CC BY
156
ЕСТЕСТВЕННЫЕ НАУКИ
Т. Я. Ашихмина, А. И. Домрачева, А. В. Кондакова, Е. В. Дабах, Г. Я. Кантор, А. А. Калинин, А. И. Вараксина, С. Ю. Огородникова
ЭКОЛОГО-АНАЛИТИЧЕСКИЙ МОНИТОРИНГ
АНТРОПОГЕННО-НАРУШЕННЫХ ПОЧВ
Статья посвящена биологическим методам, используемым для диагностики и прогноза состояния природных сред и объектов на техногенно-нагружен-ных территориях.
Возросшее антропогенное влияние на окружающую среду стимулирует разработку новых и совершенствование существующих способов оцен-
АШИХМИНА Тамара Яковлевна - доктор технических наук, профессор по кафедре химии и методики преподавания химии ВятГГУ, зав. лабораторией биомониторинга ВятГГУ и Института биологии Коми НЦ УрО РАН.
КОНДАКОВА Любовь Владимировна - кандидат биологических наук, доцент по кафедре экологии ВятГГУ, старший научный сотрудник лаборатории биомониторинга ВятГГУ и Института биологии Коми НЦ УрО РАН. ДАБАХ Елена Валентиновна - кандидат биологических наук, доцент по кафедре почвоведения и агрохимии Вятской государственной сельскохозяйственной академии, старший преподаватель кафедры экологии ВятГГУ, старший научный сотрудник лаборатории биомониторинга ВятГГУ и Института биологии Коми НЦ УрО РАН.
КАНТОР Григорий Яковлевич - кандидат технических наук, старший преподаватель кафедры экологии ВятГГУ, научный сотрудник лаборатории биомониторинга ВятГГУ и Института биологии Коми НЦ УрО РАН. ДОМРАЧЕВА Людмила Ивановна - доктор биологических наук, профессор по кафедре ботаники, физиологии растений и микробиологии Вятской государственной сельскохозяйственной академии, ведущий научный сотрудник лаборатории биомониторинга ВятГГУ и Института биологии Коми НЦ УрО РАН. КАЛИНИН Андрей Александрович - кандидат биологических наук, доцент по кафедре ботаники, физиологии растений и микробиологии Вятской государственной сельскохозяйственной академии. ВАРАКСИНА Анна Ивановна - ассистент кафедры химии и методики преподавания химии ВятГГУ, аспирант лаборатории биомониторинга ВятГГУ и Института биологии Коми НЦ УрО РАН. ОГОРОДНИКОВА Светлана Юрьевна - кандидат биологических наук, старший преподаватель кафедры экологии ВятГГУ, научный сотрудник лаборатории биомониторинга ВятГГУ и Института биологии Коми НЦ УрО РАН.
© Ашихмина Т. Я., Домрачева Л. И., Кондакова Л. В., Дабах Е. В., Кантор Г. Я., Калинин А. А., Вараксина А. И., Огородникова С. Ю., 2006
ки качества ее основных компонентов: почвы, воздуха, воды. Применяемая на практике система контроля основана на определении, как правило, не суммы поллютантов, а на химико-аналитическом определении отдельных компонентов. При этом невозможно охватить весь спектр токсических веществ, общее число которых составляет более 50000. Современные физико-химические анализы сложны, они требуют высокочувствительных приборов, основанных на использовании дорогостоящего импортного оборудования. Поэтому использование биологических методов для оценки и прогноза различных изменений в природном комплексе, вызванных факторами антропогенного происхождения, крайне актуально и необходимо.
Биомониторинг позволяет делать прямую оценку качества среды и является первым уровнем последовательного процесса изучения здоровья экосистемы. Основная задача биологического мониторинга - наблюдение за уровнем загрязнения биоты с целью разработки систем раннего оповещения, диагностики и прогнозирования. Оценка качества окружающей природной среды (ОПС) производится на основе данных мониторинга биотической и абиотической составляющих. Мониторинг биотической составляющей ОПС позволяет с использованием биологических индикаторов выявить реакции экосистем (отклик) на воздействие факторов внешней среды. Мониторинг абиотической составляющей дает возможность провести биодиагностику состояния природных сред с целью выявления их токсичности по растительным и животным организмам. Изменения абиотической и биотической составляющих окружающей природной среды взаимосвязаны и взаимообусловлены, по их отклику можно сделать оценку изменения состояния ОПС на воздействие природных и техногенных факторов.
Биологический мониторинг проводится по показателям состояния живых объектов на разных уровнях их организации: суборганизменном, орга-низменном и надорганизменном. Так, генетический мониторинг соответствует субклеточному уровню организации, экологический - популяци-онному и биоценологическому уровням. Каждому уровню соответствует свой набор биологических переменных. При оценке состояния организмов применяются разные подходы: морфологи-
ческий, генетический, биохимический, физиологический, иммунологический, этологический (поведенческий), фенологический, спектр жизненных форм и др. Для мониторинга выбирается тот уровень, который дает наиболее чувствительный и легко контролируемый индикационный показатель.
Главными этапами деятельности при разработке систем раннего оповещения являются: отбор подходящих природных объектов, создание автоматизированных систем, способных с достаточно большой точностью выявлять «отклик» организма на загрязнение среды, в которой он находится, определение регламента, согласование методик, проектирование и эксплуатация сети мониторинга.
Диагностика позволяет обнаружить, идентифицировать и определить концентрацию загрязняющих веществ в биотической составляющей при помощи широкого использования организмов-мониторов (индикаторов). Прогноз состояния биотической составляющей окружающей среды строится на основе результатов биотестирования.
Методами биоиндикации и биотестирования определяется присутствие в окружающей среде того или иного загрязнителя по наличию или состоянию определенных организмов, наиболее чувствительных к изменению экологической обстановки, т. е. обнаружение и определение биологически значимых антропогенных нагрузок на основе реакции на них живых организмов и их сообществ. Таким образом, применение биологических методов для оценки среды подразумевает выделение видов животных или растений, чутко реагирующих на тот или иной тип воздействия. Методом биоиндикации с использованием подходящих индикаторных организмов осущест-вяется качественная и количественная оценка (без определения степени загрязнения) эффекта антропогенного и естественного влияния на окружающую среду.
Биологические методы помогают диагностировать негативные изменения в природной среде на ранних стадиях (экспресс-методы) при таких количествах токсикантов, которые еще не могут быть зафиксированы приборами. Биология используемых видов-индикаторов должна быть хорошо изучена, при этом они должны удовлетворять следующим требованиям:
• они должны быть характерны для природной зоны, где располагается данный объект;
• распространены на всей изучаемой территории повсеместно;
• иметь четко выраженную количественную и качественную реакцию на отклонение свойств среды обитания от экологической нормы.
По биоиндикационным признакам можно выявить экологические нарушения при низких уров-
нях загрязнения, когда еще нет серьезных ограничений для развития растений и опасности для населения, что позволит принять меры для предотвращения дальнейшего поступления загрязнителей в окружающую природную среду и не допустить необратимых изменений в экосистемах.
С помощью биоиндикаторов можно:
• обнаружить места скоплений в экологических системах различного рода загрязнений;
• проследить скорость происходящих в окружающей среде изменений;
• выявить степень вредности тех или иных веществ для живой природы;
• спрогнозировать дальнейшее развитие экосистемы.
