Основные факторы и механизмы фитотоксичности топливных углеводородов и условия ее снижения

Халилова, Айгуль Фидаилевна

Бесплатный автореферат и диссертация по биологии на тему
Основные факторы и механизмы фитотоксичности топливных углеводородов и условия ее снижения
ВАК РФ 03.02.08, Экология (по отраслям)

Автореферат диссертации по теме "Основные факторы и механизмы фитотоксичности топливных углеводородов и условия ее снижения"

На правах рукописи

Халилова А и гуль Фидаилевна

ОСНОВНЫЕ ФАКТОРЫ И МЕХАНИЗМЫ ФИТОТОКСИЧНОСТИ ТОПЛИВНЫХ УГЛЕВОДОРОДОВ И УСЛОВИЯ ЕЕ СНИЖЕНИЯ

03.02.08 - Экология

Автореферат диссертации на соискание ученой степени кандидата биологических наук

6 ДЕК 2012

Казань-2012

005056835

Работа выполнена в научно-исследовательском отделе Химии окружающей среды Химического Института ФГАОУВПО «Казанского (Приволжского) федерального университета»

доктор биологических наук, профессор Бреус Ирина Петровна, Казанский (Приволжский) федеральный университет, г. Казань доктор биологических наук, профессор Алимова Фарида Кашифовна, Казанский (Приволжский) федеральный университет, г. Казань

доктор биологических наук, профессор Пахомова Валентина Михайловна, Казанский государственный аграрный университет, г. Казань

Ведущая организация: Институт проблем экологии и

недропользования (ИПЭН АН РТ)

Научный руководитель:

Официальные оппоненты:

Защита диссертации состоится «20» декабря 2012 г. в часов на заседани

диссертационного совета ДМ 212.081.19 при Казанском (Приволжском) федеральном университете по адресу: 420008, г. Казань, ул. Кремлевская, 18.

Факс: (843) 238-71-21; (843) 231-52-40; e-mail: attestat.otdel@ksu.ru

С диссертацией можно ознакомиться в Научной библиотеке им. Н.И. Лобачеі ского Казанского (Приволжского) федерального университете по адресу: г. К; зань, ул. Кремлевская, 35.

Автореферат разослан 2012 г.

Ученый секретарь Диссертационного совета

кандидат биологических наук P.M. Зелеев

ОБЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА РАБОТЫ Актуальность проблемы. На фоне увеличения добычи, транспортировки, переработки и использования нефти и нефтепродуктов существенно возросли уровень и масштабы загрязнения природной среды углеводородами (УВ). При классификации органических загрязнителей УВ, входящие в состав моторных топлив, промышленных растворителей и других нефтепродуктов, выделяют в отдельную группу "топливных УВ". Особое внимание к их исследованию вызвано их гидрофобностью (низкой растворимостью в воде) и способностью существовать в почве одновременно в виде паров, сорбированной, жидкой и водной фаз, что существенно усложняет выявление механизмов их взаимодействия с компонентами окружающей среды [Солнцева, 1998; Mercer, 2004; Бреус, 2006].

Загрязнение почв УВ охватывает все компоненты экосистемы, в том числе обладающие высокой чувствительностью к нему растительные сообщества [Киреева, 2003; Оборин, 2008]. Чтобы иметь возможность управлять процессом снижения фитотоксичности УВ, необходимо учитывать совокупность факторов, определяющих их негативное воздействие, закономерности и механизмы его проявления. Особенно сильный стресс растения испытывают на этапе прорастания, во время которого решается сама возможность их существования [Киреева, 2003]. Кроме опосредованного влияния, связанного с трансформацией условий почвенной среды - главным образом, из-за увеличения гидрофобно-сти и заполнения УВ порового пространства почвенных капилляров, а также развитием в почве микромицетов, образующих токсины [Пиковский, 1993; Назаров, 2005] — важным на этом этапе является их непосредственный токсический эффект при контакте с семенами [Adam, 2002]. Негативное влияние УВ на растения продолжается в течение всего периода вегетации; при этом не всегда растения с высокой всхожестью на загрязненных почвах в дальнейшем сохраняют устойчивость к поллютанту [Besalatpour, 2008]. Согласно литературным данным и результатам исследований, ранее проведенных в отделе Химии окружающей среды, фитотоксичность УВ зависит от состава и свойств загрязнителя, типа и свойств почвы, а также отличается у разных видов растений [Chaineau, 1997; Salanitro, 2001; Шаронова, Бреус, 2012]. Однако в связи с недостаточностью экспериментального материала и существенным взаимовлиянием факторов, воздействующих на токсичность загрязненной почвы для растений и почвенных микроорганизмов, необходимо расширить и обобщить имеющиеся данные и количественно оценить основные факторы, определяющие фитотоксичность УВ. Действие УВ на компоненты почвенно-растительной системы начинается с их сорбционного взаимодействия с поверхностью почвенных частиц, семян и корней растений, поэтому очевидно влияние процессов сорбции на фитотоксичность. Однако эти аспекты природы фитотоксичности в литературе практически не рассмотрены. Показано, что сорбционные взаимодействия в почвенной среде существенно влияют на степень биодеградации УВ [Salanitro, 2001; Денисова, 2009], однако многие закономерности в этой области остаются нераскрытыми или требуют существенного уточнения.

