Бесплатный автореферат и диссертация по биологии на тему

Экологические особенности функциональной активности почвенных микроорганизмов при сочетанном действии радионуклидов и тяжелых металлов

ВАК РФ 03.00.01, Радиобиология

Автореферат диссертации по теме "Экологические особенности функциональной активности почвенных микроорганизмов при сочетанном действии радионуклидов и тяжелых металлов"

рТБ 0й РГ6 ОД

ОС© *»

На правах рукописи

ЕГОРОВА Елена Игоревна

ЭКОЛОГИЧЕСКИЕ ОСОБЕННОСТИ ФУНКЦИОНАЛЬНОЙ АКТИВНОСТИ ПОЧВЕННЫХ МИКРООРГАНИЗМОВ ПРИ СОЧЕТАННОМ ДЕЙСТВИИ РАДИОНУКЛИДОВ И ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ

(03.00.01 - радиобиология)

Автореферат диссертации на соискание ученой сгепени кандидата биологических наук

Обнинск /096

Работа выполнена на кафедре экологии Обнинского института атомной энергетики.

НАУЧНЫЙ РУКОВОДИТЕЛЬ

доктор физико-математических наук Ю.И.Ершов

ОФИЦИАЛЬНЫЕ ОППОНЕНТЫ:

доктор биологических наук, профессор

МРНЦ РАМН В.Г.Петин

кандидат биологических наук,

ВНИИСХРАЭ Е.П.Пименов

ВЕДУЩАЯ ОРГАНИЗАЦИЯ:

Брянский сельскохозяйственный институт

Защита состоится " 1996 г в 9

о/ о

НИИСХРАЭ РАСХН по адресу: Калужская обл., г.Обнинск. ВНИИСХРАЭ.

С диссертацией можно ознакомиться в библиотеке Всероссийского НИИ сельхозрадиологии и агроэкологии РАСХН. Автореферат разослан ('^и^ЛХйР 1996 г.

Учёный секретарь диссертационного совета кандидат биологических наук

Н.И.Санжарова

АКТУАЛЬНОСТЬ ТЕМЫ

Испытания ядерного оружия, аварии на объектах ядерной энергетики, таких как Чернобыльская АЭС, химические комбинаты "Маяк" и "Томск-7", привели к загрязнению биосферы долгоживущими радионуклидами (Алексахин, 1982; Гусев и др. 1991). АКТИВНО ВКЛЮЧаЯСЬ В КруГОВОрОТ

веществ в биосфере, долгоживущие радионуклиды оказывают возрастающее радиационное воздействие на человека, растительный и

ЖИВОТНЫЙ мир (Доклады Ген.Ассамблеии ООН, 1982; Радиация: дозы, эффекты, риск, 1988;

Кузин, 1991). Ситуация усугубляется тем, что радиоактивное загрязнение как экологический фактор никогда не действует изолировано, а накладывается на уже существующее техногенное загрязнение территорий. Известно, что почва является основным аккумулятором радионуклидов И других техногенных токсикантов (Ильин, 1982). В связи с этим, проблема оценки экологических последствий техногенного загрязнения почв чрезвычайно важна как с научной, так и с практической точек зрения.

Изучение функционирования микробных комплексов необходимо для экологического мониторинга районов, подвергшихся комплексному антропогенному загрязнению. Принципиально важно, что уже на самых ранних стадиях и при минимальных уровнях техногенных стрессоров микробоценозы являются наиболее чувствительной и информативной диагностической компонентой биоты, быстро реагирующей на смену экологических условий изменением функциональной аКТИВНОСТИ (Перелыгин и др., 1972; Марфенина, 1994). Структура комплексов почвенных микроорганизмов и закономерности их функционирования различаются в зависимости от характера антропогенного воздействия и экологических условий (Удельнова, 199з). В то же время, большинство представителей почвенной микрофлоры характеризуется значительной УСТОЙЧИВОСТЬЮ к действию ионизирующего излучения (Сокурова, 1956; Ти-мофеев-Ресовсюш, 1957; Кашкина, 1969). Наиболее резистентными среди них являются споровые бактерии и пигментированные формы микроорганизмов Бо = 170 - 1200 Гр, а наиболее радиочувствительными бесцветные палочки, кокки Оо = 10-30 Гр. Дифференциальная радиочувствительность почвенных микроорганизмов в условиях значительного техногенного повышения содержания радионуклидов в почве может приводить к трансформации видового разнообразия и, как следствие, к нарушению нормального функционирования почвенной биоты в целом (Жданова и др., 1990а; 1990; Ильин, 1991).

В естественной среде обитания на любой организм кроме ионизирующего излучения действует целый комплекс факторов различной физической и химической природы. Одними из распространенных токсикантов, в значительной мере определяющими экологическое состояние почвенных ценозов, ЯВЛЯЮТСЯ тяжелые металлы (Умаров, 1981; Косинова, 1985; Клевенская, 1985; Звягинцев, 1991; Сорокин, 1993). Проблема тяжелых Металлов связана с их высокой токсичностью и аккумулированием в почве в результате деятельности промышленности, транспорта и сельского хо-

зяйства. Наибольшую экологическую опасность представляют ртуть, кадмий, свинец и цинк.

