Роль почв как природного объекта, от состояния которого существенно зависит качество продуктов питания, высока. Большая часть черноземов Республики Татарстан сосредоточена в Восточном Закамье Волжко-Камской лесостепи. Этот регион испытывает большую техногенную нагрузку – на территории региона действуют предприятия нефтегазодобывающей отрасли, машиностроения и сельского хозяйства, и экологическая ситуация здесь официально оценивается как «тревожная» и «тяжелая» [1, 7].
Многолетними исследованиями показана высокая эффективность диагностики почвенного покрова именно биохимическими методами, в частности, с помощью показателей ферментативной активности [2, 8, 12]. Доказана ведущая роль показателей ферментативной активности при оценке влияния нефтяного загрязнения на экологическое состояние почв, однако результаты из разных регионов противоречивы [1, 4].
Целью представленной работы явилась оценка ферментативной активности выщелоченных черноземов Восточного Закамья, подверженных синергетическому загрязнению нефтепродуктами и тяжелыми металлами.
Материалы и методы исследования
Образцы почвы были отобраны в Юго-Восточном Закамье в соответствии с правилами отбора проб для микробиологического анализа. Агрохимическая характеристика почв района представляла собой выщелоченный тяжелосуглинистый среднегумусный среднемощный чернозем со слабой водной эрозией с содержанием гумуса 7 %; Nобщ – 6140 мг/кг; Р2О5подв. – 121 мг/кг; К2Ообм. – 137 мг/кг.
В качестве условного контроля выбрана фоновая почва (содержит фоновые значения тяжелых металлов). Загрязненные почвы (содержат нефтепродукты+тяжелые металлы) – образцы отобраны вблизи нефтескважины (хроническое загрязнение) и в месте разлива нефтепродуктов (острое загрязнение). Рекультивированные почвы (содержат НП+ТМ) отобраны через 2 месяца, 2 года и 6 лет после рекультивации. Агроценозы под зерновыми (содержат НП + ТМ): 1 – пшеница, 2 – овес, 3 – ячмень.
Содержание тяжелых металлов определяли на атомно-эмиссионном спектрометре Optima–2000DIV. Минеральный состав почв оценивали с помощью фазового рентгеновского анализа (рентгеновский дифрактометр D8 ADVANCE, Bruker). Содержание нефтепродуктов определяли методом ИК-спектроскопии. Активность азотфиксации в почве измеряли методом Харди в модификации Умарова, а активность почвенного дыхания – на газовом хроматографе. Уреазную активность почвы определяли методом Колешко, целлюлозолитическую активность – аппликационным методом, протеолитическую активность – методом Галстяна, каталазную активность – методом Канцельсона и Ершова.
Для характеристики загрязнения тяжелыми металлами использовали следующие показатели:
а) коэффициент концентрации химического вещества (Кс):
Кс = С/Сф,
где С – реальное содержание химического вещества в почве, Сф – фоновое;
б) суммарный показатель загрязнения (Zc), который равен сумме коэффициентов концентраций химических элементов и выражен следующей формулой:
где n – число суммируемых элементов;
в) коэффициент опасности (Ко): Ko = C/ПДК.
Статистическую обработку результатов проводили с помощью электронных таблиц Microsoft Excel. Взаимосвязь ряда факторов устанавливали посредством расчета коэффициента корреляции. Для сравнения применяли интервальные оценки. Уровень значимости Р, примененный в работе составил < 0,05. Данные в графиках представлены в виде структурных характеристик (медиана, персентили 0,025; 0,975).
Результаты исследования и их обсуждение
Известно, что важнейшими факторами, влияющими на биохимическую активность почв региона, является загрязнение тяжелыми металлами и углеводородами. Нами было изучено влияние загрязнения тяжелыми металлами и нефтепродуктами на потенциальлную ферментативную активность почв (уреаза, протеаза, каталаза, целлюлаза) и синергетический эффект действия этих загрязнителей.
