
Интересно, что наибольший ингибирующий эффект проявил тот же ванадий в дозах 10 и 100 ПДК. Представленные ряды ТМ являются обобщенными по срокам экспозиции и дозам загрязняющего элемента.
Основной механизм ингибирования активности фермента определяется способностью ТМ связываться с его сульфгидрильными группами, в результате чего происходит снижение каталитической способности фермента.
В работу не включены данные по загрязнению почвы марганцем. Это связано с тем, что марганец является очень хорошим катализатором разложения перекиси водорода и количество выделяющего кислорода при определении активности каталазы было настолько высоким, что нам не удалось отделить действие на перекись каталазы от действия марганца. Изменения активности каталазы в динамики от момента загрязнения значительно различались в зависимости от природы элемента. С определенной долей обобщения можно констатировать следующее. Ингибирующее действие бария и стронция со временем усиливалось (рис. 37-39). Наибольшее негативное воздействие ванадий и молибден проявили на 30 сутки (рис. 42, 43), а сурьма и олово наоборот более сильное воздействие оказали на 10 и 90 сутки от момента загрязнения (рис. 40, 41).
В подавляющем большинстве случаев зафиксирована прямая зависимость между содержанием в почве металла и степенью снижения активности каталазы, то есть, чем больше в почве ТМ, тем ниже каталазная активность.
В исследовании получены результаты, свидетельствующие о том, что оксид бария оказал на активность каталазы более негативное воздействие, чем соль — хлорид бария (рис. 37, 38). Очевидно, это объясняется тем, что в отличие от оксидов большинства других ТМ оксид бария взаимодействует с водой с образованием щелочи, которая и оказывает на активность каталазы более сильное воздействие, чем хлорид бария.
В результате исследования установлено, что загрязнение чернозема обыкновенного исследованными ТМ (Ва. Sb, Sn, Sr, V, W), как правило, незначительно снижает активность инвертазы (рис. 47-58). Только при загрязнении вольфрамом (на 10 и 30 сутки) и сурьмой (1 ПДК, 10 суток) наблюдалась стимуляция активности инвертазы.
Снижение активности инвертазы при загрязнении почвы ТМ — распространенное явление и происходит вследствие способности ТМ связываться с сульфгидрильными группами белков-ферментов и ингибировать их активность. Стимуляция активности ферментов также довольно часто наблюдается и объясняется известным в экотоксикологии «эффектом малых доз».
По степени влияния на активность инвертазы в черноземе обыкновенном оксиды ТМ образуют следующий ряд: W Ba V Mn. Такой же ряд для хлоридов ТМ выглядит следующим образом: Sb Sn Sr Ва = Mn. Представленные ряды ТМ являются обобщенными по срокам экспозиции и дозам загрязняющего элемента.
Какой-либо выраженной связи между сроком экспозиции металла в почве и активностью фермента зафиксировано не было.
Отсутствие выраженных закономерностей изменения активности инвертазы от того или иного параметра загрязнения связано с низкой чувствительность этого фермента — малой степенью снижения значений. Низкая чувствительность инвертазы к загрязнению различными ТМ наблюдалась и ранее (Колесников, 2000; Попович, Колесников, 2006; Евреинова, Колесников, 2006 и др.). Это связано с «гидролитической природой» инвертазы, в том смысле, что окислительно-восстановительные ферменты значительно ингибируются при загрязнении ТМ, а гидролитические — в меньшей степени.
Таким образом, характерной особенность инвертазы является ее значительная устойчивость к загрязнению ТМ. Это во многом определяется тем, что инвертаза относится к гидролитическим ферментам, в то время как ТМ, проявляя переменную валентность, в большей степени изменяют активность окислительно-восстановительных ферментов, например каталазы и др. (Колесников и др., 2000).
Результаты влияния загрязнения ТМ на целлюлозолитическую способность представлены в таблице 13 и на рис. 59-70. Загрязнение ТМ, как правило, ведет к снижению целлюлозолитической способности почв. Степень снижения зависит от природы элемента, его концентрации в почве, срока экспозиции, химической формы соединения.
Снижение активности инвертазы при загрязнении почвы ТМ — распространенное явление и происходит вследствие способности ТМ связываться с сульфгидрильными группами белков-ферментов и ингибировать их активность. Стимуляция активности ферментов также довольно часто наблюдается и объясняется известным в экотоксикологии «эффектом малых доз».
Они очень схожи с такими же рядами ТМ, ранжированными по степени ингибирования активности каталазы (для оксидов) и инвертазы (и для оксидов, и для хлоридов).
Существенное воздействие на скорость разложения в почве целлюлозы оказывает доза загрязняющего вещества. В подавляющем большинстве случаев зафиксирована прямая зависимость между содержанием в почве металла и степенью снижения целлюлозолитической способности.
Обилие бактерий рода azotobacter
Степень чувствительности показателя оценивали по степени снижения его значений в вариантах с загрязнением по сравнению с контролем. Значения степени снижения исследованных биологических показателей представлены в таблице 27. Они усреднены по дозам и срокам экспозиции.
По степени чувствительности (по степени снижения значений) к загрязнению ТМ исследованные биологические показатели располагаются следующим образом.
По отношению к загрязнению барием: численность бактерий рода Azotobacter численность микроскопических грибов численность аммонифицирующих бактерий целлюлозолитическая активность = активность каталазы активность инвертазы.
