Почвоведение, 2022, № 1, стр. 55-67

ВВЕДЕНИЕ

Известно, что почва является одним из основных компонентов биосферы и тесно связана как с атмосферой, так и с гидросферой. Изменение химических и физических свойств почв неизбежно отражается на численности и составе почвенной микробиоты, основная функция которой – деструкция органических веществ и обеспечение нормального существования биоценозов и экосистемы в целом. Кроме того, эффективно функционирующая почвенная микробиота обусловливает самоочищающую способность почв, благодаря которой возможно восстановление нарушенных территорий без участия человека [10].

Микробиота арктических регионов отличается от микробиоты более южных районов рядом специфических черт, обусловленных особенностями среды их обитания: мезо- и психротолерантностью, олиготрофностью, низким видовым разнообразием, высокой продуктивностью микобиоты в течение полярного лета, уменьшением диаметра грибного мицелия, редукцией жизненного цикла и доминированием форм стерильного мицелия среди культивируемых грибов [19, 33, 34].

Непосредственное влияние на формирование сообществ микроорганизмов тундрово-глеевых почв оказывают такие их свойства, как: 1 – небольшая интенсивность минерализации и гумификации растительных остатков, с чем связано преобладание грубого гумуса в верхних горизонтах почв; 2 – неблагоприятные для биоты химические свойства – высокая кислотность верхних горизонтов, бедность обменными основаниями и низкая емкость катионного обмена; 3 – относительно невысокая адсорбирующая поверхность почв, содержащих в своем составе в основном песчаные частицы; 4 – высокая степень увлажнения; 5 – небольшой объем фитомассы, бедной минеральными элементами и азотом и отягощенной трудноразлагаемыми соединениями [5, 9].

Хозяйственно-бытовая и производственная деятельность человека приводят к изменению химических и физических свойств почв, что в свою очередь оказывает влияние на численность и структуру сообществ микроорганизмов и может снижать способность загрязненной территории к восстановлению [3]. Особенно остро это проявляется в урбанизированных районах Арктики и Субарктики, где наложение антропогенных процессов на естественные процессы почвообразования приводит к резкому снижению биологической активности почв [40]. Восстановление почвенного покрова после сокращения или даже прекращения антропогенного воздействия на участках поселений в условиях Севера происходит крайне медленно и зачастую требует проведения рекультивации.

Цель работы – оценка биологической активности и химических свойств антропогенно-измененной почвы южных гипоарктических тундр на территории расселенного поселка Беринговский в Чукотском автономном округе.

ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ

Характеристика района исследований. Район исследований – территория расселенного поселка Беринговский и одноименного морского порта, расположенного в бухте Угольная Анадырского залива Берингова моря. Постоянного населения в поселке нет более 20 лет. На территории порта осуществлялось складирование и погрузка угля, добываемого на шахте Нагорная. В процессе эксплуатации (1941–2015 гг.) на месторождении добыто более 16 млн т рядового угля марки Г (среднезольного, среднесернистого, среднешлакуемого с высокой загрязняющей способностью; по склонности к окислению отнесен к неустойчивым с повышенной активностью к окислению) [4]. Уголь в течение зимнего периода складировался в накопительные склады, а в летнюю навигацию поставлялся потребителям. С 2015 г., после закрытия шахты Нагорная, прекращены работы по перевалке угля в порту. В результате длительного антропогенного воздействия в районе исследования отмечается сильное изменение почвенно-растительного покрова.

По ботанико-географическому районированию исследованная территория относится к подзоне южных гипоарктических тундр (кустарничковые олиготрофные тундры с ерником, на горных склонах нередки заросли ольховника) на границе с подзоной средних гипоарктических тундр (с содоминированием гипоарктических и арктоальпийских кустарничков) [32].

В районе исследования преобладают тундровые торфянисто-глеевые почвы (Histic Reductaquic Cryosols). Названия почв даны по Мировой реферативной базе почвенных ресурсов (World reference base – WRB) [27]. Эти почвы развиваются на моренных, морских и древнеаллювиальных отложениях тяжелого или среднего гранулометрического состава: глинах и суглинках. Одним из наиболее существенных факторов, влияющих на образование тундровых почв, является наличие многолетней мерзлоты на небольшой глубине, что ведет к замедлению химических и биологических процессов превращения почвенных минералов и органических остатков [14, 22, 28].

