Почвоведение, 2021, № 3, стр. 372-384

ВВЕДЕНИЕ

Для эффективной системы оценки качества почвы важен набор чувствительных показателей, отражающих ее способность оптимально функционировать [23] и выполнять экосистемные сервисы, направленные на поддержание циклов питательных элементов, деградацию поллютантов и регулирование климата [46]. Микроорганизмы почв обеспечивают разложение органического вещества и высвобождение минеральных элементов питания, способствуя разнообразию и продуктивности растений [50], что позволяет использовать их в качестве индикаторов состояния почвенных ценозов. Так, микробная биомасса почвы и ее дыхательная активность могут в определенной степени служить показателями ее изменения при разных воздействиях [2, 44], а значит – характеризовать ее “здоровье” [23]. Эти показатели включены в программы экологического мониторинга почв и наземных экосистем ряда европейских стран [30, 33]. Перспективным подходом к оценке качества почв представляется анализ их микробных сообществ по спектру потребления органических субстратов, называемый “метаболическим профилированием”. В мировой практике этот анализ осуществляют на основе системы “B-IOLOG” [27]. В России подобная технология реализуется с помощью метода мультисубстратного тестирования (МСТ), получившего название “Эко-Лог” [6].

Оценка качества почв агроэкосистем является предметом большого количества исследований [9, 23], которые основаны на широком спектре индикаторных показателей [23, 49]. Одним из таких регулярно оцениваемых показателей является содержание тяжелых металлов (ТМ) в почве [4, 5]. Показано, что поступление ТМ в почвы агроценозов происходит в результате применения минеральных [38] и органических [29, 55] удобрений, орошения [32, 39] и разных почвоулучшителей [8, 11], что, в свою очередь, может приводить к их накоплению в сельскохозяйственной продукции [31].

В почвах агро- и урбоэкосистем содержание ТМ, в частности свинца (Pb), цинка (Zn) и меди (Cu), подлежит обязательному контролю в нашей стране и за рубежом [3, 23]. Следует отметить, что Pb и Zn относят к I классу опасности (высокоопасные), Cu – ко II (умеренно опасные) (ГОСТ 17.4.1.0283). Одним из способов уменьшения их содержания в почвах является применение углеродсодержащих материалов – биоуглей [28] и гуминовых препаратов [43].

Биоуголь (биочар, от анг. biochar) – продукт пиролиза различных материалов, в том числе растительных, отходов и осадков сточных вод, содержащий большую долю углерода (70–80%) и обладающий высокой сорбционной емкостью. Такие свойства древесного биоугля позволяют активно связывать различные поллютанты в объектах окружающей среды и сохранять влагу в почве [25]. Биоуголь хорошо изучен и с позиций депонирования углерода, восстановления обедненных гумусом почв, а также при нефтяном и других видах загрязнений [19, 22, 35, 40 ]. Показано также, что внесение биоугля в почву приводит к существенному уменьшению содержания обменных форм ТМ [42]. Наибольший эффект от внесения биоугля отмечали на бедных гумусом и кислых почвах [45]. В зерне риса, выращенном на слабокислой глинистой почве с внесением биоугля, выявили уменьшение содержания Cd и Pb [21]. Следует отметить, что адсорбционная способность биоугля в почве зависит от источника его получения (сырья) и вида ТМ. Показано, что мульчирование почвы биоуглем увеличивало подвижность As и Cu, но значимо снижало подвижность Cd и Zn [18].

Для улучшения почв агроэкосистем широко применяют и продукты так называемой “зеленой химии”, среди которых наиболее распространены гуминовые препараты, производимые из углей, торфов, сапропелей и органических отходов [43]. Биологическая активность гуминовых препаратов в значительной степени зависит от природы исходного сырья [52]. Эффективным гуминовым препаратом считают лигногумат (производят из лигносульфоната – отхода деревоперерабатывающей промышленности), который содержит высоко- и низкомолекулярные гуминовые соединения (70–80%), а также микроэлементы.

Имеются сведения и о положительном ремедиационном эффекте после совместного внесения в загрязненные почвы биоугля и гуминовых препаратов [15, 56]. Показано, что подвижность катионов Zn, Cd и Pb в аллювиальных почвах после внесения смеси лигногумата и биоугля уменьшалась значительнее по сравнению с их внесением по отдельности [15].