Преимуществом методов биоиндикации и биотестирования перед физико-химическими методами является интегральный характер ответных реакций организмов:
• они суммируют все без исключения биологически важные данные об окружающей среде и отражают ее состояние в целом;
• выявляют наличие в окружающей природной среде комплекса загрязнителей;
• реагируют на очень слабые воздействия в условиях хронической антропогенной нагрузки в силу аккумуляции дозы;
• исключают необходимость регистрации физических и химических параметров среды;
• делают необязательным применение дорогостоящих и трудоемких физических и химических методов для измерения биологических параметров. Живые организмы постоянно присутствуют в окружающей человека среде и реагируют на кратковременные и залповые выбросы токсикантов, которые можно не зарегистрировать при помощи автоматической системы контроля с периодичным отбором проб на анализы;
• фиксируют скорость происходящих в окружающей среде изменений;
• указывают пути и места скоплений различного рода загрязнителей в экологических системах и возможные пути попадания этих веществ в организм человека;
• помогают нормировать допустимую нагрузку на экосистемы, различающиеся по своей устойчивости к антропогенному воздействию, так как одинаковый состав и объем загрязнителей может привести к различным реакциям природных систем в разных географических зонах.
Особую значимость имеет то обстоятельство, что биоиндикаторы отражают степень опасности соответствующего состояния окружающей среды для всех живых организмов, в том числе и для человека. Высокочувствительными к антропогенному загрязнению представителями биоты являются организмы-индикаторы, которые ис-
пользуются для идентификации изменений в окружающей среде, обусловленной действием смеси загрязнителей.
Биоиндикация
В лаборатории биомониторинга для оценки состояния агрогенных и антропогенно-нарушенных почв в последние годы используются и разрабатываются методики биоиндикации по следующим организмам и параметрам их состояния.
1. Альгоиндикация. Основана на выявлении и сравнении видового состава фоновых и загрязненных территорий. Критерием степени нарушения почвенных ценозов является уровень снижения видового разнообразия водорослей и цианобактерий.
2. Групповой анализ фототрофных сообществ «цветения» почвы. Основан на выявлении группового состава водорослей и цианобактерий, формирующих пленки «цветения». Критерием неблагополучия биологического состояния почвы является монофикация сообществ с выпадением отдельных групп фототрофных микроорганизмов.
3. Характеристика альгомикологических комплексов. Основана на определении количественных показателей (численность и биомасса клеток водорослей, длина мицелия и биомасса мик-ромицетов) водорослей и микрогрибов. Критерием нарастающего биологического кризиса почвы является увеличение доли грибов в структуре альгогрибной биомассы.
4. Микологический анализ. Основан на оценке сравнительного вклада в структуру популяций грибов с окрашенным (меланинсодержащим) мицелием и бесцветным мицелием. Свидетельство надвигающегося техногенного загрязнения почв -увеличение доли темноокрашенных микромицетов.
5. Сукцессионный анализ. Основан на изучении динамики развития наземных фототрофных микробных сообществ в моделируемых условиях. По характеру и уровню развития различных комплексов микроорганизмов позволяет оценить силу воздействия поллютантов при их различной концентрации.
6. Выявление специфических микробных комплексов. Индикация неблагополучного состояния почвы по развитию в ней комплексов организмов, усиливающих фактор химического прессинга.
7. Использование современных технических и программных средств, в том числе геоинформационных (ГИС) систем, для информационного сопровождения мониторинга природных сред и объектов. Обработка средствами ГИС данных о состоянии различных групп организмов непосредственно в реальной почвенной обстановке.
Альгоиндикация. При биоиндикации состояния систем любого уровня целесообразно использовать следующие группы организмов: чувстви-
тельные, резистентные и накопители поллютан-тов. В серии полевых и модельных опытов нами было установлено, что в различных типах фоновых (незагрязненных) почв сообщества фото-трофных микроорганизмов (водорослей и циа-нобактерий) обладают определенным уровнем видового разнообразия. Прессинг антропогенных факторов на подобные сообщества проявляется в такой негативной тенденции, как уменьшение видового разнообразия микрофототрофов в загрязненных и нарушенных местообитаниях [1]. Универсальность выдвинутого положения подтверждается результатами определения видового состава альгофлоры в почвах, загрязненных как агрохимикатами (табл. 1-3), так и техногенными поллютантами, например свинцом (табл. 4).
Результаты флористического анализа, приведенные в таблицах 1-3, показывают, что деструктивные изменения в альгоцианобактериаль-ном сообществе, проявляющиеся в снижении видового разнообразия, коррелируют с возрастанием доз и длительностью применения агрохи-микатов. Столь же убедительны результаты видовой инвентаризации альгофлоры почвы, загрязненной ацетатом свинца. По мере повышения концентрации токсиканта происходит существенное снижение видового разнообразия вплоть до полного прекращения размножения водорослей при очень высоких дозах поллютанта (табл. 4).
Таким образом, снижение видового состава почвенной альгофлоры - один из показателей загрязнения почвы.
Групповой анализ фототрофных сообществ «цветения» почвы. Принципиально новый подход к биоиндикации с помощью фототрофных микроорганизмов, примененный нами, состоял в исследованиях, проводимых в условиях длительных стационарных опытов с анализом фототроф-ных группировок «цветения» почвы, при котором ясно прослеживается тенденция их эволюции, проявляясь в сильнейшей вариабельности их группового состава на одной и той же почве и нарушении естественного хода сезонных сукцес-сий [2], в зависимости от доз, сроков и форм применяемых агрохимикатов.
Сравнительно однородный поток биогенных элементов в целинных и залежных экосистемах умеренной зоны, связанный с ежегодным отмиранием и разложением однотипного растительного и животного опада, с определенным водно-воздушным режимом, кислотно-солевым и гранулометрическим составом почвы, определяет верхние и нижние пределы плотности популяций в ФМС и их сезонную динамику. В то же время любое антропогенное воздействие, связанное с привнесением в экосистему дополнительных биогенных элементов, мгновенно сказывается на основных ко-
личественных и качественных характеристиках таких мобильных сообществ, как ФМС.