Оценка экологических последствий сочетанного действия токсикантов физической и химической природы в значительной степени осложняется слабой изученностью закономерностей линейных (аддитивность) и нелинейных (синергизм, антагонизм) эффектов при взаимодействии двух и более повреждающих агентов (ка<ь, 1979; п«™, 1989; Кузин, 1983; 1991; Виленчик, 1991). Исследования ПОСВЯЩенЫ СОЧетаННЫМ И комбинированным действиям факторов физической и химической природы на растительные и животные клетки, а также на клетки микроорганизмов, выделенных в чистую культуру. Таким образом, соче-танное действие антропогенных факторов, сопровождающееся изменениями функциональной активности почвенных микроорганизмов непосредственно в среде их обитания, на сегодняшний день следует отнести к числу недостаточно изученных явлений.

ЦЕЛЬ И ЗАДАЧИ ИССЛЕДОВАНИЯ

Цель настоящей работы - исследовать динамику и механизмы функциональной активности почвенных микроорганизмов при соче-танном действии радионуклидов и тяжелых металлов.

Для достижения указанной цели было необходимо решить следующие задачи;

1. Провести серию модельных экспериментов с имитацией уровней у-излучения почвенных образцов, характеризующихся разным уровнем содержания тяжелых металлов (2п, Сё) от фонового до многократно превышающего ПДК, используя комплекс биохимических и физиологических методов оценки активности основных обменных процессов микроорганизмов.

2. Оценить уровень линейности (нелинейности) регистрируемого по функциональной активности микроорганизмов действия физического и химических факторов.

3. Исследовать формирование эффектов биохимической и физиологической активностей микроорганизмов в сложных реальных условиях, характеризующихся сочетанным действием поллютантов физической и химической природы.

4. Оценить возможность использования показателей ферментативной активности почв для экологического мониторинга аномалий почвенной микрофлоры как определяющего элемента прогнозирования последствий аварий на предприятиях ЯТЦ.

ПРАКТИЧЕСКАЯ ЗНАЧИМОСТЬ И НАУЧНАЯ НОВИЗНА

Проведенные в работе исследования динамики и механизмов ка-талазной, инвертазной, дегидрогеназной, азотфиксирующей, денитрифицирующей активностей микроорганизмов, а также почвенного дыхания позволяют получить научнообоснованные оценки состояния

микробоценозов почв, подвергшихся радиоактивному загрязнению на фоне повышенного содержания тяжелых металлов Сё).

Впервые установлен 2п-, Сс1-зависимый эффект у-потенциирования ферментативной активности микроорганизмов, выражающийся в значительном усилении стимулирующего или ингиби-рующего действия тяжелых металлов на функциональную активность почвенной микрофлоры при хроническом действии у-облучения.

Показан нелинейный характер концентрационной зависимости биохимических и физиологических эффектов действия тяжелых металлов.

Изменения биологической активности в реальных условиях радиационного загрязнения почв не имеют достоверной зависимости от у-активности '"Сб, однако статистически значимо связаны с интенсивностью действия факторов нерадиационной природы, в частности тяжелых металлов.

НА ЗАЩИТУ ВЫНОСЯТСЯ СЛЕДУЮЩИЕ ПОЛОЖЕНИЯ

1. Впервые установлен 2п-, Сё-зависимый эффект у-потенцииро-вания ферментативной активности микроорганизмов.

2. Присутствие в почве тяжелых металлов в концентрациях 10-100 мг 2п/кг и 0,5 - 16 мг Сс1/кг, оказывает нелинейное действие на ферментативную активность почвенных микроорганизмов, нарушая гомео-статические показатели их нормального функционирования.

3. Отсутствие прямого действия радиационного фактора на ферментативную активность микроорганизмов в условиях модельного эксперимента и в районах радиоактивного загрязнения территорий Злынковского района Брянской области.

4. Обнаружение достоверного у-модифицирующего эффекта действия тяжелых металлов (¿п, Сс1) на функционирование микроорганизмов в условиях модельного эксперимента и в почвах Брянской области, подвергающихся хроническому у-облучению.

5. Выявленные в работе нелинейные эффекты Тп-, Сс1-зависимого у-потенциирования ферментативной активности основных почвенных комплексов позволяют получить научнообоснованные оценки воздействия на микробоценозы почв сочетанного техногенного загрязнения, имеющие значения для экологического мониторинга.

Апробация работы

Основные результаты диссертационной работы доложены и обсуждены на:

• Всероссийском научном симпозиуме "Мониторинг загрязнения почв ксенобиотиками и адсорбционные методы детоксикации"

(Краснодар, 1993г.);

• II Международной конференции "Радиобиологические последствия радиоактивного загрязнения" (Москва, октябрь 1994 г.);

• 10-м Интернациональном конгрессе по азотфиксации (с,-

Петербург, май 1995г.);

• 4-ом Интернациональном симпозиуме по несимбиотической азотфиксации И 1-ОМ симпозиуме по биострессорам (Дармстадг, Германия,

июль 1995 г.);

• семинарах кафедры экологии ОИАтЭ;

• конкурсе молодых специалистов, соискателей и аспирантов ИАТЭ, посвященном 10-летию института (диплом).

Публикации

По материалам диссертации опубликовано 9 печатных работ.

Структура и объём работы

Диссертационная работа изложена на 111 страницах машинописного текста и состоит из введения, трех глав, включающих аналитический обзор литературы, материалы и методы исследования, результаты и их обсуждение, заключения и выводов. Список литературы содержит 145 отечественных и 43 иностранных источников. Экспериментальный материал представлен на 15 таблицах и 16 рисунках.