Изучено изменение показателей функционирования микробных сообществ агродерново-подзолистых почв разной степени гумусированности под влиянием загрязнения ТМ и обработки углеродсодержащими препаратами (биоуголь, лигногумат) в условиях модельного вегетационного эксперимента для оценки их биоиндикационной значимости и в целях обеспечения продуктивности растений. Задача эксперимента заключалась в анализе откликов микробных сообществ на основе их функциональных и структурных показателей (микробной биомассы, базального дыхания, метаболического коэффициента и функционального разнообразия) для оценки нарушенности почв под влиянием загрязнения ТМ и препаратов, обеспечивающих его уменьшение.

МАТЕРИАЛЫ И МЕТОДЫ

Исследовали пахотные (агро) горизонты агродерново-подзолистых почв тяжелосуглинистого гранулометрического состава (Albic Glossic Retisols (Loamic, Aric Cutanic, Ochric)) (Солнечногорский район, Московская область, территория Учебно-опытного почвенно-экологического центра МГУ имени М.В. Ломоносова “Чашниково”) двух участков, локализованных на расстоянии 1.1 км друг от друга (56°02′01.9° N/37°10′04.9° E и 56°01′41.7° N/37°11′04.3° E). Почва первого участка (1) характеризовалась высоким (С_орг 3.86%, сильногумусированная), второго (2) – низким (С_орг 1.30%, слабогумусированная) содержанием органического углерода. Образцы почв отбирали из верхнего (0–20 см) слоя пробных площадок (40 м²) методом “конверта” в начале мая 2019 г., усредняли смешиванием и доставляли в лабораторию (масса около 25 кг) для использования в вегетационном эксперименте (исходная влажность образца 35–40%).

В образцы почв вносили смесь водных растворов соли (10 мл/кг) меди (CuSO₄), цинка (ZnSO₄) и свинца (PbСl₂) для достижения концентрации Cu, Zn и Pb, равной 660, 1100 и 650 мг/кг почвы соответственно. Эти концентрации отвечали трем ориентировочно-допустимым концентрациям (ОДК) для каждого из этих элементов [5]. Помимо металлов в отдельные варианты опыта добавляли по отдельности и вместе углеродсодержащие препараты (биоуголь, лигногумат).

Биоуголь (продукт пиролиза древесины березы, фракции 2–8 мм, производитель ООО “Метаком”, Россия) добавляли в количестве 5% от массы почвенного образца. Биоуголь содержал С (88.2%), N, Н и S (0.44, 0.82 и 0.19%, соответственно), золу (2.8%), воду (3%); ${\text{p}}{{{\text{H}}}_{{{\text{CaC}}{{{\text{l}}}_{{\text{2}}}}}}}$ 8.9, отношение С/N = 21.4. Содержание катионов Cu, Zn и Pb в биоугле составляло не более 0.02% его массы. Лигногумат калия получен искусственной гумификацией лигносульфоната (производитель НПО “РЭТ”, Россия), его зольность составляла 40%, содержание С, N, Н, S и К – 37.3, 0.5, 3.72, 4.84 и 9.0% соответственно; C/N = 134.7, ${\text{p}}{{{\text{H}}}_{{{\text{CaC}}{{{\text{l}}}_{{\text{2}}}}}}}$ 9 (1% раствор), содержание гуминовых кислот – 58% органического вещества. Лигногумат хорошо растворим в воде, его водный раствор вносили в почву (0.25% ее массы).