Почвы исследованных участков относятся к описанному выше типу и имеют простое строение: А₀ – оторфованная подстилка мощностью несколько сантиметров, состоит из полуразложившихся остатков мхов, лишайников и листьев; Al_g – грубогумусово-аккумулятивный горизонт, оглеенный, серый или темно-серый, неясно оструктуренный, со слабыми признаками комковатости, рыхлый, мощностью 5–7 см; G – глеевый минеральный горизонт, серовато-сизый, бесструктурный, плотный. Переход в почвообразующую породу на глубине 40–60 см.

Отбор образцов. Отбор почвенных образцов проводили в октябре 2018 г. на трех участках, расположенных на территории бывшего поселка, и на условно фоновом участке в трехкратной повторности из органогенного слоя почвы 0–5 см (табл. 1, рис. 1). Участки находились на разном удалении от источников загрязнения (угольный склад и бывшая котельная поселка) и имели различную степень нарушенности.

Рис. 1.

Участки отбора почвенных образцов здесь и далее: 1–3 – территория поселка Беринговский; 4 – условно фоновая территория.

Определение химических свойств почвы. Для оценки загрязнения почвы тяжелыми металлами (Сu, Ni, Pb, Zn, Fe, Mn) использовали значения гигиенических нормативов СанПиН1.2.3685-21 и условно фоновых концентраций. Для оценки качества почвы и ее обеспеченности макроэлементами анализировали содержание С, N, Ca, Mg, K, Na, Al. Почвенные образцы высушивали при комнатной температуре, удаляли все включения и новообразования (в том числе корни растений), а затем просеивали. Аналитической обработке подвергали мелкозем (фракция <1.0 мм). Химический анализ почвы выполняли согласно общепринятым методам [2].

Актуальную кислотность (рН) в органогенном горизонте почвы измеряли потенциометрически в водной суспензии согласно ГОСТ 26423-85, используя соотношение почвы и вытеснителя как 1 : 25. Обменную кислотность определяли в вытяжке 1 M КС1 по методу А.В. Соколова, гидролитическую кислотность – в вытяжке 1 М CH₃COONH₄ (pH 7.0) [38]. Использовали те же соотношения почвы и вытеснителя, что и при определении pH. Полученные суспензии оставляли на ночь, затем встряхивали в течение 2 ч на ротаторе и фильтровали. Для определения содержания доступных соединений элементов питания образцы почвы обрабатывали 1 М CH₃COONH₄ (pH 4.65) [42]. Для почвенных образцов использовали те же соотношения почвы и вытеснителя, что и при определении pH. Концентрации подвижных форм элементов (Al, Fe, Ca, Mg, K, Mn, Zn, Cu, Ni, Na) определяли методом атомно-абсорбционной спектрофотометрии, содержание N – по методу Къельдаля, содержание углерода органических соединений – по методу Тюрина.

Аналитические исследования почвенных проб проведены в Центре коллективного пользования физико-химических методов анализа Федерального государственного бюджетного учреждения науки Института проблем промышленной экологии Севера Федерального исследовательского центра “Кольский научный центр”.

Оценка степени химического загрязнения почвы выполнена в соответствии с СанПиН 1.2.3685-21, которые устанавливают требования к качеству почв населенных мест и соблюдение гигиенических нормативов при эксплуатации объектов различного назначения, в том числе тех, которые могут оказывать неблагоприятное воздействие на состояние почв.

Определение микробиологических параметров. Микробиологические анализы выполняли стандартными методами: посевом на плотные селективные питательные среды и прямым микроскопированием [13]. Численность культивируемых сапротрофных бактерий изучали на мясо-пептонном агаре, численность олиготрофных бактерий – на слабоминерализованной среде Аристовской; численность энтеробактерий – на специализированной лактозо-пептонной среде и среде Кода. Оценка санитарного состояния почвы и грунта проводилась в соответствии с СанПиН 2.1.3684-21. Численность грибов-сахаролитиков выявляли методом посева на сусло-агар с добавлением молочной кислоты для подавления роста бактерий. Расчеты численности культивируемых бактерий и грибов проводили на абсолютно сухую почву, высушенную при 105°С до постоянного веса.