МА ТЕРИАЛЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ

В модельном эксперименте использовали дерново-подзолистую почву, отобранную в окрестностях г. Обнинска с фоновым содержанием '"Сб 37 Бк/кг, Тп 1,5 мг/кг, С(1 0,2 мг/кг. Ъа. вносили в виде хорошо растворимой соли гпБСИ- 7НгО в концентрациях 10; 20; 60 и 100 мг гп/кг почвы (ПДКгп = 23 мг/кг). Сё вносили в виде хорошо растворимой соли ЗСёБО,,. 8Н20 в концентрациях 0.5; 2.0; 8.0 и 16.0 мг Сё/кг почвы (ПДКсм = 3-5 мг/кг), увлажняя растворами указанных солей до 60%-ной влагоемкости. Хроническое облучение образцов почвы, расположенных слоем не более 1 см, проводили с помощью точечного источника '"Се на установке, разработанной для экологических исследований на кафедре ядерной физики Института атомной энергетики (г. Обнинск). Мощность дозы у-облучения 5- 10"5 Гр/ч. Отбор образцов, облученных в дозах 3.6-10-3; 8.4-10"3; 1.2-10"2Гр, проводили на 3-; 7- и 10-е сут. соответственно. Выбор указанных доз определялся уровнем содержания '"Сб в 1993 г. в дерново-подзолистой почве Злынковского района Брянской области, подвергшемся радиоактивному загрязнению в результате аварии на Чернобыльской АЭС, которую использовали ДЛЯ натурного эксперимента (Беляев, Демин, Книжников, 1992). Критерием отбора образцов почв был уровень их у-излучения, фиксировавшийся дозиметром ИРД-10. В качестве контроля служили образцы дерново-подзолистой почвы луговины Выгоничского района Брянской области, не пострадавшего в результате аварии на ЧАЭС. Концентрацию 137Сз определяли на установке "Крона-П-24" с ошибкой 10 - 25%. Элементный состав образцов почвы определяли методом ренттенофлуорес-центного анализа на установке "Кобальт-57" со стандартной ошибкой 25%. Содержание '"Се в контрольных образцах было от 5,91-Ю2 до

3,03-Ю3 Бк/кг почвы, в остальных образцах варьировало от 7,03-Ю3до 1,42-105 Бк/кг, т.е. различалось по этому показателю в 10 - 100 раз.

Дегидрогеназную, каталазную и инвертазную активности микроорганизмов оценивали по методу Хазиева (1991).

Активность азотфиксации и денитрификации определяли ацетиленовым газохроматографическим методом по Умарову с соавт. (1981). Дыхание почв определяли на газовом хроматографе по эмиссии С02 по Умарову с соавт. (1980,1981).

Планирование модельных и натурных опытов, а также статистическая обработка экспериментальных данных проведена по Доспехову (1972.).

РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ

На рис. 1 представлено изменение активности почвенных ферментов инвертазы, каталазы и дегидрогеназы при сочетанном и раздельном действии у-излучения и Т.п. Из рис. 1а видно, что при концентрации Хп 20 мг/кг почвы наблюдается выраженный эффект стимуляции инвертазной активности (кривая 1). Однако увеличение концентрации Хп до 60 - 100 мг/кг приводит к подавлению активности фермента до уровня, примерно на 30% ниже контроля. у-Облучение образцов почв само по себе не приводило к изменению инвертазной активности, о чем свидетельствует совпадение кривых 1 и 2 при фоновом содержании Хп. Однако, вопреки ожидаемому по результатам раздельного действия изучаемых факторов повторения гп-зависимого изменения ферментативной активности при сочетанном действии Хп и хронического у-излучения, выявлен достоверный (р < 0,05) эффект 2п-зависимого у-потенциирования инвертазной активности при внесении в почву Хп в концентрациях 10 - 100 мг/кг и особенно выраженный при концентрации Хп 60 мг/кг (рис.2). Заметим, что при этом полностью снимается ингибирующий эффект, отмеченный при раздельном действии Хп в концентрациях 60 - 100 мг/кг (кривая 2 на рис. 1а). На рис.2 представлен эффект 7п-зависимого у-потенциирования ферментативной активности почв. Зависимости получены путем вычитания величины активности ферментов в контроле и при раздельном действии у-излучения и тяжелых металлов за вычитанием контроля из величины активности ферментов при сочетанном действии факторов, т.е. отражают собственно эффект взаимодействия у-излучения и Хп.

Из рис.1б видно, что у-облучение в течение всего времени эксперимента не приводило к изменению каталазной активности. Внесение Хп в малых концентрациях активизировало, в больших ингибировало ферментативную активность (кривая 1). При совместном действии у-облучения и Хп в концентрациях 10-20 мг/кг эффект стимуляции каталазной активности сохраняется, однако достоверно снижается по сравнению с действие только Хп в данных концентрациях (кривая 2). С увеличением содержания Хп до 60 мг/кг стимулирующий эффект раздельного действия Хп полностью нивелируется, а при повышении кон-

центрации Zn до 100 мг/кг в сочетании с у-облучением наблюдается эффект у-потенциирования ингибирующего действия Zn на каталазную активность(рис.2).

Из рис.1 в можно сделать вывод об аналогичном с каталазной изменении дегидрогеназной активности при внесении Zn в почву. При сочетанном действии Zn и у-излучения отмечено достоверное снижение дегидрогеназной активности при содержании Zn 20 - 60 и, особенно, 100 мг/кг почвы и хроническом у-облучении в дозе 0,84-Ю 2 Гр (рис.2). Отсутствие изменения дегидрогеназной активности при у-облучении образцов почвы и появление эффекта при совместном действии у-облу-чения и Zn, отличного от эффекта, полученного при действии только Zn, говорит о у-потенциировании ингибирующего действия Zn на де-гидрогеназную активность почвенного микробоценоза.