Содержание нефтепродуктов в исследованных почвах варьировалось от 100 до 1000 мг/кг почвы и соответствовало допустимому уровню загрязнения. При оценке экологической опасности загрязнения почвы ТМ принимается во внимание не только его интенсивность, но и состав загрязнителей, и, в первую очередь, присутствие элементов, относимых к 1 и 2 классам гигиенической опасности в соответствии с ГОСТ № 17.4.1.01–83. Нами исследовано загрязнение следующими металлами: мышьяк (As), ртуть (Hg), свинец (Pb), цинк (Zn), относящихся к 1 классу опасности, и медь (Сu), хром (Cr) из 2 класса опасности и др. металлы. Очаги техногенного загрязнения, как правило, представляют собой избыточную концентрацию не одного, а целого комплекса химических элементов. Как показали результаты, образцы почв характеризовались минимальным уровнем загрязнения (суммарный показатель загрязнения Zc < 8) по исследованным ТМ (таблица).
Коэффициент концентрации загрязнителей (Кс) 1 и 2 классов опасности в исследованных почвах
|
Образцы |
Металлы |
||||||
|
As |
Pb |
Hg |
Zn |
Cu |
Ni |
Zc |
|
|
Контроль (фон) |
1,98 |
0,55 |
0,16 |
0,63 |
0,88 |
1,29 |
5,49 |
|
Агроценоз 1 |
2,98 |
0,48 |
0,35 |
0,85 |
1,37 |
4,11 |
7,82 |
|
Агроценоз 2 |
2,73 |
0,55 |
0,80 |
0,92 |
1,61 |
1,60 |
6,78 |
|
Агроценоз 3 |
2,27 |
0,60 |
0,23 |
0,72 |
1,52 |
3,18 |
8,04 |
|
Рекультивация 6 лет назад |
1,91 |
0,63 |
0,19 |
0,82 |
1,56 |
1,79 |
9,23 |
|
Рекультивация 2 года назад |
1,25 |
0,49 |
0,28 |
0,72 |
1,44 |
1,42 |
7,35 |
|
Рекультивация 2 месяца назад |
3,62 |
0,46 |
0,30 |
1,09 |
1,50 |
1,44 |
8,56 |
|
Скважина 1 |
1,21 |
0,37 |
0,67 |
0,81 |
1,60 |
1,64 |
6,32 |
|
Разлив нефтепродуктов |
3,00 |
0,46 |
0,30 |
0,81 |
1,42 |
1,28 |
7,27 |
|
Кс металла для всех образцов* |
2,30 ± 1,57 |
0,51 ± 0,16 |
0,35 ± 0,44 |
0,83 ± 0,25 |
1,49 ± 0,57 |
2,02 ± 1,89 |
|
Примечание. * среднее ± 2 стандартных отклонения.
Наибольшее превышение фонового содержания было отмечено для мышьяка (Кс 2,3 ± 1,57) и никеля (Кс 2,02 ± 1,89). Превышение ПДК также отмечено для As (6,4 мг/кг). Наибольшее содержание мышьяка в образцах, отобранных в агроценозах, вероятно связано с использованием химических средств защиты, которые могли содержать арсениты и арсенаты [3, 6, 10]. Содержание же свинца, ртути и цинка не превышало ПДК и было близко к фоновому значению.
Уреаза является одним из ферментов трансформации соединений азота в среде [2]. Нами отмечено достоверное изменение уреазной активности почвы на фоне антропогенных нагрузок на нее (рис. 1, а). В контрольном варианте уреазная активность составила 6 мкг NH3/г почвы. В образце почвы со свежим загрязнением (разлив нефтепродуктов) наблюдалось резкое снижение активности уреазы - до 0.035 мкг NH3/г почвы, что в 170 раз меньше контроля. Это может быть связано с сильным ингибирующим действием загрязнителей на уреазу.