Учитывая климатические условия изучаемой территории, учитывали численность разных групп микромицетов по отношению к температурному фактору. Психрофилы инкубировали при температуре 5°С, мезофилы – при 27°С, термофилы – при 37°С. Термофильные грибы изучали с целью выявления условно-патогенных (оппортунистических) видов, которые могут представлять опасность для здоровья населения, вызывая различные заболевания.

Анализ таксономического разнообразия грибов выполняли на основе культурально-морфологических признаков с использованием определителей [35]. Видовые названия уточняли по базе данных Index Fungorum (2021 г.).

Общую численность и биомассу бактерий, а также биомассу и длину мицелия микроскопических грибов изучали методом флуоресцентной микроскопии (Olympus CX41) с использованием темноокрашенных поликарбонатных фильтров Nucleopor Вlack с диаметром пор 0.2 мкм и красителя акридиновый оранжевый – для бактерий и фильтров с диаметром пор 0.8 мкм и красителя FITC – для грибов по методике Olsen, Нovland [42].

Для исследования таксономического состава цианобактериально-водорослевых ценозов использовали метод посева почвенного мелкозема и почвенной суспензии на агаризованную среду, а также культивирование в жидких питательных средах 3N-BBM и Z8 [6]. Определение видов проводили в накопительных или чистых, полученных методом выделения с помощью стеклянных капилляров, культурах. Идентификацию осуществляли по культурально-морфологическим признакам с использованием микроскопа Olympus CX41 с камерой Jenoptik ProgRes при увеличении ×1000 с масляной иммерсией по классическим определителям [1, 36]. Для уточнения названий видов водорослей и их систематической принадлежности использовали электронную базу данных Algaebase [37].

Графы сходства видового состава комплексов микроскопических грибов и цианобактериально-водорослевых ценозов почвы изучаемых участков строили на основе коэффициентов Серенсена–Чекановского (средние расстояния) с помощью программного модуля “GRAPHS” [23].

Определение ферментативной активности почвы. Оценивали три гидролитических (инвертаза, уреаза, фосфатаза) и один окислительно-восстановительный (дегидрогеназа) ферменты.

Активность инвертазы в почве определяли колориметрически по методу Хоффмана и Паллауфа, основанном на способности глюкозы и фруктозы, образующихся в результате гидролиза сахарозы, восстанавливать CuO до Cu₂O [25]. Дегидрогеназную активность устанавливали колориметрическим методом, основанном на восстановлении бесцветной соли 2,3,5-трифенилтетразолия хлорида до красного трифенилформазана [7, 25]. Активность фосфатазы оценивали колориметрически по методу Дубовенко, используя в качестве субстрата фенолфталеин фосфат натрия [11, 25]; активность уреазы – колориметрически с реактивом Несслера по методу Щербаковой [25].

Статистическая обработка данных. Математическую обработку проводили с помощью общепринятых статистических методов с использованием пакетов программ Microsoft Excel и Statistica. Для сравнения химических свойств почв на различных участках применяли непараметрический дисперсионный анализ Краскела–Уоллиса (Н-критерий).

РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ

Кислотность и химический состав почвы. Кислотность почвы на территории поселка достигала значений 6.2–7.4 единиц рН, в то время как значение рН условно фонового участка 5.2 (табл. 2) (Н_3,12 = 9.63, p < 0.05), что соответствует показателям для тундровых торфянисто-глеевых почв данного региона [26].

Гидролитическая кислотность (Hг) почвы на территории поселка варьировала от 6.63 (на участке 2) до 68.10 (на участке 3), что в 2 и более раза меньше по сравнению с условно фоновыми значениями (Н_3,12 = 10.38, p < 0.05). Снижение гидролитической кислотности обусловлено, вероятно, уменьшением содержания органического вещества вследствие нарушения растительного покрова, прекращения поступления свежего растительного опада, а также развития эрозионных процессов и деградации органогенного горизонта почвы на участках 1, 2 и 3. Аналогичная закономерность была выявлена в почвах Мурманской области в условиях атмосферного загрязнения выбросами медно-никелевого предприятия [16].

