1. На главную
  2. Электронные версии
  3. Почвоведение
  4. № 4, 2022

Почвоведение, 2022, № 4, стр. 511-518

Минерализация органического вещества нефтезагрязненных и фоновых почв Среднего Приобья в лабораторных условиях

С. Я. Трофимов a, А. В. Арзамазова a, Р. Р. Кинжаев a, Н. А. Аветов a, *, М. М. Карпухин a

a МГУ им. М.В. Ломоносова, факультет почвоведения
119991 Москва, Ленинские горы, 1, Россия

* E-mail: awetowna@mail.ru

Поступила в редакцию 03.09.2021
После доработки 29.10.2021
Принята к публикации 30.11.2021

Полный текст (PDF)

Аннотация

В лабораторном эксперименте определяли скорость минерализации органического вещества в образцах нефтезагрязненных и фоновых среднетаежных почв Западной Сибири: торфяной олиготрофной, торфяной мезотрофной, аллювиальной болотной, глеезема оторфованного. Скорость минерализации оценивали по количеству выделившегося СО2 из влажных образцов при комнатной температуре. Кумулятивные кривые имели линейный вид, поэтому для оценки скорости минерализации использовали величины среднесуточного выделения СО2, отнесенного к массе сухой почвы (Km). Значения Km варьировали в диапазоне 0.123–1.578 мг СО2/(г сут). Минимальные значения Km (<0.2) характерны для наиболее загрязненных участков с максимальной концентрацией нефтепродуктов. Значения Km > 0.8 характерны для фоновых участков, а также загрязненных участков, приуроченных к мезо- и эвтрофным биогеоценозам с нейтральной реакцией среды и повышенным содержанием биофильных элементов. Значения Km > 0.2 и <0.8 характерны для загрязненных участков, приуроченных к исходно олиготрофным болотным биогеоценозам (рямы, грядово-мочажинные комплексы) со средней степенью загрязнения. Значения Km отрицательно коррелировали (–0.60) с содержанием нефтепродуктов, н-алканов (–0.73) и коэффициентом биодеградации нефти Kb (–0.72).

Ключевые слова: базальное дыхание, содержание нефтепродуктов, почвы таежной зоны

ВВЕДЕНИЕ

За последние десятилетия в почвоведении сформировалось учение о роли почв в функционировании наземных экосистем и биосферы в целом [8, 30]. Среди разнообразных функций почв одной из ключевых является минерализация органического вещества (ОВ) почв – совокупность процессов, контролирующих биогеохимический цикл углерода и других биогенных элементов в наземных экосистемах и поступление парниковых газов в атмосферу, интерес к которому возрос в последние десятилетия в связи с ролью ОВ почв в формировании состава парниковых газов [8, 27]. В отличие от природных и агроэкосистем почвы, подвергшиеся воздействию аварийных разливов нефти, изучены недостаточно. В то же время для многих регионов РФ, в частности для ХМАО-Югры, проблема загрязнения окружающей среды нефтью остается актуальной. Изучение процессов минерализации и трансформации ОВ в нефтезагрязненных почвах важно не только с позиций эмиссии парниковых газов, но, прежде всего, в связи с необходимостью более глубокого понимания процессов, происходящих в почве при загрязнении нефтью, что, в свою очередь, необходимо для повышения эффективности мероприятий по рекультивации нефтезагрязненных земель. Попадая в почву, нефть оказывает разнообразное воздействие практически на все процессы [18, 19], в том числе на минерализацию ОВ. Это связано с тем, что: 1) нефть пропитывает лесную подстилку (моховой очес в случае торфяных почв) и верхние горизонты почв, образует гидрофобную пленку на поверхности почвенных частиц, ОВ (подстилки, торфа) оказывается полно или частично законсервированным для поступления воды и воздуха [23]; 2) нефть оказывает токсичное действие на микробиоту, в том числе почвенную фауну, которой принадлежит важная роль в разложении растительных остатков [28], угнетает деятельность микроорганизмов, осуществляющих трансформацию нативного ОВ почв [16, 29, 33]; 3) нефтяное загрязнение приводит к смене водно-воздушного и окислительно-восстановительного режимов, что кардинально меняет ход процессов трансформации ОВ [23, 25]; 4) сырая нефть (пластовая жидкость) содержит некоторое количество легкорастворимых солей, поэтому при попадании ее в почву меняется солевой режим, часто именно засоление почв является более значимым фактором негативного воздействия на почву и экосистему в целом, чем нефтяное загрязнение [23]. Однако с течением времени токсичное действие нефти уменьшается, происходит частичное восстановление микробоценоза в результате таких физико-химических процессов, как испарение, вымывание, фотохимическая деструкция, конденсация и др. [16, 34]. Компоненты нефти подвергаются минерализации автохтонными почвенными микроорганизмами, среди которых всегда присутствуют способные синтезировать ферменты, расщепляющие молекулы углеводородов [32]. Поэтому скорость минерализации ОВ нефтезагрязненных почв, оцениваемая по величине образования СО2 (базальное дыхание), может служить важным показателем интенсивности происходящих в ней процессов самоочищения [3, 13].