Чем более длительными становятся антропогенные воздействия, тем глубже закрепляются и стабилизируются изменения в ценопопуляциях
фототрофных микроорганизмов. Сравнение эффекта применения минеральных удобрений на автотрофную популяцию после 1, 3 и 11 лет их воздействия показывает, что меняется групповая структура и видовое разнообразие, в первую
Таблица 1
Влияние способов обработки почвы и минеральных удобрений на видовой состав фототрофов
Спосо б обработки почвы Число видов фототрофов
Без удобрений ШОРбОКбО ГШ0Р120К120
Вспашка 23 18 15
Отвальное лущение 23 17 17
Плоскорезная 23 18 15
Таблица 2
Демографические характеристики наземных фототрофных микробных сообществ (ФМС) на 5-летнем стационаре при плоскорезной обработке почвы
Дозы удобрений Фототрофное сообщество
Число видов Численность клеток, млн/см2 Биомасса, мг/см2
(№>К)90 30 10,7 1,478
(ЫРК)120 25 12,6 1,946
(М>К)150 22 13,0 2,340
Таблица 3
Влияние длительного дифференцированного внесения минеральных удобрений на видовой состав фототрофной микрофлоры
Группы фототрофов Число видов по вариантам
Контроль N Са СаИ №>К СаЫРК
Цианобактерии
Безгетероцистные — — 3 2 1 3
Гетероцистные - 3 2 1 2
Водоросли
Зеленые 15 3 3 9 7 3
Жептозеленые 2 - 2 3 2 2
Диатомовые — — 1 1 — 2
Всего видов по вариантам 17 3 12 17 11 12
Реализуемость видового разнообразия, % 46 8 32 46 30 32
Таблица 4
Влияние свинца на видовое обилие альгофлоры дерново-подзолистой супесчаной почвы
Содержание РЬ, мг/кг (ПДК) 1,09 (фоновое) 6 (1 ПДК) 60 (Ю ПДК) 600 (100 ПДК) 6000 (1000 ПДК)
Количество видов водорослей 20 15 15 8 0
(NPK)120
11 лет
Згода
1 год
0%
20%
40%
60%
80%
□ а
□ б □ в ■ г
100%
Рис. 1. Влияние длительности внесения минеральных удобрений на структуру фототрофных микробных сообществ «цветения» почвы: а — одноклеточные зеленые и желтозеленые водоросли, нитчатые зеленые и желтозеленые водоросли, в — диатомеи, г — цианобактерии
(NPKJ150 (NPK)120 (NPK)90
I
□ а
□ б ■ в
□ г
0%
20%
40%
60%
80%
100%
Рис. 2. Влияние возрастающих доз минеральных удобрений на структуру наземных фототрофных микробных сообществ дерново-подзолистой почвы: а — одноклеточные зеленые и желтозеленые водоросли, б — нитчатые зеленые и желтозеленые, в — диатомеи, г — цианобактерии
CaNPK NPK CaN Са N
Контроль
□ а
□ б □ в ■ г
0%
20%
40%
60%
80%
100%
Рис. 3. Групповой состав фототрофных микроорганизмов при «цветении» почвы на 30-летнем стационаре (% от численности клеток): а — одноклеточные зеленые водоросли, б — нитч, в — диатомеи, г — цианобактерии
нитчатые зеленые,
б
Катастрофа
Кризис
Риск
Норма
□а □ б □ в ■ г
■д
0% 20% 40% 60% 80% 100%
Рис. 4. Индикаторная шкала оценки биологического состояния почвы по ее «цветению»: а — одноклеточные зеленые и желтозеленые водоросли, б — нитчатые зеленые и желтозеленые водоросли, в — диатомеи, г — безгетероцистные цианобактерии, д — гетероцистные цианобактерии
очередь, за счет репрессии цианобактерий (рис. 1).
Групповая структура и видовое разнообразие ФМС меняются и при применении возрастающих доз азотных удобрений, что демонстрируют результаты опытов на дерново-подзолистой почве в Кировской области (рис. 2).
При очень длительных воздействиях на почвенную микрофлору только минеральных удобрений (30-летний стационар) ФМС переживают дигрессию, переходящую в отдельных случаях в катаценоз (рис. 3, вариант Ежегодное внесение азота в дозе 147 кг/га привело к монофика-ции ФМС на уровне трех видов одноклеточных зеленых водорослей. Истощение почвы в контрольном (неудобренном) варианте, повышенная кислотность блокируют размножение цианобак-терий. Только известкование почвы способствует наиболее полной реализации видового и группового потенциалов фототрофов.
Используя групповой анализ наземных разрастаний, можно судить о биологическом благополучии почв по следующим показателям.
1. Полночленность фототрофной микробной ассоциации на поверхности почвы с наличием всех эколого-морфологических групп фототрофов: одноклеточные зеленые и желтозеленые водоросли, нитчатые зеленые и желтозеленые водоросли, диатомеи, безгетероцистные и гетероцистные цианобактерии.
2. Относительно равномерное процентное соотношение различных группировок.
3. Видовое разнообразие, которое легко установить по форме клеток любому специалисту - ботанику, микробиологу, почвоведу, агроному.
Почву, на поверхности которой в конце вегетационного сезона развиваются подобные ФМС, можно считать пребывающей в состоянии, в современной прикладной экологии оцениваемом как «норма» (рис. 4).
О надвигающемся биологическом неблагополучии почвы свидетельствует тот факт, что в составе ФМС начинает явно доминировать какая-то группировка, причем в любой срок наблюдения именно эта группировка остается преобладающей. Можно предполагать, что почва вступает в зону «риска».
Исчезновение из наземных ФМС азотфикси-рующих цианобактерий, важнейшей группы для природного азотного баланса почвы, - признак надвигающегося «кризиса».
Унификация видового состава сообщества на уровне немногих видов одноклеточных зеленых водорослей - показатель накопления почвой фитотоксических свойств, делающих ее непригодной для высшего растения, т. е. явное состояние «катастрофы».
Характеристика альгомикологических комплексов. Водоросли и грибы - постоянные компоненты почвенной микробиоты, занимающие полярное положение в трофических цепях. Уровень развития водорослей (численность и биомасса) характеризует интенсивность первичного продукционного процесса и, следовательно, объем поступающего в почву свежего органического вещества, ценность которого не только в легкой доступности для представителей микро- и мезо-фауны, но и в высокой степени оборачиваемости. Доказано [3], что в почвенных ценозах, как и в водных экосистемах, продукция водорослей многократно превышает размеры одномоментной биомассы. Поэтому пищевая пирамида, в основе которой лежат почвенные микрофототрофы, как и в водной среде, является перевернутой и обеспечивает пищей значительный круг консументов. Кроме того, прижизненные выделения водорослей и отмершие клетки легко подвергаются минерализации в результате деятельности бактерий и грибов, обеспечивая быстрый возврат в почву биогенных элементов.
Степень накопления грибной биомассы (в первую очередь, мицелиальной), с одной стороны, характеризует интенсивность редукционных процессов, с другой стороны, косвенным образом свидетельствует о процессах гумификации. Поэтому запасы водорослево-грибной биомассы - весомый показатель биологической активности почвы.
Исследования, проведенные в 2004-2005 гг., по одновременному параллельному определению количественных параметров альгомикологических комплексов некоторых луговых и лесных почв Кировской области показали, что различные типы почв резко различаются по таким количественным характеристикам, как биомасса и численность клеток водорослей, биомасса и длина мицелия микромицетов [4]. Исследуемые нами почвы относятся к нескольким типам. На лесных участках распространены подзолистые песчаные (Пп) и супесчаные (Пу) почвы, на луговых - дерново-подзолистые супесчаные (Ппу), суглинистые (ПАс) и аллювиальные среднесуглинистые (А) почвы, на участках с избыточным увлажнением -торфяно-подзолисто-глеевые (Пб) и дерновые оглеенные (Дг) почвы. На лесных почвах встречаются следующие растительные ассоциации: березово-сосновые, елово-березово-сосновые, березняки. В составе луговой растительности преобладает полевица тонкая (Agrostis vulgaris With), полевица гигантская (Agrostis gigantea Roth), лютик едкий (Ranunculus acris L.), тимофеевка луговая (Phleum pratense L.) и ежа сборная (Dactylis glomerata L.), на переувлажненных участках - лабазник вязолистный (Filipendula ulmaria Maxim.), вербейник обыкновенный (Lysimachia vulgaris L.) и осоки (Carex).
200
] Зеленые, тыс. клеток/г
400 600 800
1000
Пп, Пу
Р5
Г ПАс, А
О
С
§ Ппу
ПбДг
600 1200 1800 2400
Диатомовые, тыс. клеток/г
3000
Рис. 5. Пределы колебаний численности водорослей в почве в окрестностях объекта хранения химического оружия:
12
Зеленые, кг/га 24 36
48
60
ЕГ ПАс, А
О
С
л
с Пп
з П
Н
!у
ПбДг
400
800 1200 Диатомовые, кг/га
1600
2000
Рис. 6. Пределы колебаний биомассы водорослей в окрестностях ОУХО (Обозначения типов почв такие же, как на рис. 5.)