Образцы почвы каждого участка были разделены на две равные части, в одну из которой вносили смесь водных растворов солей ТМ и тщательно перемешивали. Вторую часть почвы увлажняли водой (10 мл/кг), объем которой был равен таковому с солями ТМ. Влажность этих частей почвы составляла около 60% общей влагоемкости. Полученные таким образом образцы почвы оставляли на 7 сут при комнатной температуре для равномерного распределения воды и раствора солей ТМ. Затем почву 1 и 2, в которую были внесены вода или соли металлов, делили на 4 части (варианты), одна из которых служила контролем для углеродсодержащих добавок (биоуголь, лигногумат – отдельно и вместе) и ТМ. Подготовленные таким образом почвы (для каждой почвы восьми вариантов) инкубировали еще 7 сут при комнатной температуре. Затем почву каждого варианта (массой 2.5 кг) помещали в 3 вегетационных сосуда объемом 3 л (повторности). Варианты эксперимента для почв участков 1 и 2 следующие: контроль, биоуголь (Б), лигногумат (Л), биоуголь + лигногумат (БЛ), ТМ-контроль, ТМ + биоуголь (ТМБ), ТМ + лигногумат (ТМЛ), ТМ + биоуголь + лигногумат (ТМБЛ).

Для определения химических показателей почвы отбирали образцы каждого варианта, а затем сосуды с почвой засевали семенами горчицы белой Sinapis alba L. (10 семян на сосуд) и помещали в открытую теплицу (среднесуточная температура воздуха 16.8°C) на 30 сут. Влажность почвы на протяжении эксперимента регистрировали взвешиванием сосудов для последующего добавления воды. По окончании инкубации растения горчицы извлекали из сосудов для определения их биомассы, а образцы почвы – для изучения микробиологических показателей.

В образцах почвы определяли содержание органического углерода (С_орг) (ISO 14235:1998); общего (CNHS анализатор Elementar EL III), аммонийного (ГОСТ 26489-85, фотометр Hach DR 2800) и нитратного (ПНД Ф 16.1.8-98, хроматограф Dionex ICS 2000) азота (N_общ, ${\text{NH}}_{4}^{ + },$ ${\text{NO}}_{3}^{ - }$); подвижных соединений фосфора (Р) и калия (K) (метод Кирсанова, спектрометр Aglient 5110 ICP-OES) и валовых форм Cu, Zn и Pb (ФР.1.29.2006.02149, спектрометр Aglient 5110 ICP-OES). Значение рН водной вытяжки (почва : вода = 1 : 4) определяли потенциометрическим методом (рН метр Hanna HI2211-02).

Содержание углерода микробной биомассы (С_мик) определяли методом субстрат-индуцированного дыхания (СИД), как описано в работе [1]. Метод основан на дыхательном отклике почвенных микроорганизмов на внесение в почву легкодоступного субстрата (глюкозы), который пропорционален содержанию микробной биомассы [16]. Навеску почвы (3 г) помещали в стеклянный флакон (объем 15 мл), добавляли по каплям раствор глюкозы (0.2 мл/г) для получения ее результирующей концентрации 10 мг/г, закрывали герметично и инкубировали не менее 3 ч при 22°С. Затем из воздушной фазы флакона отбирали шприцом пробу воздуха (0.5 мл) и вводили ее в газовый хроматограф “КристалЛюкс 4000М” для измерения концентрации СО₂. Время инкубации почвы с глюкозой строго фиксировали. Скорость СИД (мкл CO₂/(г ч)) рассчитывали с учетом концентрации CO₂, объема газовой фазы флакона, навески почвенного образца и времени его инкубации. Содержание С_мик (мкг C/г почвы) определяли по формуле: СИД × 40.04 + 0.37 [16].

Базальное дыхание почвы (БД) измеряли аналогично определению СИД, только вместо раствора глюкозы в почву вносили дистиллированную воду и инкубировали 24 ч при 22°C, результат выражали в мкг С-СО₂/(г ч).

Рассчитывали отношение БД/С_мик, которое иллюстрирует удельное дыхание микробной биомассы (qСО₂) и характеризует экологический статус микробного сообщества почвы [2].

Растения горчицы белой извлекали с корнями из вегетационных сосудов каждого варианта эксперимента и высушивали до постоянного веса (105°С, 2 ч). Полученную таким образом сухую биомассу растений выражали в г/сосуд.