В связи с этим целью данной работы являлось выявление основных фа» торов, закономерностей и механизмов, определяющих фитотоксичность тот ливных углеводородов и условия ее снижения.

Для достижения этой цели были решены следующие задачи:

1) Выявить и количественно описать основные факторы - природу и фазе вое состояние УВ, особенности строения семян, длительность контакта с УВ влияющие на всхожесть при прямом контакте с типичными представителям топливных УВ.

2) Установить роль и вклад различных механизмов сорбции в прорастани семян в условиях прямого контакта с УВ.

3) Провести сравнительную оценку всхожести растений при прямом ког такте с УВ и в условиях загрязнения почвы.

4) Выявить роль и количественно описать основные факторы, определяй: щие токсичность загрязненной УВ почвы для взрослых растений и почвенны микроорганизмов на примере системы «тридекан - почва - кукуруза».

5) Провести сравнительную оценку роли и вклада сорбционного, питател! ного и мелиоративного факторов, а также их сочетания, в усиление биодегрг дации УВ и снижение фитотоксичности загрязненной почвы.

Научная новизна и теоретическая значимость.

Впервые количественно описано влияние основных факторов, определяю щих воздействие жидкой фазы и паров УВ на всхожесть семян при их прямо] контакте. Установлено, что при этом, в отличие от почвенных условий, увели чение молекулярной массы УВ является негативным фактором, вызывающи] снижение всхожести. Разработан методический подход к изучению механизмо взаимодействия семян с УВ, с помощью которого на примере тридекана оцене на роль сорбционного фактора в загрязненной УВ почве. Дана количественна оценка зависимостей величин сорбции УВ от массы и удельной поверхност семян. Показано, что сорбция УВ реализуется в основном не на поверхност семени (адсорбция), а за счет проникновения УВ в семенную оболочку внутренний объем семени (абсорбция).

На примере системы «тридекан- почва-кукуруза» количественно описан1 основные факторы (кислотность, азотный режим, мелиоративный и сорбцион ный факторы, температурные условия вегетации), определяющие токсичност загрязненной почвы для взрослых растений и почвенных микроорганизмо! Выявлена и продемонстрирована возможность снижения фитотоксическог эффекта УВ путем оптимизации сорбционных свойств почвенной среды пр контролируемом введении в нее активных органических и органо-минеральны сорбентов.

Полученные результаты способствуют раскрытию механизмов воздейст вия гидрофобных органических загрязнителей на семена культурных растени}' выявлению важной роли сорбционного фактора в проявлении фитотоксичност

топливных УВ на разных этапах развития растений, а также вносят вклад в концепцию восстановления загрязненных ими почв.

Практическая значимость и реализация результатов исследований.

В работе установлено, что воздействие паров летучих УВ практически в той же степени опасно для семян растений, что и контакт с жидкими УВ. Это означает, что неэффективная очистка газо-воздушных выбросов на химических и нефтехимических производствах, утечка паров УВ на нефтехранилищах и бензозаправочных станциях могут наносить экологический вред растениям, сопоставимый с уроном, причиняемым аварийными проливами нефти и нефтепродуктов. Экспериментально доказано, что органо-минеральные сорбенты являются перспективными стимуляторами биодеградации УВ в почве и могут использоваться при развитии новых технологий ремедиации сред, загрязненных органическими поллютантами (патент РФ № 2450872 от 20.05.12, Международная заявка РСТ № 1Ш2011/000085 от 01.03.12). Полученные результаты используются при разработке технологии ремедиации почв, загрязненных УВ (в рамках проекта инновационного центра Сколково), основанной на интенсификации процессов их естественного самоочищения с помощью природных материалов и удобрений. Результаты исследований являются частью фундаментальной исследовательской темы грантов РФФИ и используются в учебном процессе КФУ при модернизации и разработке новых учебных программ.

Положения, выносимые на защиту

1. На стадии прорастания фактором, определяющим фитотоксичность загрязненной почвы, является сорбционное поглощение УВ семенами при их непосредственном контакте с учетом ослабления этого эффекта за счет сорбции и капиллярного удерживания УВ в почвенной среде.