В ряде работ показано, что при загрязнении почвы нефтью и нефтепродуктами в небольших концентрациях наблюдается рост интенсивности базального дыхания за счет увеличения содержания доступного для микробоценоза органического углерода, однако высокие концентрации нефтепродуктов вызывают снижение интенсивности базального дыхания [4, 6]. Установлено, что интенсивность базального дыхания нефзагрязненной почвы в значительной мере определяется ее типом. В частности, в загрязненных нефтепродуктами аллювиальной, дерновой, дерново-подзолистой и светло-серой лесной почвах (5.8–7.2 г/кг) наблюдали увеличение величины базального дыхания, а в темно-серой лесной – уменьшение [17].

Вследствие невозможности (без применения дорогостоящих изотопных исследований) раздельного определения интенсивности минерализации нативного и нефтяного ОВ, необходимо получить по возможности максимально широкий набор данных по интенсивности минерализации ОВ как нефтезагрязненных почв, так и их фоновых аналогов. Решающая роль в продуцировании CО2 в нефтезагрязненной почве принадлежит микроорганизмам, поэтому выделение CО2 из почвы может характеризовать интенсивность биодеградации нефти. Параметры минерализации ОВ дают представление о микробиологической активности и устойчивости системы микробного пула. Важно отметить, что различные типы бореальных болотных биогеоценозов оказывают значительное влияние на величину эмиссии парниковых газов [5].

Цель работы – определить скорость минерализации органического вещества почв типичных биогеоценозов Среднего Приобья и оценить влияние нефтесолевого загрязнения на этот показатель.

ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ

Объектами исследования были нефтезагрязненные нерекультивированные почвы Среднего Приобья и их фоновые аналоги. Основная часть нефтяных месторождений Среднего Приобья, следовательно, и большая площадь нефтезагрязненных земель, приурочена к территориям с господством болотных биогеоценозов [2], среди которых наибольшее распространение в таежной зоне Западной Сибири получили олиготрофные (верховые) грядово-мочажинные (ГМК), грядово-мочажинно-озерковые и сосново-кустарничково-сфагновые типы (рямы) [9, 15, 24]. Кроме того, исследовали торфяные мезотрофные почвы (выделение которых в классификации почв России [12] не предусмотрено, но предлагалось почвоведами [1, 10, 22]), а также глееземы [11].

Для постановки эксперимента в сентябре 2017 г. отбирали образцы верхних горизонтов основных типов почв, приуроченных к доминирующим типам биогеоценозов Среднего Приобья. Почвы диагностированы как: 1) торфяная олиготрофная (Fibric Ombric Hyperdystric Histosol) (мочажина олиготрофного грядово-мочажинно-сфагнового комплекса – ГМК (Г) и олиготрофное сосново-кустарничково-сфагновое болото – рям (Р)), 2) торфяная мезотрофная (в системе WRB то же название) (мезотрофное березово-сосновое травяно-моховое болото (М)), 3) аллювиальная болотная иловато-торфянисто-глеевая (Histic Dystric Fluvisol) (эвтрофное аллювиальное травяно-осоковое болото – пойма (П)), 4) глеезем оторфованный (Histic Dystric Gleysol) (темнохвойно-мелколиственный лес – лес (Л)). Растительность пробных участков имеет основные черты биогеоценозов Среднего Приобья, как на нарушенных, так и ненарушенных участках [2]. Для каждого типа биогеоценоза отбирали образцы почв (из органогенных горизонтов) с одного или нескольких нефтезагрязненных участков (различающихся степенью и возрастом загрязнения, наличием/отсутствием признаков засоления), а также их фоновых аналогов (в таблицах фоновые образцы обозначены как “фон”, загрязненные – с помощью соответствующего буквенного индекса, обозначающего тип биогеоценоза, и цифр, обозначающей номер участка и номер образца (на некоторых участках образцы отбирали в двух точках с двух глубин – поверхностный (0–10 см) и залегающий непосредственно под ним горизонты (10–50 см)). К биогеоценозу рям относили контрольный участок (Р1) и четыре нефтезагрязненных участка (Р2–Р5), на участке Р2 образцы отбирали в двух точках с двух глубин (0–10, 10–50 см) (соответственно Р2.1.1, Р2.1.2, Р2.2.1 и Р2.2.2). Также в двух точках отбирали поверхностные образцы (0–10 см) с участка Р4 (Р4.1 и Р4.2). С участков Р3 и Р5 взяли по одному поверхностному образцу (0–10 см).