Функциональное разнообразие микробного сообщества оценивали методом МСТ (ФР.1.37.2010.08619; патент РФ № 23355432335543). Образец почвы (0.7 г) помещали в центрифужный стакан (объем 50 мл), добавляли 35 мл дистиллированной воды и помещали в шейкер Vortex (2 мин) для отделения клеток микроорганизмов от почвенных частиц. Затем суспензию центрифугировали (10 мин, 3000 об./мин) и отделяли супернатант, в который добавляли индикатор – трифенилтетразолий (2 мл на 20 мл супернатанта). Аликвоту супернатанта с индикатором (200 мкл) помещали в 96 лунок (ячеек) планшета “Эко-Лог”, в которые предварительно были внесены 47 тест-субстратов (сахара, аминокислоты, полимеры, нуклеозиды, соли органических кислот, спирты) и минеральная основа – контроль (две повторности для каждого субстрата и контроля). Планшеты инкубировали 72 ч при 28°С до появления в ячейках визуально регистрируемой красной окраски (восстановление трифенилтетразолия до формазана). Затем оптическую плотность каждой ячейки измеряли в диапазоне 510 нм программно-аппаратным комплексом “Эко-Лог”. Концентрация формазана и обусловленная им оптическая плотность ячейки определялись интенсивностью развития группы микроорганизмов, способной потреблять тот или иной субстрат [6]. На основе оптической плотности рассчитывали следующие показатели функционального разнообразия микробного сообщества [6, 7]: разнообразие (N), отражающее количество потребленных субстратов (от 0 до 47); удельную метаболическую работу (W) – сумму оптической плотности всех потребленных субстратов, деленную на их число (от 0 до 4000 ед., мера интенсивности потребления субстратов); коэффициент рангового распределения спектров потребления субстратов (d) в интервале от 0.01 до ≥2.00. Меньшее значение этого коэффициента характеризует “благополучие и стабильность” микробного сообщества почвы, а значит – оптимальные условия его функционирования, большее – “неблагополучие” и стресс [6, 7].

Статистическую обработку результатов – измерение биомассы растений, микробиологических (С_мик, БД) и химических показателей почвы – проводили в трех повторностях. Расчет С_мик, БД и химических показателей выполнен на вес сухой почвы (105°C, 2 ч). Субстратное тестирование – для смешанного образца (3 сосуда) каждого варианта исследуемых почв. Сравнение величин С_мик, БД, qCO₂ и биомассы горчицы между экспериментальными вариантами (биоуголь, лигногумат, ТМ) выполняли однофакторным дисперсионным анализом с последующим попарным множественным сравнением средних (тест Тьюки). Анализ главных компонент (ГК) выполнен на основе матрицы корреляций показателей С_мик, БД, qCO₂ и биомассы горчицы для экспериментальных вариантов почв двух участков. Предварительная подготовка данных для анализа ГК включала их масштабирование согласно формуле (x_i – среднее)/стандартное отклонение. Взаимосвязь между С_мик и биомассой горчицы оценивали корреляционным анализом (коэффициент корреляции Пирсона). Статистический анализ данных и их визуализация выполнены в программной среде R c помощью пакетов “FactoMineR”, “factoextra” (анализ ГК), “car” (однофакторный дисперсионный анализ) и “agricolae” (тест Тьюки).

Кластерный анализ образцов по спектру потребления субстратов проводили с использованием квадрата евклидова дистанционного сходства и процедур связи Варда, расчет показателей функционального разнообразия – с помощью программного обеспечения “Eco-log” [6] в программе Statistica 7.0.

РЕЗУЛЬТАТЫ

Химические показатели почвы. Содержание С_орг в пахотном горизонте сильногумусированной почвы участка 1 почти в 3 раза превышало таковое участка 2 (табл. 1). Содержание других биогенных элементов в почве 1 было также больше, чем в почве 2 (N_общ, N-${\text{NH}}_{4}^{ + },$ K – в 2–3 раза; Р – в 7.6). По содержанию N-${\text{NO}}_{3}^{ - },$ отношению С : N и значению рН исследуемые почвы различались незначительно. Содержание Cu, Pb и Zn в почве 1 было в 2.3–2.8 раза больше, чем в почве 2, однако оно существенно меньше их ОДК, что дает основание считать исследуемые почвы незагрязненными этими ТМ.

Внесение биоугля в исследуемые почвы увеличило содержание С_орг примерно на 4%, лигногумата – почти не оказало влияния на этот показатель. Значение рН почв с внесением биоугля и лигногумата практически не менялось по сравнению с контрольными вариантами.

