Химическое загрязнение почв. При оценке токсического воздейст- вия тяжелых металлов или других веществ на ценотическом уровне необходимо оценить не только структурные, но и функциональные характеристики микробных ценозов. Наиболее обобщенной характеристикой функционирования микробного ценоза является интенсивность выделения CO2. Другой, более специализированной функцией микробного ценоза является активность азотфиксации. Иерархическая система биоиндикации почв может быть использована при определении степени токсического эффекта загрязнителей, в мониторинговых исследованиях, а также при разработке мероприятий по оздоровлению загрязненных почв.

Из анализа литературы по биоиндикации почв можно сделать вывод, что большинство исследований проводится на ценотическом уровне, то есть рассматривается преобразование почвообитающих микроорганизмов и отдельных биохимических показателей в условиях воздействия на почвенный покров набора антропогенных факторов. Уровень структурных изменений сообщества почвенных водорослей, обитающих на территории г. Москвы, зависит от характера урбанофитоценоза. В почвах городских дворов и загрязненных участков вокруг промышленных предприятий наблюдается низкое видовое разнообразие, спад активности зеленых водорослей, практическое отсутствие желто-зеленых и доминирование сине-зеленых (цианобактерий) форм почвенных водорослей. Загрязнение почв в экстремальных зонах, расположенных в непосредственной близости от предприятий цветной металлургии, действует необратимо по своей губительности на почвенные инфузории. В то же время отдельные группы раковинных амеб и почвенных водорослей одни из немногих, которые склонны к выживанию в экстремальных условиях и вносят свою лепту в рекультивацию загрязненных земель.

Наиболее чувствительные критерии для индикации загрязнения дерново-подзолистых почв свинцом: активность дегидрогеназы, азотфиксации, выделение CO2, уреазы, денитрификация, а также численность свободноживущих азотфиксирующих и олиготрофных бактерий.

Практически для всех групп бактерий отмечена тенденция снижения их численности в загрязненных свинцом почвах, однако коринеформные, грамотрицательные, целлюлозолитические бактерии и псевдомонады, а также актиномицеты и грибы обнаруживали существенно меньшую чувствительность к загрязнению почвы свинцом. Численность спорообразую щих бактерий не менялась при контаминации почвы свинцом. Имеются данные о высокой чувствительности олигонитрофильных микроорганизмов к загрязнению свинцом дерново-подзолистых почв, чернозема выщелоченного Западной Сибири. Под действием тяжелых металлов происходит снижение биологической активности почвы. При этом изменяется общая численность микроорганизмов, сужается их видовой состав, разнообразие, изменяется структура микробиоценозов, падает интенсивность основных микробиологических процессов и активность почвенных ферментов. Результаты загрязнения почв тяжелыми металлами не всегда однозначны. В ряде случаев отмечалось увеличение численности микроорганизмов и ферментативной активности.

Пестициды оказывают разное воздействие на почвенную биоту и биохимическую активность почв. Особую опасность представляют стойкие и кумулятивные пестициды, персистентность которых достигает нескольких лет. Поступающие в почву пестициды адсорбируются глинистыми минералами, вступают в химические реакции, разлагаются или трансформируются микроорганизмами. Известно четыре пути превращения пестицидов:

1) энзиматическое воздействие, которое ведет к полной потере ток сических свойств препаратом и его инактивации;

2) трансформация в токсические вещества активация;

3) трансформация в другие вещества с иным спектром ингибирующего действия;

4) трансформация с образованием соединения-стимулятора.

В природной среде, в почве, существенную роль в разложении пестицидов микроорганизмами играют такие явления, как кометаболизм и синтрофия. В первом случае скорость минерализации пестицида, относящегося к группе так называемых «устойчивых», повышается при наличии в среде дополнительного соокисляемого субстрата, а во втором случае на пестицид действует смешанная популяция микроорганизмов, и его разложение протекает более активно, чем в условиях чистых культур. Имеются попытки интенсифицировать процесс деградации, например хлорароматических кислот, внесением в почву соответствующих косубстратов специфических индукторов для повышения активности почвенной микробиоты.