Пп, Пу
? ПАс, А
О
С
л
с
н
Ппу ПбДг
I I Грибная биомасса, т/га 0,6 1,2 1,8 2,4
200 400 600
Длина мицелия, м/г
800
1000
Рис. 7. Пределы колебаний грибной биомассы и длины мицелия в почвах в окрестностях ОУХО (Обозначения типов почв такие же, как на рис. 5.)
0
0
А
0
0
л
Изучение количественного состава альгофло-ры прямым микроскопическим методом показало, что в период исследования численность зеленых одноклеточных водорослей колебалась в широких пределах (рис. 5). При этом максимальный размах колебаний численности зеленых водорослей отмечен для подзолистых песчаных и супесчаных почв - от 27 до 820 тыс. клеток/г, т. е. в 30 раз. Значителен этот показатель (в 24 раза) в болотной и дерново-глеевой почвах и очень мал в дерново-подзолистой суглинистой и аллювиальной дерновой почвах (в 2,6 раза). В последней почве отмечены минимальные показатели численности и биомассы зеленых водорослей (рис. 5, 6). В целом биомасса зеленых водорослей незначительна, не превышает 50 кг/га, но при этом может играть существенную роль в питании почвенных беспозвоночных вследствие высокой скорости обновления [6]. Гораздо весомее вклад в биомассу фототрофов диатомовых водорослей. При численности клеток 2,6 млн/г их биомасса достигает 1,8 т/га (рис. 5, 6). Максимальный размах амплитуды колебаний численности диатомей так же, как и у зеленых водорослей, наблюдается в подзолистых песчаных и супесчаных почвах (в 25 раз), значителен в дерново-подзолистой супесчаной (21 раз) и невелик
для дерново-подзолистой суглинистой и дерно-во-глеевой почв - в 3,3 и 5,3 раза соответственно. Именно за счет диатомей суммарные запасы альгобиомассы в некоторых почвах сопоставимы с грибными и даже могут их превосходить (рис. 6, 7). Наличие фотосинтезирующего компонента в микробиоте изученных почв обеспечивает высокую скорость продукционных процессов, быструю обновляемость живой биомассы продуцентов за счет высокой скорости размножения и активизацию жизнедеятельности представителей сапро- и биотрофных комплексов педобионтов. Такая важная группировка фото-трофов, как цианобактерии, практически не встречается при прямом количественном учете. Однако в лабораторных микрокосмах именно эти микроорганизмы часто доминируют на финальных стадиях аутогенной сукцессии. Вероятно, наличие цианобактерий в микробном банке луговых и лесных почв значительно повышает адаптационный потенциал почв при различных стрессовых воздействиях, в том числе и при накоплении мышьяка и ТМ.
Весомый вклад в протекание почвенных процессов вносят и такие постоянные обитатели почв, как микромицеты. Оказалось, что характер их развития отчетливо коррелирует и с типом по-
Таблица 5
Влияние свинца на соотношение грибов и водорослей в структуре наземных популяций (%)
РЬ 1ПДК 10ПДК 100 ПДК 1000 ПДК
Грибы 30,4 58,5 70,5 100
Водоросли 69,6 41,5 29,5 0
Соотношение грибов стемноокрашенными бесцветным мицелием
Аллов иахъная дерновая средне по дао™ ст ая
Аллов иахъная дерновая глеевая Среднеподэохистая песчаная Дерново-подэохистая супесчаная
Тип поч вы
■ Загрязненные □ Фоновые
20 40 60 80 100 Доля темноокрашенных грибов, %
Рис. 8. Соотношение грибов с темноокрашенным и бесцветным мицелием в фоновых и загрязненных почвах
чвы, и с типом растительной ассоциации. О степени активности грибов можно судить по длине мицелия. Максимальной величины (до 930 м/г) этот показатель достигает в подзолистых почвах под лесными фитоценозами с биомассой до 2,5 т/ га (рис. 7). Грибы как ацидотолерантные микроорганизмы легко размножаются при кислой реакции среды. За счет выделения экзоферментов микромицеты активно гидролизуют труднораз-лагаемые компоненты древесного опада (лигнин, ксиланы, целлюлозу). В луговых фитоценозах на дерново-подзолистых почвах легкого гранулометрического состава характер разложения растительного опада существенно отличается. Доминантами гидролитических процессов являются миксобактерии и актиномицеты, вытесняя грибы с лидирующих позиций как гидролитиков. Поэтому длина грибного мицелия значительно короче. В болотно-подзолистой и дерново-глеевой почвах также наблюдается замедление развития грибов. В данных почвах длина грибного мицелия не превышает 300 м/г, а минимальные показатели - 29-53 м/г почвы (рис. 7). Различия в запасах микобиомассы (см. рис. 8) были существенны по типам почвы, но в пределах одного типа амплитуда колебаний значений биомассы была не столь велика, как у водорослей, и лежала в пределах 5,2-6,8 раз, тогда как для водорослей этот показатель был 25-30 раз.
Судя по всему, грибная флора является более стабильным и консервативным компонентом почвенной микробиоты, чем альгофлора. Скорости ответных реакций грибной биомассы на изменение экологических условий более замедленны, чем у водорослей. Так, временной интервал резкого изменения в несколько раз биомассы водорослей при изменении погодных условий или под влиянием антропогенных факторов может составлять всего сутки [2]. В то же время значительные изменения грибной биомассы в сторону нарастания мицелия или его уменьшения за счет лизиса и перехода к спорообразованию наблюдаются лишь через несколько месяцев после воздействия [5].
Таким образом, выявление в исследуемых почвах значительных запасов микробной биомассы (до нескольких тонн на 1 га) позволяет считать, что альгомикологические комплексы играют существенную роль в процессах биотической саморегуляции почвы. Однако на степень развития водорослей и грибов оказывает влияние не только тип почвы и характер растительного опада, но и степень загрязнения почвы ксенобиотиками.
Например, анализ соотношения компонентов наземного фототрофно-гетеротрофного комплекса в лабораторных микрокосмах показывает, что с повышением степени загрязнения почвы таким поллютантом, как свинец, в структуре сообщества неуклонно увеличивается доля почвенных
грибов с параллельным сокращением доли водорослей, вплоть до полного их исчезновения при 1000 ПДК (табл. 5).
Микологический анализ. Феномен аккумуляции меланинсодержащих грибов неоднократно отмечался для городских почв - урбаноземов, а также для почв техногенных территорий. Полагают, что увеличение доли темноокрашенных грибов может быть связано с известной устойчивостью некоторых видов к ряду загрязнений: радиация, ТМ и др. [6-10] Полагают, что пигменты меланины являются соединениями, способствующими повышению выживаемости организмов в экстремальных условиях за счет способности к детоксикации ядовитых соединений [11-13]. Определение содержания темноокрашенных грибов фоновых и загрязненных территорий вблизи объекта хранения химического оружия (Оричев-ский район) выявило следующую картину (рис. 8). В загрязненных почвах представительство темноокрашенных грибов превышает 50%, причем для некоторых почв существенно, достигая 95,7% в аллювиальной дерновой глеевой почве. Наши результаты согласуются с литературными данными, согласно которым в загрязненных почвах обилие темноокрашенных грибов на 15-30% больше, чем в фоновых [5]. Выявленные нами показатели существенно выше литературных данных.