Таким образом, Zn в концентрациях от 10 до 100 мг/кг почвы оказывает стимулирующее, а с увеличением концентрации ингибирую-щее действие на активность почвенных ферментов инвертазы, каталазы и дегидрогеназы. у-Облучение почвенных образцов в дозе 0,84-10"2Гр не приводит к изменению ферментативной активности. При сочетанном действии у-излучения и Zn выявляются достоверные у-потенциирую-щие эффекты, приводящие к стимуляции инвертазной активности и к ингибированию каталазной и дегидрогеназной активностей.

Одним из наиболее токсичных для почвенной биоты тяжелым металлом является Cd (Lee, 1976; Gindell, 1976; Родынюк, 1985; Цаплин, 1994). Из рис.3 можно заключить, что изменения ферментативной активности почв, полученные в экспериментах по раздельному и сочетанному действию Cd и у-излучения, аналогичные с эффектами, полученными при действии Zn и ионизирующего излучения.

В проведенной серии экспериментов выявлен Cd-зависимый по-тенциирующий эффект действия у-излучения l37Cs для всех используемых в исследовании ферментных систем. На рис.4 по аналогии с рис.2 представлено сочетанное действие Cd и хронического у-облучения в дозе 0,84-10'2 Гр. На рис. 1-4 приведены данные о ферментативной активности, полученные на 7-е сут. сочетанного действия у-излучения и тяжелых металлов. На 3- и 10-е сут. эксперимента закономерности в изменении активности ферментов были идентичными, что отражено в табличном приложении к диссертации.

Наиболее значимым из полученных результатов представляется то, что у-облучение почвы само по себе не оказывает достоверного влияния на ферментативную активность, однако сочетанное действие с

Рис. 1. Изменение инвертазной, мг глюкозы/г.сут (а), каталазной смЮ^г. мин (б) и дегидрогеназной, мгТФФ/Юг.сут (в) активностей почв в зависимости от содержания 2п (1) и при сочетанием действии 7.п и у-излучения (2);

по оси абсцисс — мг 7х\]кс.

действии у-излучения и 2.п\

по оси абсцисс — мг 2п/кг;

по оси ординат — ферментативная активность,%.

ионами Ъа. и Сс1 приводит к выраженным у-потенциирующим эффектам, приводящим к стимуляции или ингибированию ферментативной активности. Используемые в исследовании дозы у-облучения в 10 - 100 раз ниже, чем дозы, приводящие к гибели МИКрООрганИЗМОВ (Сокурова, 1956; Тимофеев-Ресовский, 1957; Кашкина, 1969; Егорова, Степанов, 1991). Это ИСКЛЮЧает возможность повышения биологической активности микроорганизмов в результате селекции и развития устойчивых форм микробиоты, использующих в качестве субстрата отмершие клетки. И всё же следует признать, что для выявления реальных механизмов Хп- и Сс1-зави-симых эффектов у-потенциирования необходимы специальные эксперименты, объясняющие новые в радиобиологии закономерности соче-танного действия факторов химической и физической природы.

На рис.5 представлено изменение активности азотфиксации, де-нитрификации и эмиссии С02 при сочетанием и раздельном действии у-излучения и Zn на 7-е сут эксперимента. Аналогичные закономерности были отмечены на 3-е и 10-е сут. воздействия указанных факторов и в силу этого не приводятся. Видно, что Ъа в концентрациях 60-100 мг/кг почвы оказывает достоверное (р< 0.05) ингибирующее действие на активность азотфиксации (кривая 1). При у-облучении почвы в дозе 0,84 -Ю-2 Гр изменения активности азотфиксации не выявлено, о чем свидетельствует совпадение кривых 1 и 2 при фоновом содержании Хп. Вопреки ожидаемому суммированию эффектов Хп и у-излучения при их сочетанием действии выявлено достоверное ( р<0.05 ) 2п-зависимое у-потенциирование азотфиксирующей активности (кривая 2). Сочетан-ное действие у-излучения и Хп в концентрации 10 мг/кг приводит к 15%-ному повышению азотфиксации по сравнению с контролем. С увеличением концентрации Xп до 20 мг/кг активность азотфиксации достигает максимального в эксперименте значения на 30% превышая уровень контроля. Дальнейшее повышение концентрации Хп до 60 мг/кг в сочетании с у-излучением не приводит к изменению азотфиксации по сравнению с контрольным уровнем, однако на 10% снижает ингибирующее действие указанной концентрации Хп в варианте без у-об-лучения. При повышении концентрации Zn до 100 мг/кг почвы потен-циирующий эффект у-излучения исчезает.

Активность денитрификации достоверно снижается при внесении Хп в концентрации 10 мг/кг почвы по сравнению с контрольным уровнем с усилением ингибирующего эффекта при увеличении концентрации Хп вплоть до 100 мг/кг (кривая 1). Раздельное действие у-излучения в течение всего эксперимента не приводило к изменению денитрифицирующей активности. При сочетанном действии этих факторов по-тенциирующий эффект у-излучения был менее выражен, чем в случае азотфиксации, однако оставался достоверным (р < 0.05) при концентрации Хп 10-60 мг/кг и выражался в уменьшении на 6 - 13% ингибирующего действия соответствующих концентраций Хп. При концент рации Хп 100 мг/кг у-потенциирующий эффект не проявляется (кривая 2 на рис.5б).