К биогеоценозу ГМК, помимо контрольного участка (Г1), отнесены два нефтезагрязненных участка – Г2 (образцы взяты в двух точках и с двух глубин – 0–10 и 10–50 см) и Г3 (один поверхностный образец (0–10 см)).

К биогеоценозу мезотрофное болото отнесли один мезотрофный участок, с которого взяли поверхностные образцы (0–10 см) в двух точках (М1 и М2).

Биогеоценоз пойма представлен контрольным участком и нефтезагрязненным аналогом. По такой же схеме охарактеризован биогеоценоз лес.

В контрольном сосново-кустарничково-сфагновом сообществе (Р) общее проективное покрытие (ОПП) травяно-кустарничкового яруса составляет 25%. Растительность на участках нарушенных рямов отличалась значительным разнообразием за счет эвтрофных видов трав. Так же, как в случае рямовых болот, значительная эвтрофикация растительности наблюдалась и в ГМК. ОПП здесь колебалось от 0 до 12%. Исходная растительность на мезотрофном болоте представляла собой березово-сосновое травяно-моховое болото с участием в травяном и моховом ярусах как олиготрофных, так и мезоэвтрофных элементов. Загрязнение нефтью привело к выпадению древесного и мохового ярусов и уменьшению покрытия в травяном ярусе (до 15–20%). В свою очередь растительность пойменных осоковых болот более устойчива к нефтезагрязнению: через несколько лет проективное покрытие восстанавливается, а значительных изменений в трофности и увлажненности местообитаний не наблюдается. Контрольный участок березово-пихтово-елового леса с травяно-кустарничковым ярусом, имеющим ОПП 35–40%, резко контрастирует с нефтезагрязненным таежным выделом, ОПП которого составляет 1–2%.

В образцах почв определяли скорость минерализации ОВ методом Штатнова [21] в лабораторном эксперименте продолжительностью 50 дней. Эксперимент такой продолжительности позволяет оценить скорость минерализации лабильных компонентов ОВ почв, а также некоторых компонентов нефти.

В Испытательном центре факультета почвоведения МГУ им. М.В. Ломоносова содержание нефтепродуктов, определяли согласно [20], н-алканов С12–С36 и i-C17–i-C18 – методом капиллярной газожидкостной хроматографии (содержание нефтепродуктов и алканов определяли до и после завершения модельного эксперимента). Кроме того, исследовали некоторые агрохимические показатели с использованием следующих методов: рН водной вытяжки при соотношении почва : раствор 1 : 50 потенциометрически с помощью рН-метра pH-213 HI, гидролитическую кислотность по методу Каппена в модификации ЦИНАО, содержание обменных Ca2+ и Mg2+ в 1 М KCl-вытяжке (соотношение почва : раствор 1 : 25) после взбалтывания в течение 1 ч на ротаторе методом ИСП-МС на масс-спектрометре ICP-MS 7500a Agilent, содержание калия, натрия в водной вытяжке методом ИСП-МС на масс-спектрометре ICP-MS 7500a Agilent (соотношение почва : раствор 1 : 50), содержание анионов в водной вытяжке методом ионной хроматографии на хроматографе Dionex ICS 2000 (соотношение почва : раствор 1 : 50), обменного аммония в 1 М KCl-вытяжке (соотношение почва : раствор 1 : 25) после взбалтывания в течение 1 ч на ротаторе фотометрически по методу ЦИНАО, подвижных соединений фосфора и калия по методу Кирсанова с окончанием на масс-спектрометре ICP-MS 7500a Agilent, общего азота на элемент-анализаторе Elementar Vario E, зольность определяли при 525°С.