Сукцессионный анализ. Под сукцессией наземных ФМС можно понимать последовательную их смену, в ходе которой возникающие новые сообщества отличаются другим видовым составом, разными количественными соотношениями фототрофных группировок и разными доминантами. Ежегодно повторяющееся заселение поверхности перепаханной почвы водорослями и циа-нобактериями из имеющегося в почве пула клеток - пример типичной вторичной сукцессии. В ходе ее происходит временное развитие альго-цианобактериального ценоза, т. е. сезонная сукцессия. Типичный ход такой сукцессии легко моделируется простым увлажнением исследуемой почвы и выдерживанием ее на свету.
Совокупность примененных нами методов позволила выделить в развитии сообществ при «цветении» почвы 4 сериальные стадии.
1. Независимое развитие видов друг от друга, фактический нейтрализм, что наблюдается на обнаженной, увлажненной почве, представляющей для данной группы фототрофов своеобразный экологический вакуум. Становление наземного сообщества происходит за счет внутрипоч-венного пула клеток. Интенсивность и скорость формирования ФМС определяется и прогнозируется величиной этого пула. Чем больше запас клеток в почве, тем с большей скоростью нарастает плотность клеток в наземных ФМС. При искусственном разрушении пленок и инициации
«цветения» такой почвы в модельных опытах его можно наблюдать уже через сутки.
2. По мере размножения клеток и их пространственного сближения сначала проявляется эффект взаимного стимулирования группировок, что может быть связано с рядом причин: предоставлением «убежища» для одноклеточных, выделением экзометаболитов, содержащих как питательные вещества, так и стимуляторы роста. Это стадия высокой сопряженности в развитии группировок и видов.
3. С возрастанием интенсивности физических и метаболических (биохимических) контактов водорослей и цианобактерий друг с другом растет напряженность конкурентных отношений. Выделяемые организмами метаболиты практически мгновенно действуют на партнеров, поэтому сообщество с высокой сопряженностью видов и группировок недолговечно. Происходит дифференциация экологических ниш группировок, что обеспечивает становление и стабилизацию сообщества на определенном уровне видового насыщения. Наблюдаемая на 3-й стадии структура ФМС соответствует модели геометрического распределения обилия видов.
4. Верхний предел развития популяций может определяться перекрыванием экологических ниш из-за дальнейшего нарастания биомассы сообщества за счет абсолютного доминирования одного или немногих видов. Снижается видовое разнообразие и, вероятно, вследствие этого уменьшается прочность сообщества [14], которое достигает своей климаксовой стадии и разрушается. На его месте возникает новое сообщество, с новыми доминантами. Происходят повторяющиеся сезонные сукцессии, в ходе которых компоненты наземных ФМС распределены в пространстве и во времени с определенной закономерностью.
Такая временная гетерогенность способствует периодическому процветанию в различные сроки различных групп водорослей и цианобак-терий за счет изменения их конкурентных преимуществ. Эти преимущества возникают в ходе неравномерного потребления из почвы элементов минерального питания высшим растением, что приводит в конечном итоге к осенней вспышке размножения цианобактерий, не чувствительных к нехватке азота. Используемые минеральные и органические удобрения меняют баланс питательных веществ в почве, изменяя циклический ход сезонной сукцессии [15].
Хотя в природных условиях ход сукцессий возобновляется ежегодно, любой из этапов может быть сжат, растянут или ликвидирован совсем при действии возбуждающих факторов, к которым в экосистемах относятся различные аг-рохимикаты и поллютанты.
Серии проведенных нами модельных опытов, в которых в качестве токсикантов рассматривались повышенные концентрации мышьяка, свинца и метилфосфоновой кислоты, позволяют выявить особенности действия загрязняющих веществ на функционирование микробных сообществ почвы на различных стадиях сукцессии.
Так, повышенная концентрация мышьяка в почве стимулирует размножение одноклеточных зелёных водорослей, сокращает время их генерации, увеличивает удельную скорость роста, меняет характер сукцессии. Однако наряду с активацией размножения фототрофных микроорганизмов на пионерных стадиях развития ФМС As провоцирует массовое размножение в почве опасных фитопатогенных грибов р. Fusarium (до 200 тыс. макроконидий/см2), сопровождающееся повышенной активностью нематод (до 200 эк-земпляров/см2). Фузариозно-нематодный комплекс обладает большой потенциальной опасностью для высших растений, создавая угрозу двойного поражения растений.
Одноклеточные зелёные водоросли являются наиболее стабильным компонентом ФМС на всех стадиях сукцессии. За 107 суток экспозиции было проведено 14-кратное определение количественных показателей альгофлоры. При этом минимальная численность водорослей (от 300 до 3500 клеток/см2) с абсолютным доминированием р. Coccomyxa наблюдалась в контрольном варианте А-0, что является вполне характерной особенностью для почв лесных биогеоценозов [16].
Накопление As в почве полностью меняет характер динамики Chlorophyta и видовую структуру ФМС. Происходит постоянное возрастание численности и биомассы клеток зелёных водорослей с абсолютным доминированием видов Chlamydomonas, достигая к концу 3-го месяца инкубирования макроскопических разрастаний («цветение» почвы) с плотностью около 200 тыс. клеток/см2).
Наиболее разнообразна микрофлора и микрофауна в варианте с максимальным содержанием мышьяка (35 ПДК). Стартовая экспансия фото-трофов на поверхности почвы после её увлажнения начинается раньше, чем в других вариантах, достигая на 4-е сутки плотности клеток свыше 1000/см2. Среди доминантов отмечены Chlorohytrium paradoxum, виды Chlorella, Chlamydomonas, Chlorococcum, Coccomyxa. Нитчатые зелёные (Chlorhormidium flaccidum) появляются на 20-е сутки, на 60-е сутки начинают размножаться цианобактерии (преимущественно Phormidium autumnale). В цианобактериальных пленках плотность клеток достигает 0,5 млн/см2 к концу экспозиции. Способность цианобактерий размножаться подвижными гормогониями обеспечивает быструю колонизацию субстрата. По
мере освоения пространства нити цианобактерий становятся экологическими нишами, в которых происходит массовое размножение зелёных водорослей. Ранее было показано, что при формировании «цветения» почвы проявляется высокий уровень сопряженности в развитии зелёных водорослей и цианобактерий с коэффициентом ассоциативности Пирсона г4 = 0,542-0,680 [2]. В кли-максной стадии текстура сообщества напоминает лишайниковоподобную «псевдоткань», в формировании которой, помимо цианобактерий и водорослей, принимают участие гифы грибов. Древность происхождения цианобактерий, способность выживать в экстремальных условиях и возможность захвата разнообразных экологических ниш в современной биосфере часто приводят к циано-бактериальной экспансии там, где нерегулируемое вмешательство человека нарушает нормальное функционирование экосистем [17].
Дальнейшая расшифровка структуры и механизмов работы микробных сообществ химически загрязнённых почв позволит подойти к вопросу об экологической оценке адаптационных возможностей почвы.
На ход аутогенных сукцессий в фототроф-ных микробных сообществах влияет и такой чрезвычайно опасный и очень распространенный пол-лютант, как свинец.