Микробиологические показатели почвы. Содержание С_мик в исходной богатой С_орг почве 1 было в среднем почти в 2 раза больше такового в бедной (326 и 173 мкг С/г) (рис. 1, А). Внесение ТМ в исследуемые почвы значимо уменьшало (почти в 2 раза) содержание С_мик. Углеродсодержащие добавки в почвах 1 и 2 (без ТМ) не вызывали изменение величин С_мик, за исключением стимулирующего действия лигногумата в почве 2. Внесение углеродсодержащих препаратов в почвы с ТМ не привело к значимому изменению С_мик этих вариантов.

Рис. 1.

Углерод микробной биомассы (С_мик, А) и скорость базального дыхания (БД, Б) в агродерново-подзолистых почвах (0–20 см) с разным содержанием органического углерода (С_орг) и способов обработки. Обозначения здесь и далее на рисунках: контроль (К), биоуголь (Б), лигногумат (Л), Б + Л (БЛ), тяжелые металлы (ТМ), ТМ + Б (ТМБ), ТМ + Л (ТМЛ), ТМ + Б + Л (ТМБЛ). Среднее ± стандартная ошибка среднего (n = 3); величины с разными буквами различаются значимо (p ≤ 0.05) для каждого показателя и значения С_орг отдельно (p ≤ 0.05, критерий Тьюки).

Скорость БД в исходных почвах 1 и 2 составила в среднем 0.53 и 0.46 мкг С-СО₂/(г ч) соответственно (рис. 1, Б). ТМ в почве 1 не оказали значимого влияния на скорость БД, а в почве 2 – уменьшали ее в 2.1 раза. Внесение биоугля и лигногумата (отдельно и в смеси) в загрязненные ТМ почвы не вызвало значимых различий скорости БД по сравнению с вариантами только с ТМ. В незагрязненных ТМ почвах биоуголь и лигногумат также не влияли значимо на этот показатель, за исключением варианта их совместного внесения в почву 2 (увеличение БД почти на 40%).

В контрольных вариантах почвы 1 показатель qCO₂ был почти в 1.7 раза меньше такового почвы 2, что свидетельствует о “худшем” функционировании микробного сообщества последней (рис. 2). Внесение ТМ, в том числе и с углеродсодержащими добавками, вызвало в основном значимое увеличение qCO₂ в почве 1 и не значимое – в почве 2. Биоуголь и лигногумат не вызывали значимых изменений этого показателя в исходных почвах, однако смесь этих добавок в почве 2 способствовала значимому увеличению qCO₂ по сравнению с контрольным вариантом (в среднем на 43%), а в почве 1 – нет.

Рис. 2.

Удельное дыхание микробной биомассы (qCO₂) агродерново-подзолистой почвы (0–20 см) с разным содержанием органического углерода (С_орг) и способов обработки.

Взаимосвязь микробных показателей (С_мик, БД, qCO₂) и биомассы растений в образцах почв с тяжелыми металлами и углеродсодержащими добавками. Добавка смеси ТМ (ZnPbCu) подавляла развитие растений: в сильногумусированной почве 1 с 1.38 ± 0.05 (контроль) до 0.40 ± 0.13 г сухой биомассы с. в./сосуд, а в слабогумусированной почве 2 с 0.68 ± 0.09 (контроль) – до полной гибели проростков растений. В незагрязненных образцах (без ТМ) внесение биоугля уменьшало биомассу растений в почве 1 до 0.77 ± 0.05, лигногумата – до 0.70 ± 0.11, в почве 2 биоуголь уменьшал количество фитомассы до 0.46 ± 0.11, а лигногумат повышал ее на 22% – до 0.83 ± 0.14, однако это изменение оказалось незначимым. Добавки углеродсодержащих препаратов не повлияли на токсичность слабогумусированной почвы с ТМ и незначительно изменили показатели сухой биомассы в загрязненной ТМ почве 1: биоуголь несколько увеличил их до 0.47 ± 0.05, лигногумат – уменьшил до 0.28 ± 0.06, а при совместно внесенных биомасса была близка к контролю – 0.41 ± 0.13.