Схема эксперимента. Навески влажных (ориентировочно 60% от полной влагоемкости) нефтезагрязненных и фоновых почв в стаканчиках помещали в герметически закрывающиеся сосуды емкостью 1 л, туда же ставили стаканчики с 40 мл 0.3 M NaOH. Через 3–5 дней стаканчики со щелочью заменяли на новые, а в извлеченные стаканчики добавляли по 1 мл насыщенного раствора BaCl2 и титровали 0.2 M HCl до рН 9.2. По количеству кислоты, пошедшей на титрование, определяли объем выделившегося СО2. В ходе эксперимента стаканчики со щелочью заменяли 11 раз, что дало возможность построить кумулятивные кривые выделения СО2. Каждый образец инкубировали в трехкратной повторности.

Поскольку динамика выделения СО2 может быть с разной степенью условности охарактеризована уравнением прямой, это позволяет рассматривать среднесуточную величину выделения СО2 в качестве коэффициента минерализации ОВ (Km).

РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ

Образцы почв, отобранные с фоновых участков исследуемой территории, характеризовались следующими химическими свойствами (табл. 1).

Таблица 1.  

Свойства верхних горизонтов образцов фоновых почв

Параметр Фоновый участок
рям ГМК лес пойма
рН 4.00 4.36 5.28 5.80
Hг, смоль(экв)/кг >144.7 >144.7 131.08 71.42
(Са + Мg)обм, смоль(экв)/кг 9.30 5.29 13.81 29.88
Зола, % 3.38 1.18 17.45 11.00
Nобщ, % 0.68 0.22 1.04 1.81
Водная вытяжка, мг/кг        
Cl– 160.30 142.35 124.45 882.82
${\text{SO}}_{4}^{ - }$ 124.35 54.98 139.31 331.51
${\text{NO}}_{3}^{ - }$ <1 8.72 2.58 <1
         
${\text{NO}}_{2}^{ - }$ <1 <1 <1 <1
K+ 91.89 23.70 12.36 118.45
Na+ 153.23 79.70 250.57 623.44
${\text{NO}}_{{4{\text{обм}}}}^{ + }$ 116.94 44.01 90.85 130.41
Nлг 212.43 85.15 408.53 641.49
Подвижный фосфор (P2O5) 102.94 55.55 391.54 679.84
Подвижный калия (K2O) 969.66 342.09 1 460.23 958.70

Скорость образования СО2 в фоновых почвах существенно различалась (рис. 1): максимальное количество СО2 выделилось за время эксперимента в образце, отобранном из биогеоценоза лес, а минимальное – из образца ГМК. Поток СО2 из образца лес был в 2.8 раза интенсивнее, чем из образца ГМК и в 1.7–2 раза больше, чем из образцов пойма и рям. Высокая скорость разложения ОВ в образце из верхнего горизонта глеезема объясняется преобладанием в нем органических остатков лесной растительности сравнительно невысокой степени разложения. В верхнем горизонте торфяной верховой почвы биогеоценоза рям, по сравнению с аналогичным горизонтом такой же почвы биогеоценоза ГМК, больше доля опада деревьев и кустарничков, разлагающегося гораздо активнее, чем ткани сфагновых мхов, преобладающие в образце из биогеоценоза ГМК, которые обладают значительной устойчивостью к микробному разложению, в том числе благодаря наличию в их составе сфагнана и сфагнолов [26]. На наш взгляд, это объясняет бóльшую интенсивность выделения СО2 из образца биогеоценоза рям по сравнению с ГМК. Возможно, что различия в скорости разложения между образцами из биогеоценозов рям и ГМК связаны с разным видовым составом сфагновых мхов, скорость разложения которых существенно отличается [31]. В образце аллювиальной болотной почвы скорость выделения СО2 оказалась практически такой же, как в биогеоценозе рям, несмотря на почти нейтральную реакцию среды, большее значения ЕКО и содержание азота и др. Вероятно, что относительно невысокая скорость выделения СО2 из образца пойменной почвы объясняется большей степенью разложения растительных остатков к моменту отбора образцов вследствие благоприятных условий для деятельности почвенной биоты.

Рис. 1.

Кумулятивные кривые выделения СО2 из образцов почв фоновых участков: Р1 – рям; Г1 – ГМК; Л1 – лес; П1 – пойма.

В нефтезагрязненных образцах зависимость скорости минерализации от времени также носила линейный характер (рис. 2, 3), что позволило использовать для сравнения значения коэффициента Km (табл. 2).