Интересен ход альго-микологических сукцессий, протекающих в данной почве (см. табл. 6). Так, в ходе сукцессии происходит неуклонное снижение длины грибного мицелия во всех вариантах. При этом на всех ее этапах максимальной остается длина мицелия при 6000 мг/кг РЬ. Вероятно, редукция грибного мицелия обусловлена отсутствием притока свежего органического вещества, необходимого для развития микроми-цетов, или возникновением антагонистических отношений с активно размножающимися фото-трофами. Численность водорослей в почве с исходным содержанием свинца (20,73 мг/кг) постоянно возрастает, увеличиваясь за 2 недели с 25 клеток/см2 до 1083, т. е. более чем в 40 раз. При концентрации свинца 60 мг/кг пик развития водорослей и цианобактерий совпадает с 11-ми сутками сукцессии. При 600 мг/кг РЬ численность водорослей постоянно возрастает, а цианобактерии появляются только на 18-е сутки в максимальном для данного опыта количестве (свыше 4000 клеток/см2). Максимум развития водорослей при максимальной концентрации свинца наблюдается на 11-е сутки.
Следовательно, в дерново-глеевой почве наиболее благоприятные условия для протекания сукцессии складываются для фототрофных микроорганизмов. Именно фототрофы, в первую оче-
Таблица 6
Изменение хода микробной сукцессии в дерново-глеевой почве под влиянием свинца
РЬ, мг/кг Длина мицелия, мм/см2, сутки с начала опыта Численность фототрофов, клеток/см2, сутки с начала опыта
5 11 18 5 11 18
20,73 65,5 38,4 14,6 25 587 1083
60 19,0 14,8 11,8 19 325/362* 67/150*
600 37,8 40,0 6,7 19 75 141/4033*
6000 912,0 213,3 53,9 12 112 15
Примечание. * в знаменателе - численность цианобактерий.
Время инкубации: 5 суток ^ 20 суток Рис. 9. Влияние МФК на видовое разнообразие альгоценозов
редь цианобактерии, интересуют нас в качестве биосорбентов свинца. На сегодняшний день набор стратегий для удаления Pb из почвы ограничен. Полагают, что детоксикация среды может быть достигнута при использовании соответствующих микроорганизмов, способных сделать Pb бионедоступным [13]. Первой ступенью подобных методов биоочистки становится выявление штаммов бактерий, способных модифицировать загрязнитель. Вторая ступень - обнаружение среди обитающих микроорганизмов на участках, загрязненных свинцом, устойчивых изолятов. Наши опыты показывают, что наиболее устойчивыми формами микроорганизмов в лесных почвах являются цианобактерии рода Phormidium и грибы рода Fusarium, которые легко выдерживают высокие концентрации свинца как в почве, так и на жидких питательных средах.
На ход аутогенных сукцессий влияет такой ксенобиотик, как метилфосфоновая кислота (МФК), которая образуется при деструкции ме-тилфосфонатов, входящих в состав фосфорор-ганических отравляющих веществ [18].
Наиболее полное видовое обилие фототрофов выявлено при предварительных длительных сроках инкубации почвы с МФК (рис. 9).
При этом МФК в малых концентрациях стимулирует реализацию видового потенциала водорослей при любых сроках инкубации. По видовому разнообразию в исследованной почве преобладают цианобактерии. Особенно многочисленны представители р.р. Phormidium и Leptolyngbya, которые в массе развиваются в почвах и при повышенных концентрациях таких поллютантов, как As и Pb [16, 19]. Наибольшее видовое обилие Cyanophyta характерно для варианта МФК 5@10-4 моль/л (инкубация 20 дней). Для Bacillariophyta характерны типичные представители р.р. Navicula, Hantzschia, Pinnularia. Среди Chlorophyta преобладают р.р. Chlamydomonas и Coccomyxa. Совсем не встречаются представители отдела Xanthophyta. Согласно литературным данным [1] и нашим наблюдениям, желтозеленые водоросли наиболее чувствительны к загрязнению, их отсутствие указывает на токсичность почвы.
Высокая отзывчивость фототрофов, особенно цианобактерий, на повышенные концентрации МФК и удлиненные сроки инкубации ее в почве, по-видимому, связана с деятельностью почвенных бактерий, производящих гидролиз МФК с выделением неорганического фосфора. Циано-бактерии, особенно азотфиксаторы, являясь независимыми в своем развитии от наличия минерального азота, особенно требовательны к обеспечению фосфором. Поэтому возрастание численности цианобактерий азотфиксаторов в варианте с МФК 5@10-3 моль/л свидетельствует о
повышении содержания доступного неорганического фосфора. Через 3 месяца культивирования отмечены макроскопические разрастания циано-бактерий: Leptolyngbya foviolarum, Leptolyngbya henningsii, Anabena variabilis, Anabena sphaerica f. conoidea, Cylindrospermum muscicola, Nostoc punctiforme, Nostoc paludosum, Nostoc muscorum, Calothrix elenkinii и др.
Таким образом, в отличие от других ксенобиотиков, провоцирующих массовое размножение грибов, МФК стимулирует развитие цианобакте-рий, в которых заканчивается цикл превращения МФК. В наших предыдущих работах массовое размножение цианобактерий в ходе аутогенной сукцессии отмечалось также в образцах почвы с повышенным содержанием As и Pb, отобранных на участке вблизи строящегося ОУХО. Поэтому в перспективе цианобактерии можно рассматривать в качестве агентов детоксикации химически загрязненных почв, отработав мероприятия по стимуляции их более интенсивного размножения в почве.
Выявление специфических микробных комплексов. Загрязнение провоцирует массовое размножение в почве опасных фитопатогенных грибов р. Fusarium (до 200 тыс. макроконидий/см2), сопровождающееся повышенной активностью нематод (до 200 экземпляров/см2). Фузариоз-но-нематодный комплекс обладает большой потенциальной опасностью для высших растений, создавая угрозу их двойного поражения.
Исследования, проведенные нами в 20032004 гг. показали, что фузариозная контаминация почвы характерна не только для агроцено-зов, но и для ксеноценозов, под которыми в данном случае мы понимаем почвы с повышенным содержанием таких ксенобиотиков, как As и Pb. Так, в почве с концентрацией As, превышающей ПДК в 35 раз, численность макроконидий Fusarium sp. доходит до 40000/г почвы.
Проверка данной почвы на фитотоксичность с использованием в качестве тест-объектов семян различных сельскохозяйственных культур показала, что гибель проростков ржи составила 20%, пшеницы - 50%, а ячменя - 32%, льна -13% (табл. 10), а патокомплекс, помимо Fusarium sp., включал представителей круглых червей -нематод семейства Rhabditidae, отряда Rhabditida. Подобный фузариозно-нематодный комплекс выделен также из почв с повышенным содержанием Pb. Микроскопирование невсхожих семян показало, что они полностью были покрыты мощным сетчатым чехлом, состоящим из мицелия и спор гриба и многочисленных нематод. Полный лизис пораженных семян происходил через 5-7 суток. Вероятно, имеются механизмы, объединяющие нематод и фузариев в комплексы даже в отсутствии высших растений. В этот пе-