По отношению к загрязнению марганцем: численность бактерий рода Azotobacter численность микроскопических грибов — численность аммонифицирующих бактерий целлюлозолитическая активность = активность инвертазы.
По отношению к загрязнению сурьмой: численность бактерий рода Azotobacter = целлюлозолитическая активность численность аммонифицирующих бактерий численность микроскопических грибов активность каталазы активность инвертазы.
По отношению к загрязнению оловом: численность бактерий рода Azotobacter = численность микроскопических грибов целлюлозолитическая активность = численность аммонифицирующих бактерий активность каталазы активность инвертазы.
По отношению к загрязнению стронцием: численность бактерий рода Azotobacter численность аммонифицирующих бактерий = численность микроскопических грибов целлюлозолитическая активность активность каталазы активность инвертазы.
По отношению к загрязнению ванадием: численность бактерий рода Azotobacter активность каталазы численность аммонифицирующих бактерий численность микроскопических грибов целлюлозолитическая активность активность инвертазы.
По отношению к загрязнению вольфрамом: численность бактерий рода Azotobacter численность аммонифицирующих бактерий целлюлозолитическая активность численность микроскопических грибов активность каталазы активность инвертазы.
По отношению к загрязнению исследованными ТМ в целом (в среднем): численность бактерий рода Azotobacter численность микроскопических грибов = численность аммонифицирующих бактерий целлюлозолитическая активность активность каталазы активность инвертазы.
Таким образом, при загрязнении почв исследованными ТМ более чувствительными являются микробиологические показатели, менее чувствительными — биохимические.
Эта закономерность совпадает с результатами, полученными ранее другими исследователями (Звягинцев, 1978; Колесников и др., 2000, 2006; и
ДР-) Таким образом, из использованных в исследовании биологических показателей все, кроме активности инвертазы, отличаются высокой информативностью и чувствительность к загрязнению исследованными ТМ. Их целесообразно использовать в целях мониторинга, диагностики, индикации и нормирования загрязнения почв исследованными ТМ.
Показатель активности инвертазы (класс гидролаз) целесообразно заменить активностью дегидрогеназы (класс оксидоредуктаз), так как загрязнение ТМ в большей степени сказывается на активности окислительно-восстановительных ферментов (Колесников и др., 2006).
Существует два подхода к нормированию качества окружающей природной среды. С одной стороны, можно нормировать содержание загрязняющих веществ в объектах окружающей среды, с другой стороны, — степень трансформации окружающей среды в результате ее загрязнения. Каждый из этих подходов или их сочетание целесообразно использовать в разных случаях (Методические указания ..., 1987; Шандала и др., 1992; Матвеев и др., 2001; Колесников и др., 2006; и др.)
Нарушение экологических функций почвы при загрязнении ТМ происходит в определенной очередности (Колесников и др., 2001, 2002). Причем нарушение экологических функций почвы происходит в определенной очередности. По мере увеличения концентрации загрязняющего почву химического вещества срыв выполняемых ею экофункций происходит в следующей последовательности: информационные —» биохимические, физико-химические, химические и целостные -» физические. Классификация экоси-стемных функций почв дана по Добровольскому Г.В., Никитину Е.Д. (1990). Тот факт, что различные экологические функции почвы нарушаются при различной концентрации загрязняющего вещества в почве, может лежать в основе экологического нормирования загрязнения почв.
В качестве критерия степени нарушения экологических функций почвы можно использовать «интегральный показатель биологического состояния почвы» (ИПБС). Колесниковым СИ. с соавт. (2002) установлено, что если значения ИПБС уменьшились менее чем на 5 %, то почва выполнят свои экологические функции нормально, при снижении значений ИПБС на 5-10% происходит нарушение информационных экофункций, на 10-25 % — биохимических, физико-химических, химических и целостных, более чем на 25 % — физических.
По результатам настоящего исследования были определены уравнения регрессии, отражающие зависимость снижения значений ИПБС от содержания в почве загрязняющего вещества. По этим уравнениям были рассчитаны концентрации ТМ, при которых происходит нарушение тех или иных групп экологических функций почвы (табл. 28). Предложенный подход и полученные количественные значения содержания ТМ в почве, вызывающие нарушение разных групп экологических функций, представляется целесообразным использовать при экологическом нормировании, где главной целью должно быть сохранение экологических функций почвы.
В результате предложена схема экологического нормирования загрязнения почв В a, Mn, Sb, Sn, Sr, V, W по степени нарушения экологических функций почв и адекватные способы санации почв (табл. 28).
Разработанную методологию оценки экологических последствий деградации почв на основе нарушения ее экологических функций можно использовать при проведении целого ряда научных и природоохранных мероприятий: при оценке воздействия на окружающую среду (разработке ОВОС); при биоиндикации и биодиагностике деградационных изменений в почве; при биомониторинге состояния почв, а также естественных и антропогенно нарушенных экосистем в целом; при экологическом нормировании загрязнения почв и других деградационных процессов, разработке региональных нормативов качества почв; при определении степени ответственности (размера штрафа и др.) предприятий при нерациональном природопользовании; при разработке методов санации (восстановления) загрязненных почв; при определении предельно допустимой антропогенной нагрузки на территорию; при создании экологических карт (районирования, фактологических и прогнозных); при прогнозировании экологических последствий хозяйственной деятельности на данной территории; при оценке риска катастроф; при проведении экологической экспертизы, паспортизации, сертификации территории или хозяйственного объекта и т.д.