Рис. 2.

Кумулятивные кривые выделения СО2 из образцов почв биогеоценоза рям: Р1 – контрольный участок 1 (0–10 см); нефтезагрязненный участок 2: Р2.1.1 – точка 1 (0–10 см), Р2.1.2 – точка 1 (10–50 см); Р2.2.1 – точка 2 (0–10 см); Р2.2.2 – точка 2 (10–50 см), Р3 – участок 3 (0–10 см); участок 4: Р4.1 – точка 1 (0–10 см); Р4.2 – точка 2 (0–10 см); Р5 – участок 5 (0–10 см).

Рис. 3.

Кумулятивные кривые выделения СО2 из образцов почв биогеоценоза ГМК: Г1 – контрольный участок 1 (0–10 см); нефтезагрязненный участок 2: Г2.1.1 – точка 1 (0–10 см), Г2.1.2 – точка 1 (10–50 см); Г2.2.1 – точка 2 (0–10 см), Г2.2.2 – точка 2 (10–50 см); Г3 – участок 3 (0–10 см).

Таблица 2.

Коэффициенты минерализации (Km), содержание нефтепродуктов (НП), изменение содержания нефтепродуктов за время опыта, содержание н-алканов, коэффициенты биодеградации нефти (Kb), содержание хлорид-ионов в исследуемых образцах

Образец Km НП, мг/кг ∆НП, % н-алканы, мг/кг Kb Хлорид-ионы, мг/кг
Р2.1.1 0.359 170 650 5.88 341 0.548 7514
Р2.1.2 0.453 215 029 7.86 2264 0.652 4433
Р2.2.1 0.519 342 509 7.41 2178 0.434 3181
Р2.2.2 0.414 246 472 6.94 145 0.032 4159
Р3 0.203 532 297 2.61 24773 1.457 43
Р4.1 0.677 396 855 4.33 2684 0.502 777
Р4.2 0.503 413 060 3.01 8978 0.975 821
Р5 0.214 588 460 4.66 12122 0.955 873
Г2.1.1 0.189 581 328 4.54 15511 1.134 115
Г2.1.2 0.581 329 856 3.54 4747 1.077 89
Г2.2.1 0.122 620 329 5.18 19966 1.287 106
Г2.2.2 0.255 519 182 2.15 8445 1.362 113
Г3 0.524 204 221 12.56 3593 1.004 205
Л2 0.595 148 115 8.13 184 0.931 111
М1 0.988 469 385 6.52 892 0.189 161
М2 0.812 517 084 4.80 2224 0.200 111
П1 1.254 111 863 9.01 123 0.097 396
Р1 (фон) 0.895 1300 Не опр. 160.3
Г1 (фон) 0.558 1543 » 142
Л1 (фон) 1.578 2264 » 124
П1 (фон) 0.806 1966 » 882

Так, скорость минерализации в группе образцов рям различалась более чем в 4 раза. Максимальная скорость минерализации органических соединений отмечена в фоновом образце. В загрязненных образцах скорость минерализации была заметно ниже, хотя очевидной зависимости скорости минерализации от содержания нефтепродуктов для этой группы образцов не выявлено: наибольшая скорость минерализации среди загрязненных образцов отмечена в образце с весьма высоким содержанием нефтепродуктов. Вероятно, в этом варианте сравнительно небольшое содержание хлорид-ионов по сравнению с другими нефтезагрязненными образцами.

В образцах, относящихся к биогеоценозу ГМК, ситуация иная: в трех (один из которых контрольный) из шести образцов интенсивность минерализации была практически одинаковой, в остальных трех образцах заметно меньше (при этом статистически различной между собой).

В образцах, относящихся к биогеоценозам с высокой трофностью (лес, мезотрофное болото, пойма), интенсивность минерализации была значительно выше, чем в олиготрофных биогеоценозах. Так, минимальное для этой группы значения Km (0.59), выявленное в нефтезагрязненном образце глеезема, оказалось больше значений (за исключением одного образца), измеренных для нефтезагрязненных образцов олиготрофной группы.

Как следует из табл. 2, минимальные значения Km (<0.2) характерны для наиболее загрязненных участков с максимальной концентрацией нефтепродуктов. Значения Km > 0.8 характерны для фоновых участков, а также загрязненных участков, приуроченных к мезо- и эвтрофным биогеоценозам с нейтральной реакцией среды и повышенным содержанием биофильных элементов. Значения Km > 0.2 и <0.8 характерны для загрязненных участков, приуроченных к исходно олиготрофным болотным биогеоценозам (рямы, грядово-мочажинные комплексы) со средней степенью загрязнения.