Обменная кислотность (ОК) (Н_3,12 = 10.38, p < < 0.05), содержание обменного водорода (H_обм) (Н_3,12 = 10.42, p < 0.05) и обменного алюминия (Al_обм) (Н_3,12 = 10.42, p < 0.05) антропогенно-нарушенной почвы характеризуются чрезвычайно низкими значениями, что может свидетельствовать о замедлении процессов биогенного кислотообразования в почве обследованной территории и поступлении в почву оснований.

Почва на территории поселка характеризуется низким содержанием биогенных элементов, натрия (Н_3,12 = 10.76, p < 0.01) и алюминия (Н_3,12 = = 10.38, p < 0.05), но высоким содержанием кальция (Н_3,12 = 10.42, p < 0.05) (табл. 3), что непосредственно связано с уменьшением кислотности на этих участках.

Проведено сравнение содержания подвижных форм меди, никеля и свинца в органогенном горизонте почвы со значениями ПДК. Содержание меди превышает значения ПДК (3.0 мг/кг) на участке 1. На участках 2 и 3 превышения ПДК не зафиксировано, но отмечено многократное увеличение концентрации меди по сравнению с условно фоновой территорией (Н_3,12 = 10.76, p < 0.01). Превышение ПДК подвижных форм цинка (23 мг/кг) выявлено только в почве на участке 3. Концентрации подвижных форм никеля в антропогенно-нарушенной почве превышают условно фоновые значения (0.03–0.20 мг/кг) (Н_3,12 = 10.38, p < 0.05), но существенно меньше максимально допустимых значений ПДК (4.0 мг/кг). Концентрации подвижных форм свинца в почвах обследованной территории не превышают условно фоновых значений (2.09–5.62 мг/кг) и максимально допустимых значений ПДК (6 мг/кг). Содержание марганца в почве на всех антропогенно-трансформированных участках превышает фоновые значения в 6–64 раза (Н_3,12 = 9.73, p < 0.05). Максимальная концентрация железа отмечена на участке 1 и превышает фоновые значения в 2.5 раза (Н_3,12 = 10.38, p < 0.05).

Максимальное содержание железа, меди и никеля отмечены в почве на участке 1, который находится вблизи бывшей котельной поселка. Высокое содержание меди отмечено также в почве на участке 2, расположенном вблизи бывшего жилого дома. Можно предположить, что основной причиной загрязнения почвы в поселке стала эксплуатация угольной котельной, а именно загрязнение почвы продуктами сгорания угля и вымывание солей тяжелых металлов из золошлакоотвала [18, 24, 29], а также длительное захламление территории поселка металлическим ломом в большом количестве.

В почве на участке 3, расположенном вблизи угольного склада порта Беринговский, отмечено наибольшее из обследованных участков содержание цинка и марганца, что может быть следствием вымывания этих металлов из массы угля при его длительном хранении на открытом складе. Кларковое содержание марганца в углях составляет 100 ± 6 и 75 ± 5 г/т для бурых и каменных углей соответственно. При этом были выявлены обогащенные рассматриваемым элементом угли России (1.0–1.69 кг/т), Испании (1.48 кг/т), Украины (1.64 кг/т) и некоторых других стран [31]. Товарные угли России также характеризуются широким диапазоном концентраций цинка. Его содержание в отдельных шахтах Сахалинского бассейна составляет 800 г/т [12]. Высокое содержание данных металлов в почве также тесно связано с количеством в ней органического вещества, которое способно связывать их в устойчивые формы [15]. Их повышенное содержание на участке 3 может быть обусловлено более высоким содержанием органического вещества в почве этого участка.

Характер распределения тяжелых металлов в почве на территории поселка позволяет предположить, что основной вклад в загрязнение почвы внесла длительная эксплуатация котельной на угле со средней и высокой зольностью, и размещение на территории порта угольного склада. Это привело к накоплению в почве меди, никеля, марганца и цинка. Неравномерное распределение загрязняющих веществ на территории населенных пунктов, расположенных вблизи объектов угольной промышленности, было отмечено в работе других исследователей [24].

Биологическая активность почвы. Повышенные концентрации элементов-загрязнителей и изменение почвенной кислотности могут обуславливать снижение биологической активности антропогенно-трансформированной почвы [3].