T. Я. AwuxMuía u др. Экoлoгo-aнaлumuчecкuй Moíumopum.
Таблица 7
Антифузариозная активность почвенных цианобактерий
Вид гриба Диаметр зон лизиса, мм
Nos to с р ahidosum Nostoc linckia Смесь цианобактерий
Fusarium culmorum 15 20 40
Fusarium nivale 15 25 20
Таблица 8
Влияние цианобактерий на мицелиальный рост Fusarium culmorum в почве, (мм/см2)
Сутки с начала опыта Контроль (Fusarium culmorum) Nostoc paludosum Nostoc linckia Micmchaeta teñera
1 0,65 ± 0,075 0,48 ± 0,023 0,62 ±0,689 0
3 20,2 ± 4,100 0,14 ±0,031 0,14 ±0,027 0
7 >5000 0 0 0
Таблица 9
Снижение фитопатогенных свойств Fusarium nivale по отношению к озимой ржи под влиянием цианобактерий
(4-суточные проростки, лабораторный опыт)
Вариант Количество пораженных растений, % Длина корней, см Высота проростков, см
Контроль (Fusarium nivale) 95 0,88 0,21
Nosto с р aludosum 37 5,74 1,24
Nostoc linckia 15 6,67 0,98
Microchaeta teñera 45 5,71 0,82
Таблица 10
Фитотестирование почвы с различным содержанием As
Содержание As Всхожесть, %
Рожь Ячмень Пшеница Лен
0,05 ПДК 90 65 100 100
10ПДК 90 65 95 100
17 ПДК 93 65 90 93
35 ПДК 70 33 50 87
риод фузарии живут как сапрофиты, а нематоды - как микофаги. Появление семян провоцирует биотрофию гриба. Нематоды при этом могут играть роль инокуляторов при фузариозном заражении растений. Скорее всего, в подобных случаях происходит наложение химического токсикоза почвы на биологический. Гибель растений сопровождается одновременным массовым размножением фитопатогенов, увеличивая зараженность почвы. Следовательно, проблема ан-тифузариозной детоксикации актуальна не только для агрогенных, но и для техногенных почв.
Другой характерной особенностью загрязненных почв является способность видов плесневых грибов аспергилла и пеницилла переходить к половому размножению с массовым образованием
аскоспор, что характерно для экстремальных условий существования данных микромицетов.
Таким образом, выявление в почвах массовых фузарионо-нематодных комплексов и многочисленных аскоспор однозначно указывает на химический токсикоз почвы.
Использование современных технических и программных средств, в том числе геоинформационных систем, для информационного сопровождения мониторинга природных сред и объектов. Для информационного сопровождения подсистем мониторинга почв и растительности в лаборатории биомониторинга разработан комплекс программных средств, включающий базу данных по состоянию почв и растительности, геоинформационную систему и специальные про-
Рис. 10. Соотношение водорослевой и грибной биомассы в почвах территории зоны защитных мероприятий объекта хранения химического оружия (ОХХО). Масштаб 1:170 000
граммы для статистического анализа данных по фитоценотической структуре высшей растительности и почвенных микробоценозов [20, 21].
Впервые в 2005 г. был проведен анализ биологического состояния почвы вблизи объекта хранения химического оружия по показателям количественных параметров альгомикофлоры с использованием метода компьютерного картографирования [22]. Наложение результатов полученных при количественном учете данных групп микроорганизмов на карту зоны защитных мероприятий объекта хранения химического оружия выявило определенные закономерности в распределении биомассы водорослей и грибов (рис. 10).
Биотестирование
Биотестирование преследует две цели. С одной стороны, с помощью организмов-биотестеров можно найти достаточно эффективные приемы ограничения массового размножения фито-патогенов или биореставрации природных систем. С другой стороны, чувствительность организмов, применяемых для биотестирования, позволяет быстро и дешево установить химическое или биологическое неблагополучие исследуемых экосистем.
В наших работах систему биотестирования мы использовали для разработки методов подавления размножения фитопатогенных грибов, а также для определения уровня химической токси-кации почвы и воды.
За объект исследования были взяты грибы рода Fusarium, которые являются очень опасными фитопатогенными и токсиногенными грибами [23]. До сегодняшнего дня чрезвычайно актуальны попытки найти оптимальные методы контроля за развитием данных грибов в природе. Первым этапом подобных разработок всегда служит система скрининга антагонистов среди природных штаммов микробов-антагонистов. Обычно серии таких исследований включают тестирование антифузариозной активности комбинаций из чистых культур патогена и антагониста на искусственных питательных средах, затем аналогичные исследования в почве на уровне микробных взаимодействий и далее - взаимодействия на уровне триотрофа: восприимчивое к патогену растение - сам патоген - микроб-антагонист. Выбрав в качестве микробов-антагонистов различные штаммы цианобактерий, мы получили убедительную картину принципиальной возможности использования цианобактерий как факторов подавления фузариозного развития (табл. 7), становления супрессивности почвы (табл. 8) и биоиндукторов растений (табл. 9).
Таким образом, система комплексного биотестирования антифузариозной активности циано-
бактерий доказала принципиальную возможность создания на их основе биопрепаратов, обладающих мощным фузариостатическим потенциалом, что было подтверждено и в полевых условиях при работе в лесных питомниках с сеянцами ели и сосны [2].
Биотестирование химического загрязнения почвы мы проводили, используя семена различных сельскохозяйственных культур. В данных биотестах также возможно использование многоуровневых испытаний. На первом этапе желательно определение наиболее чувствительных культур. С этой целью проводили определение всхожести семян различных растений в почве с различным уровнем содержания мышьяка (табл. 10). Результаты показывают, что из испытуемых растений желательными для биотестирования свойствами обладает пшеница, которая имеет 100% всхожести, но по мере увеличения концентрации мышьяка происходит резкое снижение этого показателя.
На втором этапе при выборе наиболее чувствительной культуры - пшеницы - была опробована модифицированная система комплексного тестирования состояния растений по показателям, которые в практике сельского хозяйства используются для оценки качества семян:
• жизнеспособность (определяется через 18 часов выдерживания в токсиканте);
• энергия прорастания (определяется процент проросших семян через трое суток);
• сила роста (определяется процент проростков высотой более 2,5 см через пять суток);
• гибель проростков на седьмые сутки (в растениеводстве в этот период для злаков определяют всхожесть).
В наших опытах в качестве ингибирующего фактора были выбраны растворы ацетата свинца разной концентрации и фитопатогенные грибы Fusarium culmorum с титром 650 000 грибных зачатков/мл. В качестве стабилизирующего агента выбрана цианобактерия Nostok muscorum с титром 2,5 млн клеток/ мл.
Полученные результаты показывают, что уже на уровне определения жизнеспособности семян намечается тенденция подавления развития растений, которая закрепляется по мере продолжительности воздействия токсикантов и возраста проростков (рис. 11).
Четверная система биотестирования на каждом этапе анализа (определение жизнеспособности (I), энергии прорастания (II), силы роста (III) и гибели проростков (IV) (рис. 11) четко выявляет следующие закономерности:
• резкое угнетение развития растений по мере увеличения концентрации поллютанта;
• усиление токсического действия на растения комбинации поллютанта и фитопатогена;
• снижение токсического действия поллютан-та и токсиканта под влиянием предварительной цианобактериальной обработки семян.
Оздоровительный эффект цианобактерий проявляется и по отношению к другим поллютан-там; так, антистрессорная способность цианобак-терий была показана в опытах с образцами почв, отобранными вблизи объекта уничтожения химического оружия и содержащими повышенную концентрацию мышьяка. Предпосевная обработка семян пшеницы культурой Nostoc paludosum значительно повышала всхожесть растений (табл. 11).
Таким образом, полученные нами результаты, как и результаты других авторов, показыва-
ют, что микроорганизмы лучше адаптируются к нарастающему загрязнению почвы, чем высшие растения. Детоксикация химически загрязненных почв с помощью микроорганизмов признается в почвенной биотехнологии чрезвычайно привлекательной идеей. Мы полагаем, что одним из самых перспективных путей в направлении микробиологической ремедиации почв является создание биопрепаратов на основе цианобактерий или поиски путей активного размножения в почве их аборигенных штаммов.