С увеличением концентрации нефтепродуктов в пробах значения Km уменьшаются (коэффициент корреляции –0.60 при p < 0.05000). Невысокое значение коэффициента корреляции обусловлено следующими факторами: различием состава биоты, почвенных свойств и режимов, характером загрязнения (давность разлива, степень обводненности нефти, содержание солей и др.). Более выраженная корреляция наблюдалась между значениями Km и содержанием н-алканов (–0.73 при p < 0.05000) и между коэффициентами минерализации Km и коэффициентом биодеструкции нефти Kb (–0.72 при p < 0.05000), что указывает на значительное влияние возраста разлива (на который косвенно указывают значения Kb, рассчитываемого как отношение суммы н-алканов С17 и С18 к сумме пристана и фитана) на интенсивность минерализации органических соединений в нефтезагрязненных почвах. Несмотря на отсутствие прямых доказательств того, что в проведенном модельном опыте основной вклад в выделение СО2 из нефтезагрязненных образцов вносили соединения нефти, косвенные признаки позволяют сделать именно такое заключение. В табл. 2 приведены данные об уменьшении содержания нефти за время эксперимента, по которым можно ориентировочно рассчитать количество углерода, содержавшееся в этом количестве нефтепродуктов (принимая долю углерода в нефти 80%) и сопоставить с количеством углерода, выделившемся в составе СО2 за время эксперимента. Учитывая большой разброс данных, расчет вели по усредненным величинам для каждого типа биогеоценоза.

Как следует из табл. 3, количество углерода, содержащееся в массе нефти, разложившейся за время опыта, в болотных биогеоценозах значительно превышает количество углерода в составе СО2, выделившегося за время эксперимента. Объяснить такое несоответствие можно только тем, что методика определения содержания нефтепродуктов не позволяет учесть частично окислившиеся молекулы углеводородов (новообразованные кислоты, спирты и др.), то есть уменьшение содержания нефтепродуктов не означает, что они полностью минерализовались за время эксперимента. Можно предположить, что в ходе модельного опыта в нефтезагрязненных образцах из почв верховых болотных биогеоценозов основной вклад в образование СО2 вносили соединения нефти, которые при таком уровне загрязнения полностью покрывали пленкой нативные органические соединения. В отличие от почв верховых болотных биогеоценозов, в почвах мезотрофных и лесного биогеоценоза количество углерода СО2 и углерода нефтепродуктов совпадает, что может указывать как на более полное окисление углеводородов, так и на вклад в образование СО2 нативных органических соединений. Этот процесс отчетливо проявляется в пойменной загрязненной почве (в которой в отличие от почв всех остальных типов биогеоценозов скорость минерализации оказалась заметно больше, чем в фоновом аналоге) – в ней количество углерода СО2 превышает количество углерода, содержавшегося в массе нефтепродуктов, уменьшившейся за время эксперимента. Такая ситуация объясняется тем, что на данном участке нефтяное загрязнение очень старое (не менее 15 лет, об этом свидетельствует низкое значение коэффициента биодеградации), концентрация нефтепродуктов относительно невысокая, на данном участке сформирован мощный растительный покров, почва богата биогенными элементами. Таким образом, только в торфяной эвтрофной почве со старым загрязнением минерализация соединений нефти происходит на фоне активной минерализации почвенного ОВ.

Таблица 3.  

Количество углерода, выделившегося в виде СО2 за время эксперимента в разных биогеоценозах, и количество углерода, содержавшегося в составе нефти (C–НП), разложившейся за время эксперимента, среднее (медиана)

Биогеоценоз С–СО2 С–НП
Рям (n = 7) 5.7 (5.85) 15.39 (15.37)
ГМК (n = 5) 3.45 (4.6) 21.2 (18.8)
Пойма (n = 1) 17 8
Лес (n = 1) 8 9.5
Мезо (n = 2) 12 12
Фон (n = 4) 13 0.5

В фоновых почвах (средние значения по всем фоновым почвам) количество углерода СО2 ожидаемо многократно превышает количество углерода, содержавшегося в массе углеводородов (преимущественно биогенного происхождения), уменьшившейся за время эксперимента (табл. 3).