Активность почвенных ферментов. Почва территории поселка Беринговский обладала меньшей ферментативной активностью по сравнению с фоновой почвой. В почве участков 1 и 2 отмечена очень низкая активность гидролитических ферментов инвертазы и уреазы, участвующих в углеводном и азотном обмене (рис. 2). Активность инвертазы не превышала 0.59 ± 0.07 мг глюкозы/г, активность уреазы – 0.91 ± 0.11 мг NH₄/г. Активность фосфатазы, которая осуществляет биологическую мобилизацию органического фосфора, была минимальной в почве участка 2 (0.21 ± 0.03 мг ФФ/г).

Рис. 2.

Активность фосфатазы (мг ФФ/г за 18 ч), уреазы (мг NH₄/г за 18 ч), инвертазы (мг глюкозы/г за 18 ч) и дегидрогеназы (мг ТФФ/10 г за 24 ч) в образцах почвы. Планками погрешностей обозначена ошибка среднего.

Активность дегидрогеназы, которая является показателем интенсивности микробиологического разложения веществ, на этих участках была в 2.4 раза меньше, чем в почве условно фонового участка.

Почва на участке 3, который находился вблизи угольного склада, характеризовалась более высокими значениями активности инвертазы и уреазы – 11.39 ± 1.50 мг глюкозы/г и 6.69 ± 0.82 мг NH₄/г соответственно. Активность фосфатазы сопоставима с условно фоновым значением и составляла 0.44 ± 0.05 мг ФФ/г. Дегидрогеназная активность составляла 1.36 мг ТФФ/10 г, что в 1.7 раза ниже, чем в почве фонового участка.

Таким образом, по шкале сравнительной оценки биологической активности почв на основе активности ферментов [8] почвы участков 1 и 2 относятся к категории с очень слабой биологической активностью, а почвы с участка 3 и с фонового участка – к категории со средней биологической активностью.

Бактерии. Численность культивируемых сапротрофных бактерий в тундровых торфянисто-глеевых почвах побережья Чукотки невысокая, колеблется в пределах от 330 тыс. кл/г до 4.4 млн кл/г. Численность бактерий олиготрофной группы изменяется от 528 тыс. кл/г до 5.4 млн кл/г. Во всех образцах олиготрофы преобладают над сапротрофами (табл. 4). Как известно, олиготрофы составляют значительную часть микробиоты в почве, в которую поступает свежее, бедное азотом органическое вещество. Численность олигонитрофилов в микробных ценозах доходит до максимума в подзолистых и тундрово-глеевых почвах, что свидетельствует о большой роли этой группы бактерий в генезисе почв данного ряда. Также высокая численность мелкоколониальных олиготрофных форм является адаптивным признаком урбаноземов, имеющих повышенные щелочность среды и концентрации подвижных форм тяжелых металлов [3, 20]. Наибольшего значения численность бактерий достигает в почве участка 3 на территории поселка. Этот участок отличается наличием мохового покрова и самым высоким значением pH (табл. 2) – условиями, более благоприятным для развития бактерий. Численность всех трофических групп бактерий в антропогенных грунтах на территории поселка достоверно больше, чем в образце тундрово-глеевой почвы условно фонового участка, за исключением участка 1, отличающегося наиболее сильным изменением органогенного горизонта и растительных сообществ.

Бактерии, способные к росту на питательных средах, являются наиболее реакционным компонентом бактериоценоза и способны быстро отзываться на изменения окружающей среды. Их реакция может выражаться как в изменениях структуры сообщества, включая изменения соотношения количества эколого-трофических групп, так и в величине размаха кратковременных колебаний численности. Как правило, с повышением уровня загрязненности среды, возрастает доля культивируемых форм бактерий. Метод флуоресцентной микроскопии позволяет учитывать как живые, так и мертвые клетки всех групп бактерий, по разным данным составляющие от 30 до 40% от общего числа клеток, в том числе и некультивируемых на питательных средах, за исключением ультрамелких форм бактерий [20]. Значения общей численности и биомассы бактерий, полученные методом прямого счета, демонстрируют лишь незначительное их превышение в почве участка 3, в то время как численность культивируемых форм бактерий на данном участке на порядок превышает таковую в почве фоновой территории.