Этот образец характеризуется наибольшим значением содержания НП – 1000 мг/кг почвы. Схожие результаты были получены Щемелиной Т.Н. [9]. Снижение уреазной активности до минимального уровня свидетельствует об ослаблении биохимических процессов обмена азотсодержащих соединений, что может быть результатом угнетения процессов жизнедеятельности микроорганизмов, синтезирующих уреазу.
Протеаза, так же как и уреаза, является одним из ферментов трансформации соединений азота в среде и обусловливает динамику усвояемых форм азота. Нами отмечено достоверное изменение протеазной активности почвы на фоне различной антропогенной нагрузки (рис. 1, б). В контрольных образцах почв протеазная активность составила 0,84 мг/мл. В образцах почв вблизи скважины и со свежим загрязнением отмечено снижение активности фермента в 14 раз по сравнению с контролем. Стимуляция протеазной активности отмечена только в почве, спустя 6 лет рекультивации после загрязнения и во втором агроценозе (в 4,5 раза больше по сравнению с контролем).
а
б 
Рис. 1. Уреазная (А) и протеазная (Б) активность почв:К – контроль, Л1 – рекультивация 6 лет назад, Л2 – рекультивация 2 года назад, Л3 – рекультивация 2 месяца назад, А1, А2, А3 – агроценозы, С1 – вблизи нефтескважины, НП – разлив нефтепродуктов
Изучение оксидоредуктаз важно для познания вопросов генезиса и плодородия почв поскольку в обмене веществ и энергии в почве важное место принадлежит окислительно–восстановительным ферментам. Каталаза является ферментом, при участии которого происходит разложение перекиси водорода, накапливающейся в почве как побочный продукт биохимических процессов. Необходимо отметить, что каталаза выделяется микроорганизмами в окружающую среду, обладает высокой устойчивостью и может накапливаться и длительное время сохраняться в почве [9].
Нами показано достоверное изменение каталазной активности почвы на фоне различной антропогенной нагрузки (рис. 2, а). В почвах с хроническим и свежим загрязнением каталазная активность была ниже значений контроля в 6,5 раз и составила 0,02 мг KMnO4 за 2,5 часа. Величина активности фермента в почвах с 2-месячным и 2-летним сроками загрязнением также были ниже значения контроля – в 2,5 и 6,5 раз, соответственно.
Значения каталазной активности в 1 и 2 агроценозах между собой достоверно не различались и были ниже значения контроля в 6,5 раз, что может быть связано со снижением активности каталаз из-за применения минеральных и органических удобрений.
Целлюлазы играют важную роль в обогащении почвы подвижными и доступными растениям и микроорганизмам питательными веществами [8], поскольку участвуют в реакциях гидролитического распада высокомолекулярных органических соединений почвы. Поэтому оценка целлюлазной активности является значимым показателем для контроля уровня загрязнения почвы. Данные по целлюлазной активности почв представлены на рис. 2.
а
б
Рис. 2. Каталазная (А) и целлюлазная (Б) активность почв:К – контроль, Л1 – рекультивация 6 лет назад, Л2 – рекультивация 2 года назад, Л3 – рекультивация 2 месяца назад, А1, А2, А3 – агроценозы, С1 – вблизи нефтескважины, НП – разлив нефтепродуктов
В контрольном варианте убыль субстрата составила 40 % за 1 месяц (рис. 2, б). При изучении целлюлазной активности пашен наибольшая убыль субстрата, отмеченная во 2-м агроценозе, от такового в контрольном варианте не отличалась. Как было показано, в такой почве интенсивнее разлагается целлюлоза, быстрее осуществляется биологический круговорот элементов и тем полнее культурные растения обеспечиваются питательными веществами [4].
В почве после 2 месяцев рекультивации после загрязнения целлюлазная активность была в 7 раз ниже, чем в контрольном варианте, что согласуется с данными Щемелиной Т.Н. [9]. Но после 6 лет рекультивации активность целлюлаз повысилась, однако все еще оставалась достоверно ниже контроля (в 2 раза), несмотря на то, что по частоте встречаемости целлюлозоразрушающие микроорганизмы доминировали.