Примечания
1. Штина, Э. А. Альгологический мониторинг почв [Текст] / Э. А. Штина, Г. М. Зенова, Н. А. Ма-нучарова // Почвоведение. 1998. № 12. С. 1449-1461.
Ф
у
8
со
100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0
Влияние свинца на проростки пшеницы
3
s +
—
-0 ¡V- Ч
§ Э Е Е
Is-N
50 л^
»jp
+ S
С
8
-Q Û_
U
3 8
с
ъ
у (3
ад
Cil tb +
ь
rj CL
Жизнеспособность
Энергия прорастания
Показатели
Сила роста
Гибель проростков
Рис. 11. Четверная система отображения уровня воздействия токсиканта (свинца, фитопатогенного гриба)
на рост и развитие пшеницы
Таблица 11
Влияние цианобактериальной обработки на всхожесть семян пшеницы в образцах почвы, отобранных вблизи объекта хранения химического оружия
Содержание As, мг/кг Всхожесть, %
Без цианобактериальной обработки С цианобактериальной обработкой
2,04 70,0 73,3
2,26 23,3 40,0
3,44 30,0 60,0
2. Домрачева, Л. И. «Цветение» почвы и закономерности его развития [Текст] / Л. И. Домрачева. Сыктывкар: Коми НЦ УрО РАН, 2005. 336 с.
3. Домрачева, Л. И. Динамика развития водорослей в дерново-подзолистой почве при ежесуточном определении [Текст] / Л. И. Домрачева // Закономерности развития почвенных микроорганизмов. Л., 1975. С. 38-51.
4. Дабах, Е. В. Характеристика микробной биомассы луговых и лесных почв [Текст] / Е. В. Дабах, Л. В. Кондакова, Л. И. Домрачева // Науковий вкник Чершвецького ушверситету: збiрник наукових праць. Вип. 257. Бшлопя. Чершвцк Рута, 2005. С. 61-66.
5. Марфенина, О. Е. Антропогенная экология почвенных грибов [Текст] / О. Е. Марфенина. М.: Медицина для всех, 2005. 196 с.
6. Гузев, В. С. Тяжелые металлы как фактор воздействия на микробную систему почвы [Текст] /
B. С. Гузев, С. В. Левин, И. П. Бабьева // Экологическая роль микробных метаболитов. М.: МГУ, 1986.
C. 82-104.
7. Кулько, А. Б. Распространение микроскопических грибов в придорожных зонах городских автомагистралей [Текст] / А. Б. Кулько, О. Е. Марфенина // Микробиология. 2001. Т. 70. № 5. С. 709-713.
8. Кураков, А. В. Изменение комплекса гетеротрофных микроорганизмов при загрязнении дерново-подзолистой почвы свинцом [Текст] / А. В. Кура-ков, Д. Г. Звягинцев, З. Филип // Почвоведение. 2000. № 12. С. 1448-1456.
9. Ровбель, Н. М. Связывание ионов меди грибными меланинами [Текст] / Н. М. Ровбель, И. А. Гончарова, А. Э. Томсон, В. Г. Бабицкая, С. В. Пармон // Микробиология и биотехнология на рубеже 21 столетия: м-лы междунар. конф. Минск, 2000. С. 79-80.
10. Свистова, И. Д. Стрессовая реакция мицели-альных микроорганизмов чернозема на автотранспортное загрязнение [Текст] / И. Д. Свистова, И. И. Ко-рецкая, А. П. Щербаков // Научные чтения памяти профессора В. В. Стачинского. Смоленск, 2004. Вып. 4. С. 756-760.
11. Bhattacharya, S. Biosorption of heavy metals by Rhizopus arrhizus and Aspergillus niger [Text] / S. Bhattacharya, K. Pal Taran, A. Вasumajumdar, A. K. Banik // J. Indian Chem. Soc, 2002. V. 79. № 9. P. 747-750.
12. Chander, K. Long-tern effects on soil microbial properties of heavy metals from industrialexhaust deposition [Text] / K. Chander, J. Dyckmans, H. Hoeper // J. Plant-Nutrit. Soil Sc., 2001. V. 164. № 6. P. 657-663.
13. Gummersheimer, B. S. Isentification of lead resistant bacteria from a heavily contaminated site [Text] / B. S. Gummersheimer, T. Gublin // Bios (USA). 2003. V. 74. № 2. P. 48-54.
14. Пианка, Э. Эволюционная экология [Текст] / Э. Пианка. М.: Мир, 1981. 400 с.
15. Панкратова, Е. М. Функционирование циано-бактерий на пахотных почвах нечерноземной зоны [Текст] / Е. М. Панкратова, Л. И. Домрачева, Е. Н. Резник // Почвоведение. 1989. № 4. С. 75-81.
16. Домрачева, Л. И. Влияние мышьяка на почвенную микробиоту [Текст] / Л. И. Домрачева, Е. В. Да-бах, Т. Я. Ашихмина // Актуальные проблемы экологического мониторинга: научный и образовательный аспекты: сб. м-лов Всерос. науч. шк., 13-15 нояб. 2003 г. Киров: ВятГГУ, 2003. Вып. 1. С. 139-142.
17. Панкратова, Е. М. Почвенные цианобакте-рии в прошлом Земли, их экологическая роль в настоящем и возможная в будущем [Текст] / Е. М. Панкратова // Экология и почвы. Пущино, 2001. С. 39-48.
18. Кондакова, Л. В. Инварианты организации фототрофных микробных сообществ дерново-подзолистой почвы при действии метилфосфоновой кислоты [Текст] / Л. В. Кондакова, Л. И. Домрачева, С. Ю. Огородникова, Т. Я. Ашихмина // Актуальные проблемы экологического мониторинга: научный и образовательный аспекты : c6. м-лов Всерос. науч. шк., 13-15 нояб. 2003 г. Киров: ВятГГУ, 2003. Вып. 1. С. 62-65.
19. Kondakova, L. V. Alga-mycological Complexes of Chemically Polluted Soil [Text] / L. V. Kondakova, L. I. Domracheva, A. I. Varacksina // Kaniv Nature Reserve, Kaniv. Ukraine, September 27-30, 2005. C. 42.
20. Ашихмина, Т. Я. Комплексный экологический мониторинг объектов хранения и уничтожения химического оружия [Текст] / Т. Я. Ашихмина. Киров: Вятка, 2002. 544 с.
21. Кантор, Г. Я. Разработка структуры информационно-аналитического обеспечения системы комплексного экологического мониторинга в районе размещения объектов по хранению и уничтожению химического оружия [Текст] : канд. дис. / Г. Я. Кантор. Киров, 2005. 128 с.
22. Кантор, Г. Я. Использование метода картографирования для оценки состояния водоросле-во-грибной микрофлоры в зоне защитных мероприятий объекта хранения химического оружия [Текст] / Г. Я. Кантор, Л. И. Домрачева, Е. В. Дабах, Т. Я. Ашихмина // Актуальные проблемы экологического мониторинга: научный и образовательный аспекты: c6. м-лов Всерос. науч. шк. 13-15 нояб. 2003 г. Киров: ВятГГУ, 2003. Вып. 1. С. 245-249.
23. Домрачева, Л. И. Фузарии: распространение, опасность, биологический контроль [Текст] / Л. И. Домрачева, Г. Я. Кантор // Вестник Института биологии. Сыктывкар: Коми НЦ УрО РАН, 2004. Вып. 11. С. 72-74.