Так как почва является одной из главных составляющих природной среды обитания человека, контроль микробиологического загрязнения урбаноземов очень важен с точки зрения инфекционной опасности для здоровья человека.

Энтеробактерии выделены во всех исследуемых образцах, в том числе в почве условно фоновой территории. Однако бактерии группы кишечной палочки, культивируемые на специализированной лактозо-пептонной среде, обнаружены только в почве на территории поселка.

Титр бактерий группы кишечной палочки позволяет отнести почвы на территории поселка к умеренно опасным. Это согласуется с данными, полученными по урбостратифицированным и загрязненным естественным почвам других регионов [3].

Микроскопические грибы. Численность микроскопических грибов – психрофилов и мезофиллов в нарушенной почве поселка составляла в среднем 35 и 527 КОЕ/г соответственно – меньше, чем в почве условно фоновой территории в 38 и 9 раз. Столь значительное угнетение сообществ микромицетов на антропогенном участке свидетельствует о сильном отрицательном воздействии на экосистему. Причиной уменьшения численности миромицетов может быть изменение рН почвы до нейтральных и слабощелочных значений, когда возникают благоприятные условия для развития бактерий.

Грибы – термофилы, большинство из которых относятся к группе условно патогенных для человека, не выявлены на фоновом участке, тогда как на территории поселка их численность составила 5–10 КОЕ/г. Условно патогенные грибы, присутствующие в почве, могут вызывать микозы эндогенного и экзогенного характера, заболевания дыхательной системы и другие у людей с ослабленным иммунитетом.

Длина и биомасса грибного мицелия достоверно не различались на исследованных участках. Их уменьшение отмечено только для участка 1 – в 5.7 раза по сравнению с условно фоновой почвой. Сравнение результатов посева с данными, полученными методом прямого счета, свидетельствует о наибольшем угнетении микромицетов в почве участка 1, в то время как в почве участков 2 и 3 грибы развиваются преимущественно в виде некультивируемого мицелия (табл. 4).

Несмотря на низкую численность микромицетов, их видовое разнообразие в нарушенной почве богаче по сравнению с фоновой, в основном за счет появления случайных видов (рис. 3). В условно фоновой почве разнообразие микромицетов представлено 6 видами, относящимися к родам Penicillium, Umbelopsis, тогда как в загрязненной – 9 видами, принадлежащими рр. Penicillium, Oidiodendron, Trichoderma, Acremonium, Cladosporium.

Рис. 3.

Структура сообществ почвенных микроскопических грибов (на основании индекса обилия, %) в почве: а – почва условно фоновой территории; b – нарушенная почва на территории поселка Беринговский (средние данные по трем участкам). Роды грибов: A. – Acremonium, C. – Cladosporium, P. – Penicillium, T. – Trichoderma, U. – Umbelopsis.

Выявлены различия в структуре доминирования грибных сообществ сравниваемых участков. Так, в почве поселка абсолютным доминантом является вид Penicillium miczynskii, тогда как на условно фоновой территории – P. glabrum. Виды с наибольшим индексом обилия в условно фоновой почве относились к группе психрофилов, что вполне логично ввиду природно-климатических особенностей района исследований. Однако на нарушенной территории в группу доминирующих видов входили грибы, относящиеся к мезофилам. Причиной этого может быть наличие “острова тепла” в городах, особенно ярко выраженного в арктическом регионе, что стимулирует развитие группы грибов, характерных для более южных районов. Такая тенденция была ранее отмечена нами и рядом других исследователей [17, 21, 43].

Наибольшее сходство видового состава комплексов микроскопических грибов характерно для двух антропогенно-измененных участков (1 и 3), о чем свидетельствует дендрограмма сходства. Условно фоновый участок и участок 2 выделяются в отдельные кластеры, что свидетельствует о специфичности видового состава сообществ микромицетов на этих участках (рис. 4).

Рис. 4.

Дендрограмма сходства видового состава комплексов микроскопических грибов различных участков.

Среди выделенных видов четыре относились к группе условно-патогенных. Некоторые из них (Penicillium miczynskii, P. simplicissimum) имели высокую встречаемость, что позволяет предположить их возможное отрицательное воздействие на здоровье человека.