3.8

3.5

6.5

О 2.0 8.0 16.0

Рис. 3. Изменение инвертазной, мг глкжозы/г.сут (а), каталазной см30;/г.мин (б) и дегидрогеназной, мгТФФ/Юг.сут (в) активностей почв в зависимости от содержания С<1 (1) и при сочетанием действии Сс1 и у-излучения (2).

по оси абсцисс — мг С<1/кг

Рис. 4. Сс1-зависимый эффект у-потенциирования инвертазной (а), каталазной (б) и дегидрогеназной (в) активностей почв при сочетанном действии у-излучения и Сс1;

по оси абсцисс — мг Сс1/кг;

по оси ординат — ферментативная активность,%.

Дыхание почвы при содержании Zn ло 10 мг/кг не отличается от контрольного уровня, однако увеличение содержания 2,п до 20 - 60 мг/кг приводит к достоверному ингибированию эмиссии С02, усиливающемуся с увеличением концентрации 2п до 100 мг/кг (кривая 1 на рис.5в). у-Облучение в данной дозе не оказывает влияния на эмиссию С02. Сочетанное действие у-облучения и 2,п приводит к полному снятию ингибирующего действия в концентрации 20 мг/кг и к достоверному ослаблению токсического действия Ъл при его содержании в почве до 100 мг/кг, т.е. наблюдается гп-зависимый у-потенциирующий эффект.

На рис.6 показано сочетанное действие у-излучения и Хп на азот-фиксирующую, денитрифицирующую активности и эмиссию С02. Зависимости представлены как отклонение от контроля (Ек) ферментативной активности в случае действия только у-излучения (Еу) и только металла (Ем), вычитаемых из разности с контролем ферментативной активности при сочетанном действии (Ем+у). Полученная разность делится на контроль и выражается в %. Таким образом, эффект взаимодействия у-излучения и 2п представлен в явном виде и в сопоставимых единицах для всех изученных показателей, а именно: Ем+у - (Ем + Еу - ЕЛ • 100% Ек

или

Ем-ьу Ем • 100% Ек

т.к. отклонения от контроля в случае только у-излучения были недостоверны и Еу=Ек.

Таким образом, на фоне отсутствия изменений активности азот-фиксации, денитрификации и эмиссии С02 при у-облучении образцов почвы и усиления ингибирующего действия с увеличением содержания в почве Тп при сочетанном действии этих факторов наблюдается ранее не представленный в литературе эффект ослабления токсического действия тяжелого металла, который определен как 2п-зависнмое у-потенциирование изученных ферментных систем.

Для выяснения вопроса о том, является ли обнаруженный эффект у-потенциирования универсальным, либо характерен только при загрязнении почв солями Ъп. по аналогичной схеме было изучено раздельное и сочетанное действие у-излучения и одного из наиболее токсичных среди тяжелых металлов - Сс1. Из рис.7 видно, что сочетанное действие С<1 и у-излучения приводит к аналогичным с действиям Ъх\ и ионизирующего излучения изменениям активности азотфиксации, денитрификации и эмиссии С02.

а

б

в

100

Рис. 5. Изменение азотфиксации, мкг Ыз/г.сут (а), денитрификации, мкг №0/г.сут (б) и эмиссии СО:, мкг СО^г.сут почв (в) в зависимости от содержания 7л (1) и при сочетанном действии Хп и у-излучения (2); по оси абсцисс — мг Тп1кт.

-ю -1-

Рис. 6. 2п-зависимый эффект у-потенциирования азотфиксации (а), денитрификации (б) и эмиссии СО: (в) в дерново-подзолистой почве при сочетанном действии у-излучения и 7.п\ по оси абсцисс — мг Znlкv,

по оси ординат — биологическая активность,%.

На рис.8 по аналогии с рис.6 в явном виде и в сопоставимых для всех ферментных систем условных единицах показан Сс1-зависимый эффект у-потенциирования азотфиксации, денитрификации и дыхания, максимальный для денитрификации при содержании С<1 16 мг/кг.

Итак, экспериментально показанное существование 2п- и Сё-за-висимого у-потенциирования дегидрогеназной, каталазной, инвертаз-ной активностей, а также активностей азотфиксации, денитрификации и эмиссии С02 почвенными микроорганизмами позволяет предположить универсальность обнаруженного феномена, видимо, характерного для всей группы тяжелых металлов. В этой связи особый интерес представляет выяснение возможных механизмов этого эффекта, близкого по сути к синергизму.

Не вызывает удивления, что у-излучение при используемой мощности дозы не оказывало заметного влияния на биохимические показатели, однако под действием радиации в микробных комплексах, вероятно, происходят изменения, создающие предпосылки для модификации эффектов в случае сочетанного действия у-излучения и тяжелых металлов.

Таким образом, в ходе проведенных исследований показано существование закономерностей ответных реакций почвенной биоты на сочетанное действие стрессоров физической и химической природы, такие как повышение стимулирующего действия тяжелых металлов 2п и Сй в малых концентрациях, снижение вплоть до полного нивелирования ингибирующего действия их токсичных концентраций при у-об-лучении или усиление ингибирующего действия. Следовательно, фактор комплексного загрязнения почв тяжелыми металлами и даже малыми концентрациями радионуклидов необходимо учитывать при экологическом мониторинге техногенных экосистем.