ВЫВОДЫ

1. В большинстве образцов из нефтезагрязненных почв образование СО2 в условиях модельного эксперимента было меньше, чем в фоновых аналогах и отрицательно коррелировало с содержанием нефтепродуктов (K = –0.60), н-алканов (–0.73) и коэффициентом биодеградации нефти (–0.72).

2. Сопоставление количества углерода, выделившегося в составе СО2, и углерода, содержавшегося в количестве нефти, разложившейся за время эксперимента, позволяет предположить, что в нефтезагрязненных образцах основной вклад в образование СО2 вносят соединения нефти.

3. Скорость минерализации в фоновых образцах отличалась почти в 3 раза, что связано с различиями в составе ОВ, обусловленными особенностями состава растительности, спецификой гидрологического режима, исходной степенью разложенности торфа. Можно заключить, что чем больше влажность местообитания, тем выше скорость разложения.

Список литературы

  1. Аветов Н.А., Шишконакова Е.А. Некоторые аспекты систематики и диагностики торфяных почв бореальных болот // Почвоведение. 2019. № 8. С. 901–909.

  2. Аветов Н.А., Шишконакова Е.А. Нефтяное загрязнение болот Западной Сибири // Природа. 2010. № 11. С. 14–24.

  3. Арзамазова А.В., Кинжаев Р.Р., Трофимов С.Я., Захарченко Д.В. Оценка интенсивности эмиссии углекислого газа в нефтезагрязненных почвах при применении агрохимических средств // Проблемы агрохимии и экологии. 2018. № 3. С. 51–55.

  4. Гафарова Е.В., Зарипова С.К. Влияние цеолитсодержащей породы и эспарцета на биологические параметры выщелоченного чернозема, загрязненного смесью углеводородов // Вестник СамГУ. Естественнонаучная серия. 2005. № 6(40). С. 146–156.

  5. Глаголев М.В., Сирин А.А., Лапшина Е.Д., Филиппов И.В. Изучение потоков углеродсодержащих парниковых газов в болотных экосистемах Западной Сибири // Вестник Томского гос. пед. ун-та. 2010. Вып. 3. С. 120–127.

  6. Денисова А.П., Архипова Н.С., Халилова А.Ф. Зарипова С.К., Бреус В.А., Бреус И.П. Влияние загрязнения дизельным топливом на устойчивость культур и биологическую активность выщелоченного чернозема // Агрохимия. 2011. № 2. С. 41–50.

  7. Добровольский Г.В., Никитин Е.Д. Функции почв в биосфере и экосистемах. М.: Изд-во Моск. ун-та, 1990.

  8. Заварзин Г.А., Кудеяров В.Н. Дыхание почвы. Пущино, 1993. 145 с.

  9. Ильина И.С., Лапшина Е.И., Лавренко Н.Н. и др. Растительный покров Западно-Сибирской равнины. Новосибирск: Наука, 1985. 251 с.

  10. Инишева Л.И. Торфяные почвы: их генезис и классификация // Почвоведение. 2006. № 7. С. 781–786.

  11. Караваева Н.А., Соколова Т.А. Криометаморфический автоморфный глеезем тайги Западной Сибири: химико-минералогические свойства, экология, генезис // Почвоведение. 2014. № 8. С. 899–910. https://doi.org/10.7868/S0032180X1408005X

  12. Классификация и диагностика почв России. Смоленск: Ойкумена, 2004. 342 с.

  13. Коронелли Т.В. Принципы и методы интенсификации биологического разрушения углеводородов в окружающей среде (обзор) // Прикладная биохимия и микробиология. 1996. Т. 32. № 6. С. 579–585.

  14. Курганова И.Н. Эмиссия и баланс диоксида углерода в наземных экосистемах // Автореф. дис. … докт. биол. наук. М., 2010. 50 с.

  15. Лисс О.Л., Абрамова Л.И., Аветов Н.А. и др. Болотные системы Западной Сибири и их природоохранное значение. Тула: Гриф и К, 2001. 584 с.

  16. Оборин А.А., Калачникова И.Г., Масливец Т.А., Базенкова Е.И., Плещеева О.В., Оглобина А.И. Самоочищение и рекультивация нефтезагрязненных почв Предуралья и Западной Сибири // Восстановление нефтезагрязненных почвенных экосистем. М.: Наука, 1988. С. 140–159.