Водоросли и цианобактерии. В исследуемой почве всего было обнаружено 45 видов водорослей и цианобактерий, принадлежащих к четырем отделам (табл. 5): Chlorophyta (классы Chlorophyceae, Trebouxiophyceae) – 23 вида, Ochrophyta (классы Bacillariophyceae, Xanthophyceae) – 13 видов, Cyanobacteria – 7 видов, Charophyta (классы Klebsormidiophyceae, Conjugatophyceae) – 2 вида.

Низкие значения коэффициента Серенсена-Чекановского свидетельствуют о малом сходстве цианобактериально-водорослевых ценозов различных участков. Наибольшее сходство (32%) отмечено для участков 2 и 3.

Наименьшее количество видов (9) обнаружено в условно фоновой почве. Микрофототрофы здесь представлены преимущественно одноклеточными зелеными водорослями из классов Chlorophyceae и Trebouxiophyceae (рис. 5). Преобладание водорослей из отдела Chlorophyta, невысокое их разнообразие часто характерно для северных подзолистых почв под тундровой и лесной растительностью [39].

Рис. 5.

Таксономическая структура цианобактериально-водорослевых сообществ.

В остальных образцах разнообразие микрофототрофов значительно выше и достигает количества 14–16 видов. Видовое разнообразие растет за счет заметного участия желто-зеленых и диатомовых водорослей, а также цианобактерий.

Известно, что в почвах урбанизированных территорий, в том числе загрязненных тяжелыми металлами, формируются своеобразные сообщества водорослей и цианобактерий, которые отличаются по таксономическому составу, комплексу доминирующих видов, экологической структуре, а также по численности и биомассе [3, 40]. При этом часто отмечается рост разнообразия микрофототрофов, что объясняется эффектом “промежуточного нарушения”, при котором максимальное разнообразие сохраняется при средней интенсивности воздействия нарушающих факторов. В некоторых случаях при загрязнении почвы может наблюдаться рост значений pH. При этом известно, что синезеленые и диатомовые водоросли предпочитают нейтральную или слабощелочную реакцию среды. Выделяемая цианобактериями слизь служит препятствием для проникновения в клетки токсичных веществ, а также является благоприятной средой для развития других групп водорослей [30].

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

В целом можно говорить о высокой степени антропогенной нарушенности территории, являющейся следствием как промышленного, так и хозяйственно-бытового воздействия на почвенный покров. Отмечено превышение фоновых концентраций в десятки раз для ряда тяжелых металлов (Ni, Cu, Mn, Fe, Zn). Содержание углерода, азота и калия в почве антропогенно нарушенных территорий снижено по сравнению с условно фоновыми значениями. О комплексном отрицательном влиянии на экосистему хозяйственной деятельности говорят тенденция к увеличению численности культивируемых бактерий различных трофических групп и разнообразия микрофототрофов, угнетение сообществ микромицетов, а также низкая ферментативная активность в нарушенной почве на территории поселка Беринговский по сравнению с тундровой торфянисто-глеевой почвой условно фонового участка.

Характер распределения тяжелых металлов в почве на территории поселка позволяет предположить, что основной вклад в загрязнение почвенного покрова внесла длительная эксплуатация угольной котельной и размещение на территории порта угольного склада, что стало причиной увеличения концентрации меди, никеля, марганца и цинка в почве на прилегающей территории. Почва на участке вблизи угольного склада отличается наличием растительного покрова и имеет более высокую биологическую активность, сопоставимую с фоновыми значениями.

Оценка санитарного состояния свидетельствует о наличии в почве на территории поселка бактерий группы кишечной палочки, их титр позволяет отнести эти почвы к умеренно опасным. Также в загрязненной почве появились микроскопические грибы, относящиеся к группе условно-патогенных, что свидетельствует о необходимости проведения регулярного мониторинга с целью выявления и количественного учета микроорганизмов данных групп в почве и сопредельных средах.

Несмотря на прекращение активной хозяйственной деятельности на территории поселка Беринговский степень нарушения почвенного покрова остается достаточно высокой, что еще раз подтверждает сведения о низкой скорости восстановления нарушенных экосистем в Арктике. Для эффективной очистки и восстановления почвы на территории поселка необходимо проведение дополнительных работ по рекультивации нарушенных земель, что позволит ликвидировать возникший объект накопленного экологического ущерба.