Проверка результатов модельных опытов по выявлению эффектов сочетанного действия у-излучения, 2п и Сс1 была проведена в условиях фактического загрязнения территорий Злынковского района Брянской области радионуклидами в результате аварии на Чернобыльской АЭС.

Из рис.9 видно, что при содержании 2п в почве Брянской области до 10-20 мг/кг активность инвертазы возрастает на 11%, при увеличении содержания 2п до 60 мг/кг наблюдается максимум инвертазной активности, в 2 раза превышающий контрольный уровень. С дальнейшим увеличением содержания Ъп до 110 мг/кг инвертазная активность достоверно (р<0.05) снижается на 23% по отношению к максимальной величине.

Наибольшая в исследуемых образцах почв дегидрогеназная активность выявляется при содержании Zn 60 мг/кг почвы, в 7 раз превышающая контрольный уровень. При дальнейшем увеличении концентрации 2п наблюдается достоверный (р<0.05) спад активности фермента на 30% по отношению к максимуму активности.

Постепенное повышение каталазной активности максимально на 37% в исследуемых образцах наблюдается с увеличением содержания 2п до 10-30 и, особенно, 60 мг/кг.

б

Рис. 7. Изменение азотфиксации, мкг ЫУг.сут (а), денитрификации, мкг ЫгО/г.сут (б) и эмиссии СОз, мкг СО^г.сут (в) почв в зависимости от содержания С<1 (1) и при сочетанном действии С<1 и у-излучения (2); по оси абсцисс — мг Сс1/кг.

Рис. 8. Сс1-зависимый эффект у-потенциирования азотфиксации (а), денитрификации (б) и эмиссии СОз (в) в дерново-подзолистой почве при сочетанном действии у-излучения и Сс1; по оси абсцисс — мг Сё/кг; по оси ординат — биологическая активность,%.

Итак, с увеличением содержания Ъх\. от кларкового уровня до 60 мг/кг в образцах почв наблюдается повышение активности всех исследуемых ферментных систем. С дальнейшим увеличением содержания Ъл до 110 мг/кг дегидрогеназная и инвертазная активности достоверно снижаются, каталазная активность остается на постоянном уровне. Интересно, что с увеличением содержания 137Сз в почвах Брянской области наблюдается аналогичный с действием Ъъ. эффект изменения ферментативной активности микроорганизмов, что представлено в табличном приложении к диссертации.

В модельном эксперименте был выявлен 2п-зависимый у-потен-циирующий эффект сочетанного действия у-излучения и Хп на ферментативную активность почв. В поисках объяснения полученных закономерностей в природных образцах найдена корреляция (г = 0,9) между содержанием в почве Тп и радиоцезия (рис.10). Не исключено, что слаборазвитые в промышленном отношении районы Брянской области получили весь ком плекс техногенных стрессоров в результате аэрозольных выпадений после аварии на ЧАЭС (Маркин, 1993).

Итак, в модельном эксперименте доказано отсутствие действия у-излучения на функциональную активность почвенных микроорганизмов. Анализ ферментативной активности почв Брянской области продемонстрировал принципиальную сходимость результатов действия 7л\ и |37Сз. Однако, высокие уровни корреляции (г = 0,9) между содержанием 7л\ и радиоцезия заставляют весьма осторожно интерпретировать экспериментальные данные. В данном случае более вероятно, что радиационный фактор не определяет повышение ферментативной активности, а потенциирует действие 7.п на биологическую активность почв в условиях фактического радиоактивного загрязнения.

Из рис.11 видно, что Сё изменяет ферментативную активность аналогично действию 2п: в малых концентрациях происходит активация ферментов, с увеличением концентрации Сё ингибирование ферментативных процессов.

Сопоставляя результаты модельного и натурного экспериментов, можно заключить, что в почвах районов Брянской области, подвергшихся загрязнению в результате аварии на Чернобыльской АЭС, наблюдается достоверное (р<0.05) повышение дегидрогеназной и инвер-тазной активности с увеличением содержания Ъа. в почве до 60-70 мг/кг, а для каталазной активности вплоть до концентрации Ъа. 110 мг/кг. С увеличением содержания Сё в почве до 2.4 мг/кг найдено повышение инвертазной и дегидрогеназной активности. С увеличение содержания Ъа до 110 мг/кг, Сё до 3.8 мг/кг наблюдается достоверное снижение ферментативной активности. Причем, показанное в модельном эксперименте Сё-зависимое у-потенциирование ферментативной активности при четкой корреляции содержания Zn и |37Сэ в образцах, говорит о существовании 2.П-, Сё-зависимого у-потенциирования дегидрогеназной, инвертазной и каталазной активностей в почвах с фактическим загрязнением радионуклидами.

1-3 ±

50

100

Рис. 9. Зависимость инвертазной, мг глюкозы/г.сут (а), каталазной см30:/г.мин (б) и дегидрогеназной, мгТФФ/Юг.сут (в) активностей почв Брянской области от содержания Ъл в образце; по оси абсцисс — мг 7.п!кг.

120 -г

юо -

80 -

60 -

40 -

20 -

Рис. 10. Изменение содержания 2п в образцах почв Брянской области в зависимости от содержания 137Сз; по оси абсцисс — 104 Бк 137Сб/кг; по оси ординат — мг Хп1кг.