Анализ, проведенный методом главных компонент (ГК), позволил обобщить и выявить закономерности в изменении изученных свойств почвенной микробиоты и ее способности обеспечивать развитие растений при внесении ТМ и углеродсодержащих препаратов. Показано, что первые две ГК являются наиболее значимыми (собственные значения >1) и объясняют суммарно 95% общей изменчивости экспериментальных данных (рис. 3).

Рис. 3.

Проекция показателей (С_мик, углерод микробной биомассы; БД, базальное дыхание; qCO₂, удельное дыхание микробной биомассы; биомасса растений горчицы) агродерново-подзолистых почв разной гумусированности на первую и вторую главные компоненты (ГК).

ГК 1 отражает преимущественно градиент изменения С_мик и растительной биомассы в почвах с разными вариантами обработки (R² = 0.69 и 0.67), а ГК 2 – qCO₂ (R² = 0.55). Вдоль ГК 1 показана четкая дифференциация почв с ТМ (слева) и без их внесения (справа). Распределение почв вдоль ГК 2 связано преимущественно с внесением биоугля и лигногумата. Анализ выявил также, что биомасса горчицы наиболее тесно коррелировала с содержанием С_мик почвы (коэффициент корреляции Пирсона r = 0.81, p < 0.001).

Функциональное разнообразие микробного сообщества. Количественные показатели функционального разнообразия микробных сообществ почв с разным содержанием С_орг представлены на рис. 4. Число потребляемых субстратов микробным сообществом (N) почвы 1 оказалось больше, чем почвы 2, оно составило 37 и 11 соответственно. ТМ вызвали заметное уменьшение функционального разнообразия в почве 2 (всего 6 потребленных субстратов), а в почве 1 оно почти не менялось. Добавка углеродсодержащих препаратов в загрязненную ТМ почву 2 заметно увеличила ее микробное функциональное разнообразие, причем лигногумат его практически восстановил до исходного уровня (с 6 до 11), а в сочетании с биоуглем – повысил еще больше (с 6 до 16). В почве 1 с ТМ биоуголь способствовал лишь незначительному изменению показателя N (с 37 до 40), лигногумат – не оказал видимого эффекта, а совместное применение этих добавок – даже уменьшило показатель N до 32. В почве 2 (без ТМ) внесение органических добавок способствовало увеличению микробного разнообразия (N = 28 и 32 для биоугля и лигногумата). В почве 1 (без ТМ) эффект от внесения лигногумата и биоугля был сглажен (N = = 40), а при совместном – разнообразие почти не менялось по сравнению с контролем.

Рис. 4.

Показатели функционального разнообразия микробных сообществ агродерново-подзолистых почв (слой 0–20 см) с высоким (1) и низким (2) содержанием С_орг и разными способами обработки. Обозначения здесь и на рис. 5: N – количество потребленных субстратов, ед.; W – удельная метаболическая работа, отн. ед.; d – коэффициент рангового распределения спектра потребления субстратов.

Метаболическая работа микробного сообщества (W) в почве 2 составила 1500 единиц, а в почве 1 – более 2200. ТМ вызывали уменьшение показателя W в бедной С_орг почве 2 почти в 2 раза, а в богатой – лишь слабо стимулировали (~ на 100). Внесение ТМ и органических добавок в почву 2 не способствовали увеличению W, однако в почве 1 – слабо повышали этот показатель (на 200–300 ед.). В незагрязненных ТМ вариантах обеих почв внесение биоугля и лигногумата приводило к увеличению показателя W. В почве 1 биоуголь и лигногумат способствовали увеличению W всего на 100 ед., а при их комбинации – уже на 700 (до наибольшего значения, ~3000). В почве 2 биоуголь увеличивал показатель W на 200 ед., а лигногумат– не влиял, однако их совместное внесение способствовало существенному его повышению (~ на 500 ед.).