В почвах же с хроническим и свежим загрязнением активность целлюлаз достоверно снизилась. Причем более значительное снижение активности было отмечено вблизи нефтескважины (в 5 раза по сравнению с контролем), что, вероятно, связано с чувствительностью целлюлолитиков к аэрации почвы, которая подвергалась загрязнению более длительное время по сравнению со свежим разливом НП. Необходимо отметить, что низкая аэрация может быть связана и с уплотнением почвы вокруг скважины. Кроме того, может происходить инактивация ферментного комплекса продуктами окисления или сополимеризации нефтяных углеводородов на носителе – гуминовых кислотах почвы.
Исследование активности ферментов трансформации соединений азота под влиянием тяжелых металлов и pH показало чувствительность уреазной активности почв к марганцу (содержание Mn 649–1034 мг/г почвы; y = – 3E – 05x∙2 + 0,0405x – 13,694; r = –0,73) и острому типу загрязнения (разлив НП 1000мг/кг почвы). Активность протеолитических ферментов была чувствительна к меди и хрому (y = 0,0019x2 – 0,1594x + 3,4263; r = –0,90 и y = –0,0009x2 + 0,0981x –1,9215; r = –0,97 соответственно) при данных концентрациях (Cu: 22–51 мг/г почвы, Cr: 56–117 мг/г почвы). Каталазная активность почвы была чувствительна к Pb (y = 0,011x2 – 0,206x + 0,899; r = –0,68) и Hg (y = 0,0119x2 – 0,206x + 0,89; r = 0,82) при концентрациях (Pb = 7,30 – 12,60 мг/кг, Hg = 0,03 – 0,16 мг/кг почвы). Наибольшие концентрации Pb наблюдались в гумусовых горизонтах, что объясняется образованием стабильных Pb2+–органических комплексов [4]. Выявленная в наших экспериментах низкая чувствительность каталазной активности к меди в концентрации до 100 мг/кг подтверждается результатами других авторов [5].
Нами была выявлена зависимость целлюлазной активности от содержания марганца (y = 0,833x + 0,833; r = 0,83). В почвах с хроническим и острым загрязнением активность фермента достоверно снизилась (рис. 2, б). Причем большее снижение активности отмечено вблизи скважины (в 5 раз по сравнению с контролем).
Заключение
В наших исследованиях в ряду убывания напряженности антропогенной нагрузки исследованные варианты располагаются в следующем порядке: аварийный участок → вблизи скважины → участки со сроком рекультивации 2 месяца и 2 года, агроценозы → участок со сроком рекультивации 6 лет → контроль.
Результаты биохимического мониторинга почв с наибольшим антропогенным воздействием (аварийный участок нефтепровода, почва вблизи нефтескважины) подтверждают серьезность ситуации в нефтедобывающем регионе. Значение ПДК нефтепродуктов и ТМ не отражают состояние биоты в этом районе. Нами показано, что наибольший уровень биологической активности был в рекультивированной почве, испытавшей загрязнение 6 лет назад. Для рекультивированных почв под паром с разным сроком загрязнения (2 месяца и 2 года назад) в качестве основного теста может рассматриваться уреазная и протеазная активности.
Таким образом, мерой антропогенного воздействия на почвы с синергетическим типом загрязнения НП и ТМ может служить изменение уровня их ферментативной активности.
Исследования поддержаны грантом РФФИ № 11-04-01731-а.
Рецензенты:
Канарский А.В., д.т.н., профессор кафедры пищевой биотехнологии, КНИТУ, г. Казань;
Минебаева Ф.В., д.б.н., профессор, ФГБУН КИББ КазНЦ РАН, г. Казань.
Работа поступила в редакцию 01.07.2013.