Рис. 11. Зависимость инвертазной, мг глюкозы/г.сут (а), каталазной см3Ог/г.мин (б) и дегидрогеназной, мгТФФ/Юг.сут (в) активностей почв Брянской области от содержания Сс1 в образце; по оси абсцисс — мг Сс1/кг.

Рис. 12. Изменение активностей азотфиксации, мкг Ыг/г.сут (а), де-нитрификации, мкг ИгО/г.сут (б) и эмиссии СО:, мкг СОз/г.сут (в) в образцах почв Брянской области с увеличением содержания Zn■, по оси абсцисс — мг 2п/кг.

Из рис.12 видно повышение от 5,49+0.97 до 16,49±1.05 мкг Ы2/г*сут активности азотфиксации с увеличением содержания 7.п от кларкового количества до 30 мг/кг. С дальнейшим увеличением содержания Ъл до 110 мг/кг наблюдается достоверное снижение активности азотфиксации до 6.25+1.92. Известно, что присутствие в почвах повышенного количества тяжелых металлов приводит к снижению активности азотфиксации, например, в черноземах в 4 - 100 раз (Умаров, Азиева, то). При загрязнении серозема тяжелыми металлами, в 1,5-2 раза превышающими их фоновый уровень, отмечается снижение активности азотфиксации в 2 - 3 раза. В образцах дерново-подзолистых почв, используемых в эксперименте, снижение активности азотфиксации не наблюдается даже при концентрации Ъъ, в 5 раз превышающей фоновую. Ранее было оценено влияние на азотфиксацию у-облучения в дозах до 1000 Гр (сокурова, 195б). Показано, что у азотобактера процесс фиксации молекулярного азота оказался более стойким к действию излучения, чем процессы роста и клеточного деления. Дозы, полностью тормозившие клеточное деление азотобактера, почти не оказывали влияния на его способность связывать атмосферный азот.

Хотя в исследуемых образцах почв выявляется аналогичная зависимость активности азотфиксации от содержания в почве Zn и радиоцезия, вероятно, не радиационный фактор определяет полученный феномен. Можно предположить, что на активность азотфиксации в почвах Брянской области определенное влияние оказывают соединения Zn в концентрациях от кларковых до 100 мг/кг почвы, хотя нельзя исключить потенциирующего действия '"Се. Вместе с тем, в исследуемых почвах выявлено повышение активности азотфиксации с увеличением концентрации Сс1 до 1.4 мг/кг почвы, с дальнейшим достоверным снижением азотфиксирующей активности при увеличении содержания Сё до 3.8 мг/кг (рис.13).

Наиболее чувствительными к действию облучения микроорганизмами называют нитрификаторов, денитрификаторов и целлюлозо-разрушителей (мош1, Ьауы, 1964). На рис.12 показана зависимость активности денитрификации от концентрации Zn, возрастающая от 3.50Ю.81 до 4.61±1.12 мкг К20/г«сут с увеличением содержания Хп до 30 мг/кг и снижающаяся до 2.02±0.09 мкг К20/г«сут с увеличением содержания Zn до 110 мг/кг. На рис.13 представлена зависимость активности денитрификации от содержания Сс1, которая достоверно (р<0.05) возрастает от 2,02+0.18 до 4,61±0.58 мкг ^0/г*сут с увеличением содержания Сс1 до 1.9 - 2.4 мг/кг. С увеличением концентрации Сс1 до 3.8 мг/кг наблюдается снижение денитрифицирующей активности. Еще в 60-е годы было доказано, что инактивация микроорганизмов непосредственно в почве происходит при значительно больших дозах у-излу-чения, чем инактивация чистых культур микроорганизмов, выращенных на питательных средах (мош1, ЬаУы, 1964). Так, инактивация денитрификации отмечена при 1000 Гр. Учитывая выше сказанное, можно предположить, что радиационный фактор не определяет выявленные изменения активности денитрификации в исследуемых условиях ра-

диоактивного загрязнения территории, а потенциирует 2-п-, Сё-зависимые эффекты.

На рис.12, 13 представлено изменение эмиссии С02 в образцах почв Брянской области в зависимости от содержания Zn и Сё. Высокая устойчивость к продуцированию С02 по сравнению с усвоением молекулярного азота отмечалась ранее и связывалась со многими причинами (Раськова с соав.,1983; Косннова, 1985). С одной стороны, образование С02 идет различными метаболическими путями, с другой, к аэробному дыханию способно большое число микроорганизмов, и по этому показателю судят об общей биологической активности почв. Таким образом, большое разнообразие видов, определяющее эмиссию С02 при действии различных факторов, увеличивает число устойчивых к их действию форм. Вместе с тем, вероятность отбора и конкурентной борьбы внутри сообщества мала в силу исключительно малых доз действующих факторов (Дубинин, 1972; НеаЖуап, 1988; Вопоп, 1991; Бочков, 1993; Поликарпов, 1993). Хотя эмиссия СО2 подвержена меньшим изменениям, отмечено повышение почвенного дыхания при загрязнении Zn в концентрациях 10 -30 мг/кг, Сё 1,9 - 2,4 мг/кг.

Поскольку анализировались образцы почв, взятые в природных условиях, невозможно учесть весь комплекс действующих на почвенную биоту факторов, таких как влажность, температура, рН, приводящие к изменению биологической активности почв. Однако, полученные результаты позволяют сделать вывод о существенном влиянии со-четанного действия тяжелых металлов Хп, Сё и радиационного фактора на активность почвенных ферментов, а также процессов азотфикса-ции, денитрификации и дыхания почв.