Функционирование микробного сообщества в сильногумусированной почве 1 можно характеризовать как более стабильное (d = 0.29) по сравнению со слабогумусированной почвой 2 (d = 1.38). Загрязнение ТМ слабогумусированной почвы 2 вызвало заметное увеличение этого коэффициента – до 2.03, что свидетельствует о возрастании “нестабильности” функционирования ее микробного сообщества, однако в сильногумусированной почве 1 этот коэффициент менялся незначительно (d = 0.20). В почве 2, загрязненной ТМ, внесение биоугля способствовало большему снижению коэффициента d (с 2.03 до 0.96), а лигногумата – меньшему (с 2.03 до 1.54). В почве 1 с ТМ и углеродсодержащими препаратами также отмечали уменьшение этого коэффициента (биоуголь – с 0.20 до 0.05, лигногумат – до 0.19, совместно – до 0.13).

В целом внесение биоугля и лигногумата способствовало уменьшению коэффициента во всех вариантах исследуемых почв, что может свидетельствовать об увеличении стабильности (устойчивости) микробных систем исследованных почв к внешним воздействиям.

Кластерный анализ результатов метода МСТ позволил дифференцировать микробное сообщество исследованных почв по спектрам потребляемых субстратов (рис. 5). Выделено 2 крупных кластера, соотносящихся с содержанием С_орг. Влияние загрязнения ТМ наиболее выражено в слабогумусированной почве 2, варианты которой четко выделяются в отдельный подкластер.

Рис. 5.

Кластеризация образцов почв с высоким (1) и низким (2) содержанием С_орг по спектрам потребления субстратов (евклидово расстояние, метод Варда).

ОБСУЖДЕНИЕ

Комплексное загрязнение тяжелыми металлами (Cu 660, Zn 1100 и Pb 650 мг/кг) агродерново-подзолистой почвы, различающейся по содержанию С_орг, привело к изменению ее микробиологических показателей, выраженному в уменьшении микробной биомассы и скорости базального дыхания, в увеличении микробного метаболического коэффициента (qCO₂)_. Полученные результаты экспериментов согласуются с таковыми при внесении в солонцеватую почву в модельном опыте низких и высоких доз Cd и Pb [51].

Показатели почвенного дыхания, в том числе и эмиссия CО₂ почвы, используются в ряде стран в качестве индикаторов ее экологического состояния [30, 33, 37]. Отмечают, что загрязнение почв ТМ и металлоидами вызывает замедление деструкционных процессов, уменьшение интенсивности выделения СО₂ и активности ферментов (полифенолоксиды, дегидрогеназы и липазы) [54]. Однако низкие концентрации некоторых ТМ могут стимулировать развитие микроорганизмов, выступая, в частности, как коферменты.

Индикаторная ценность функциональных микробиологических показателей зависит, очевидно, от почвенных условий, среди которых большое значение имеет содержание гумуса. Показано, что изменение микробных показателей почв разной гумусированности различается. В слабогумусированной почве полиметаллическое загрязнение вызвало угнетение микробной биомассы более чем в 2 раза, а в сильногумусированной – менее чем на треть. Однако заметное снижение БД отмечено только для слабогумусированной почвы с ТМ, а возрастание qCO₂, напротив, – в сильногумусированной.

Показано, что под действием ТМ в почвах происходит наиболее существенное изменение в содержании микробной биомассы, причем независимо от внесения органических добавок (рис. 3). Имеются сведения, что внесение биоугля (0.5, 1 и 3%) в почву (верхний (0–20 см) слой, модельный эксперимент) не приводит к значимым изменениям БД, биомассы микроорганизмов и qCO₂ [47], что, в свою очередь, вызывает избыточную почвенную эмиссию СО₂ [35, 41]. В нашем эксперименте содержание микробной биомассы исследуемых почв значимо коррелирует с развитием растений (рис. 3), что повышает биодиагностическую ценность этого микробного показателя, в том числе для характеристики их плодородия [50].

Биоуголь и лигногумат влияли на функционирование микробного сообщества исследуемых почв неодинаково. Так, лигногумат оказывал в основном более выраженное стимулирующее действие на микробные показатели по сравнению с биоуглем. Различие эффекта биоугля и лигногумата можно объяснить разными механизмами их действия на почву. Влияние лигногумата обусловлено его способностью стимулировать развитие почвенных микробных сообществ за счет поступления питательных элементов – азота, калия [20] и тем самым способствовать увеличению численности почвенных микроорганизмов, активности ферментов [14], эмиссии СО₂, процессов азотфиксации и денитрификации [12]. Способность биоугля улучшать плодородие почвы агроценозов связывают с увеличением скорости катионного обмена из-за высокого рН и уменьшением поглощения ТМ сельскохозяйственными культурами. Кроме того, внесение биоугля в почву приводит к существенному уменьшению содержания обменных форм ТМ [42], и это происходит за довольно короткий период. Так, содержание растворимой формы Cd в почве после внесения биоугля уже на 12-е сутки сократилось почти на 80%, а Zn и Cd в почвенном растворе – почти на 90% [26].