Один из путей изучения поведения пестицидов в почве внесение его меченого препарата и определение выделяющегося СО2. В случае быстрой деградации пестицида почвенными микроорганизмами его рекомендуют к применению. Другой путь оценка действия пестицида на почвенную биоту и биохимическую активность почв разными методами. Много фактов свидетельствует о том, что производственные дозы применяемых гербицидов не подавляют заметно развития почвенной биоты при редких обработках или однократном внесении. Дело в том, что расчетные дозы препаратов не соответствуют тем концентрациям, которые создаются в отдельных локусах почвы.

В почве всегда имеются участки, где концентрация гербицида может быть в 5 10 раз выше расчетной, а в других местах очень низкой, вплоть до полного отсутствия. Биота иногда не только не повреждается, но даже стимулируется за счет поступления в почву органических остатков в результате массовой гибели сорняков после применения гербицида. Однако многократное применение, приводящее к накоплению препарата, или использование очень высоких доз может вызвать избирательное угнетение части биоты или отдельных биохимических процессов. Особенно резко проявляется действие фунгицидов, которые применяют против фитопатогенных грибов. Они подавляют также сапротрофные почвенные миксомицеты и другие микроорганизмы, вызывая эффект частичной стерилизации почвы.

Гербициды триазинового ряда вызывают последействие в отношении таких ферментов, как инвертаза и уреаза (их активность увеличивается), протеаза (слабо подавляется) и фосфатаза (активность увеличивается или подавляется в зависимости от почвы). При многолетнем применении хлорорганических пестицидов происходит подавление активности фосфатазы на 30 60 %. Ингибиторами нитрификации являются галогированные фенолы, нитрофенолы, хлориды, хлораты и особенно 2-хлор-6 (трихлористил)-пиридин. Подавление этими препаратами нитрификации на 70 % и более происходит за счет ингибирования цитохромной системы микроорганизмов.

Наиболее сильным ингибирующим действием на нитрификацию в почве отличается прометрин. Его применяют для подавления процессов превращения азота и снижения его потерь. Все подвергнутые специальному изучению пестициды обнаружили мутагенную активность способность изменять наследственность. В результате возникают устойчивые формы, что вызывает необходимость увеличения доз или расширения спектра применяемых ядохимикатов. Это приводит к многочисленным отрицательным последствиям в окружающей среде.

Радиоактивные элементы, например 90Sr, попадают в почву с осадками, образуемыми в результате ядерных испытаний или с отходами атомных электростанций и предприятий по производству ядерного горючего и ядерного оружия. В местах естественных понижений 90Sr может накапливаться в почве в результате поверхностного стока. Он поступает в растение и далее передается по пищевым цепям. Почвенные микроорганизмы способны аккумулировать радиоактивные элементы, что можно определить методами радиоавтографии. На этом принципе основана разработка методов использования микробных популяций для выявления геохимических провинций с высоким содержанием указанных элементов в почвах.

Загрязнение почв нефтью и продуктами ее переработки приводит к заметному сдвигу в составе биоты. Почва обогащается микроорганизмами, способными разлагать углеводороды. Также было выявлено, что нефть стимулирует рост некоторых почвенных грибов, например представителей родов Рaecilomyces, Fusarium; некоторые виды Scolecobasidium обнаружены только в почве, насыщенной нефтепродуктами. Возможно использование этих видов в качестве индикаторов на загрязнение почв нефтью.

Скорость самоочищения почв от нефти имеет отличия в разных природных зонах. В тех случаях, когда точно известно время загрязнения, состав и количество попавшей в почву нефти, можно сопоставить результаты очищения почв через определенные промежутки времени. На юге нашей страны, в условиях недостаточного увлажнения, в серо-коричневых солонцеватых почвах содержание нефти за первые 12 мес. снизилось на 65 %. При этом полностью минерализовалась лишь 1/3 часть, а около 40 % превратилось в различные другие органические продукты. В подзолистых и дерново-подзолистых почвах северных районов, в условиях переувлажнения уменьшение содержания нефти происходило более активно. При этом часть нефти перераспределилась внутри почвы за счет циркуляции влаги. В этом случае опасности загрязнения подвергаются грунтовые воды. Через некоторое время после загрязнения в почве возрастает численность и активность многих групп микроорганизмов, и в первую очередь, нефтеокисляющих. Зная естественные механизмы и скорость самоочищения почв, можно разрабатывать методы очистки почв от загрязнения нефтью и нефтепродуктами.