Существование зависимого от тяжелых металлов и прогрессивно растущего при антропогенном загрязнении биосферы действии ионизирующего излучения необходимо учитывать при оценке экологических последствий аварий на объектах атомной энергетики.

ВЫВОДЫ

1. Индуцированные тяжелыми металлами Хп и Сё в концентрациях 0.2 - 0.5 до 3 - 8 ПДК изменения биохимической и физиологической активностей микроорганизмов имеют нелинейное распределение: с увеличеснием содержания в почве солей тяжелых металлов эффект меняется от стимуляции к ингибированию ферментативной активности.

2. у-Облучение тонкослойных почвенных образцов в дозах 0.36, 0.84, 1.2 рад не оказывает существенного влияния на биологическую активность микроорганизмов.

3. Характерен нелинейный (у-потенциирование) эффект сочетан-ного действия у-излучения и тяжелых металлов (¿п, Сё) на ферментативную активность микроорганизмов, который имеет место во всей области исследуемых значений экспозиции и максимален на 7 сут. воздействия.

Рис. 13. Изменение активностей азотфиксации, мкг Ыг/г.сут (а), де-нитрификации, мкг Ы:0/г.сут (б), и эмиссии СО2, мкг СО^г.сут (в) в образцах почв Брянской области с увеличением содержания С<1; по оси абсцисс — мг Сс1/кг.

23.2 ±

Отсутствие прямого действия у-излучения не позволяет отнести полученный эффект сочетанного действия к классу синергизма или антагонизма.

4. Биохимическая и физиологическая активности почв Брянской области, пострадавшей в результате аварии на Чернобыльской АЭС, достоверно не зависят от у-активности '"Сб. Статистически достоверные различия, полученные на участках с различной у-активностью 137Сэ, обусловлены действием нерадиационного фактора, потенции-руемого ионизирующим излучением.

5. Показанные в модельном эксперименте нелинейные эффекты сочетанного действия радиационных и химических факторов, выражающихся в 7.П-, Сё-зависимом у-потенциировании физиологических и биохимических характеристик микроорганизмов имеют место в мик-робоценозах почв Брянской области, пострадавшей в результате аварии на Чернобыльской АЭС.

6. Выявленные в работе нелинейные эффекты Zn-, Сё-зависимого у-потенциирования ферментативной активности основных почвенных комплексов позволяют получить научнообоснованные оценки воздействия на микробоценозы почв сочетанного техногенного загрязнения,

которое в реальных условиях характеризуется большим числом одновременно действующих факторв, наличием нелинейных эффектов (потенциирование), небольшим превышением содержания поллютан-тов над фоновымы значениями и малым объемом выборки.

7. Используемый в работе комплекс экспресс-диагностических методов оценки биохимической и физиологичской активностей почвенных микроорганизмов является чувствительным и информативным и может быть применен для выявления районов, подвергшихся радиоактивному загрязнению на фоне повышенного содержания тяжелых металлов.

Учитывая сделанные выводы, до полного выяснения молекуляр-но-физиологических механизмов сочетанного действия, очевидна необходимость отслеживания нелинейных эффектов взаимодействия факторов физической и химической природы для адекватного анализа реальной экологической обстановки в зоне аварий на предприятиях ядерной энергетики.

Список работ, опубликованных по теме диссертации

М.Кромка, М.М.Умаров, А.Л.Степанов, Е.И.Егорова. Динамика потребления закиси азота в различных типах почв СССР// Международный симпозиум "Биодинамика почв". Таллин, 1988. С.39.

Е.И.Егорова, А.Л.Степанов. Влияние у-излучения на выживаемость и денитрифицирующую активность культуры Pseudomonas fluorescens в дерново-подзолистой почве//Вест.Моск.ун-та, 1991. Сер.17. №3. С.61-64.

Е.И.Егорова, Б.И.Сынзыныс. Оценка загрязнения почв Брянской области ксенобиотиками по их ферментативной активности// Материалы Все-рос. науч. симпозиума "Мониторинг загрязнения почв ксенобиотиками и адсорбционные методы детоксикации. Краснодар, 1993. С.27-28.

Egorova E.I. Regularities of soil biota's function activity change under radioactive contamination condition// 2nd International Conference "Radiobiological consequences of nuclear accidents". Moscow, 1994. P.53.

Egorova E.I. Soil nitrogen fixation for the combined action of y-radiation and heavy metals presence// 10th International Congress on Nitrogen Fixation. St.Petersburg, 1995. P.584.

Egorova E.I. Soil nitrogen fixation, denitrification and СОг flux for the condition of combined radionuclids and heavy metal contamination// 4th International Symposium on Inorganic Nitrogen Assimilation, 1st Fohs Biostress Symposium. Seeheim/Darmstadt, Germany, 1995. P.33.

Егорова Е.И. Ферментативная активность почв Брянской области, пострадавшей в результате аварии на Чернобыльской АЭС// Изв.ВУЗов. Ядерная энергетика, 1995. №3. С. 72-77.

Е.И.Егорова, С.М.Полякова. Ферментативная активность почв при сочетанном действии у-излучения и тяжелых металлов// Радиационная биология. Радиоэкология, 1996. Т.36. Вып.2. С.

Е.И.Егорова. Активность азотфиксации, денитрификации и эмиссии СОг при сочетанном действии у-излучения и тяжелых металлов в почве// Радиационная биология. Радиоэкология, 1996 . Т.36. Вып.2. С.