  17. Петров А.М., Вершинин А.А., Каримуллин Л.К. Эколого-физиологическое состояние микробных сообществ различных типов почв, загрязненных нефтью // Биодиагностика в экологической оценке почв и сопредельных сред: тезисы докладов международной конференции. М.: Бином. Лаборатория знаний, 2013. 164 с.

  18. Пиковский Ю.И. Природные и техногенные потоки углеводородов в окружающей среде. М.: Изд-во Моск. ун-та, 1993. 207 с.

  19. Пиковский Ю.И., Солнцева Н.П. Геохимическая трансформация дерново-подзолистых почв под влиянием потоков нефти // Техногенные потоки вещества в ландшафтах и состояние экосистем. М.: Наука, 1981. С. 149–154.

  20. ПНД Ф 16.1:2.2.22-98. Методика выполнения измерений массовой доли нефтепродуктов в минеральных, органогенных, органоминеральных почвах и донных отложениях методом ИК-спектрометрии.

  21. Практикум по почвоведению / Под ред. Н.Ф. Ганжары. М.: Агроконсалт. 2002. 280 с.

  22. Соколов И.А. Базовая субстантивно-генетическая классификация почв, основные принципы и опыт их реализации // Проблемы почвоведения в Сибири. Новосибирск: Наука, 1990. С. 4–13.

  23. Солнцева Н.П. Добыча нефти и геохимия ландшафтов. М.: Наука, 1998. 376 с.

  24. Терентьева И.Е., Филиппов И.В., Сабреков А.Ф., Глаголев М.В., Курбатова Ю.А., Максютов Ш. Картографирование таежных болот Западной Сибири на основе дистанционной информации // Известия РАН. Сер. географическая. 2020. Т. 84. № 6. С. 920–930.

  25. Трофимов С.Я., Розанова М.С. Изменение свойств почв под влиянием нефтяного загрязнения // Деградация и охрана почв. М., 2002. С. 359–373.

  26. Функционирование микробных комплексов верховых торфяников – анализ причин медленной деструкции торфа. М.: Товарищество научных изданий КМК, 2013. 128 с.

  27. Ananyeva N.D., Susyan E.A., Chernova O.V., Wirth S. Microbial respiration activities of soils from different climatic regions of European Russia // Eur. J. Soil Biol. 2008. V. 44. P. 147–157. https://doi.org/10.1016/j.ejsobi.2007.05.002

  28. Beskorovainaya I.N. Participation of soil invertebrates in the organic matter decomposition in forest ecosystems of Central Siberia // Eurasian Soil Science. 2011. V. 44. P. 186–193. https://doi.org/10.1134/S1064229311020025

  29. Brohon B., Delolme C., Gourdon R. Complementarity of bioassays and microbial activity measurements for the evaluation of hydrocarbon-contaminated soils quality // Soil Biol. Biochem. 2001. V. 33. P. 883–891. https://doi.org/10.1016/S0038-0717(00)00234-0

  30. Greiner L., Keller A., Grêt-Regamey A., Papritz A. Soil function assessment: review of methods for quantifying the contributions of soils to ecosystem services // Land Use Policy. 2017. V. 69. P. 224–237.

  31. Mäkilä M., Säävuori H., Grundström A., Suomi T. Sphagnum decay patterns and bog microtopography in south-eastern Finland // Mires and Peat. 2018. V. 21. Art. 13. P. 1–12.

  32. Nannipieri P., Kandeler E., Ruggiero P. Enzyme activities and microbiological and biochemical processes in soil // Enzymes in the Environment–Activity, Ecology and Applications. N.Y.: Marcel Dekker, 2002. P. 1–34.

  33. Salanitro J.P., Dorn P.B., Huesemann M.H., Moore K.O., Rhodes I.A., Jackson L.M.R., Vipond T.E. et al. Crude oil hydrocarbon bioremediation and soil ecotoxicity assessment // Environ. Sci. Technol. 1997. V. 31. № 6. P. 1769–1776. https://doi.org/10.1021/es960793i

  34. Wu M., Ye X., Chen K., Li W., Yuan J., Jiang X. Bacterial community shift and hydrocarbon transformation during bioremediation of short-term petroleum-contaminated soils // Environ. Pollut. 2017. V. 223. P. 657–664. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2017.01.079

Дополнительные материалы отсутствуют.

Инструменты

предыдущая статья выпуска содержание выпуска

Почвоведение

Архивы выпусков Информация о журнале Отправить рукопись в журнал