Положительный эффект биоугля на скорость БД отмечен только в сочетании с лигногуматом (рис. 1). Их синергетическое действие показано для дерново-подзолистой почвы, которое проявлялось стимулированием БД, уменьшением коэффициента qCO₂, подвижности катионов Cu и токсичности для растений Sinapis alba и тест-культуры Daphnia magna [15].

Функциональное разнообразие микробных сообществ, оцененное на основании спектров потребления субстратов, показало высокую индикаторную значимость метода МСТ при оценке почв, в том числе и загрязненных ТМ [7, 53]. В ходе кластерного анализа спектров потребления органических субстратов микробными сообществами исследованных почв выделены 2 большие группы, включающие образцы со сходным содержанием гумуса (рис. 5). При этом эффект полиметаллического загрязнения более четко прослеживается для слабогумусированной почвы, в которой варианты с ТМ и без них выделены, в свою очередь, в отдельные группы. Именно в слабогумусированной почве действие металлов оказалось губительным для тест-растений горчицы (гибель на стадии прорастания семян). Таким образом, слабогумусированная почва с истощенными питательными ресурсами оказалась более чувствительной к действию токсикантов (наблюдалось уменьшение функционального разнообразия и устойчивости микробного сообщества).

В сильногумусированной почве с исходно высокими показателями микробного сообщества и его функционального разнообразия токсический эффект ТМ выражен слабее, чем в слабогумусированной. При этом внесение биоугля, в том числе и в комбинации с лигногуматом, “оптимизировало” показатели микробного сообщества.

Со времени публикации первых схем и инструментов оценки и мониторинга качества почвы в 1990-х годах появилось более 60-ти национальных и региональных подходов, разработанных преимущественно в Северной Америке, Европе и Китае [23]. Основное внимание в этих подходах уделено характеристике плодородия почв, которую рассматривают как их способность обеспечивать питательными элементами и водой растения (www.fao.org). В связи с этим некоторые авторы [36] считают необходимым дополнить характеристику качества почв, оптимального для роста сельскохозяйственных культур, показателями биоразнообразия и функциональной активности почвенной микробиоты.

Почвенные организмы играют ключевую роль в функционировании почвы, поэтому биологические и биохимические показатели важны для современных подходов ее оценки [9, 17]. Более того, некоторые авторы подчеркивают, что оценка биологических показателей качества почвы необходима для понимания взаимосвязи ее абиотических свойств, экологических функций и продуктивности надземной растительности [34]. Тем не менее, биологические показатели все еще недостаточно представлены в системах оценки качества почвы. Они пока ограничиваются такими показателями “черного ящика” как микробная биомасса и почвенное дыхание [23].

Полученные данные в целом согласуются с положениями о том, что микробиологические показатели (например, микробная биомасса) могут служить индикаторами экологического состояния почв [24]. При этом очевидна необходимость дифференцирования степени надежности и информативности разных показателей функционирования микробиоты для мониторинга и оценки почв. Обобщая полученные результаты, можно заключить, что такие микробные характеристики почв, как базальное дыхание и метаболический коэффициент, имеют меньшую индикационную ценность по сравнению с показателями микробной биомассы и функционального разнообразия микробного сообщества. Этот факт можно объяснить тем, что при нарушении или стрессе почвенное микробное дыхание одних видов микроорганизмов может быть подавлено, а других – даже стимулировано.

Итак, результаты исследования показали, что структурные и функциональные микробные маркеры, выявленные методом МСТ, и содержание углерода микробной биомассы предоставляют более значимую информацию об изменении микробного сообщества почвы, в том числе и в условиях их загрязнения ТМ, по сравнению с дыхательной микробной активностью и показателем его экофизиологического состояния.