2. На этапе вегетации влияние сорбционного фактора на фитотоксичность опосредовано и проявляется в совокупности с мелиоративным фактором и фактором азотного питания через изменение микробной активности почвы и степени биодеградации УВ.

3. Снижение фитотоксичности загрязненного УВ выщелоченного чернозема предполагает оптимизацию ряда эдафических факторов и сорбционных свойств почвенной среды в совокупности с оптимизацией уровня азотного питания. Совместная оптимизация этих факторов восстанавливает продуктивность растений кукурузы до уровня незагрязненной почвы.

4. Введение в состав торфо-аммиачных композиций низкостоимостного органоминерального сорбента на основе ЦСП и катионного ПАВ в качестве активной сорбционной добавки существенно интенсифицирует биодеградацию УВ в загрязненной почве.

Связь темы диссертации с плановыми исследованиями.

Работа выполнена в отделе Химии окружающей среды КФУ в соответствии с планом госбюджетной темы НИР КФУ № 01200609653 «Теоретические и экспериментальные аспекты взаимодействия геосорбентов с экзогенными угле-

водородами» и в рамках грантов: РФФИ №06-04-49098 «Закономерности и ме ханизмы влияния растений и минерального режима на поведение экзогенны: углеводородов в ризосфере лесостепных почв» и РФФИ № 09-04-01553 "Меха низмы формирования фитотоксичности в почвах, загрязненных углеводорода ми", а также ФЦП Федерального агентства по образованию "Научные и научно педагогические кадры инновационной России" (ГК П1382) «Физико математическая модель биоремедиации загрязненных топливными углеводоро дами почв и компьютерная программа подбора оптимальных сценариев очист ки».

Декларация личного участия автора. Автор провела полный анализ ли тературы, лично получила большинство экспериментальных данных и провел; их анализ и обсуждение результатов, активно участвовала в написании статей i тезисов.

Апробация. Результаты исследований были представлены и докладыва лись на международных (Милан, Италия, 2008: Зальцбург, Австрия, 2010; Мо сква, 2007, 2009, 2010, 2011; Санкт-Петербург, 2011; Астрахань, 2007, 2009 Пущино 2009, 2010); всероссийских (Санкт-Петербург, 2007, 2008; Астрахань 2009) и республиканских (Казань, 2005, 2006, 2007, 2008) научных конферен циях. Работы А.Ф. Халиловой, выполненные по теме диссертации, были удо стоены премии по поддержке талантливой молодежи приоритетного нацио нального проекта "Образование" в рамках Международного молодежного на учного форума «Ломоносов-2009» (Москва, 2009), премии «Конкурс проекте] для аспирантов КГУ III года очного обучения» (Казань, 2010), стипендии фонд; «Создание поколения будущего» (Казань, 2007), диплома за лучший доклад н; научно-образовательной конференции студентов КГУ (Казань, 2007), а такж( диплома Всероссийского Открытого Конкурса студенческих работ в обласи развития связей с общественностью «Хрустальный Апельсин» (Казань, 2005).

Публикации. По материалам диссертации опубликовано 26 научных ра бот, из них 6 статей в центральных журналах, 13 статей в сборниках материале] конференций и 7 тезисов докладов, Патент РФ и Международная заявка РСТ.

Структура и объем работы.

Диссертация состоит из введения, трех глав, выводов, научно практических рекомендаций, списка литературы (205 источников, из них 11! иностранных). Работа изложена на 138 страницах машинописного текста, вклю чает 4 рисунка и 12 таблиц, а также Приложение на 22 стр.(7 рис., 7 табл.)

Благодарности.

Автор выражает глубокую признательность научному руководителю зав отделом Химии окружающей среды КФУ проф., д.б.н. Бреус И.П. за внима тельное отношение к работе; к.х.н. Неклюдову С.А. за консультации при про ведении экспериментов, ведущему инженеру Чистовой В.А. за помощь при проведении агрохимических анализов, а также всем коллегам и соавторам публикаций.

ОСНОВНОЕ СОДЕРЖАНИЕ ДИССЕРТАЦИИ

Объекты и методы исследований

Прямой токсический эффект УВ на всхожесть изучали в лабораторных опытах в чашках Петри в термостате при 28°С при непосредственном контакте разной длительности (от 20 мин до 8 часов) с покоящимися семенами. Были исследованы типичные представители жидких УВ, входящих в состав моторных топлив, бензиновой и дизельной фракций нефти: алифатический н-тридекан (ТД), моноароматические бензол и толуол и полиароматический 1-метилнафталин (МН). Сравнительное изучение фитотоксичности бензола и толуола проводили в жидкой и газообразной фазе; этот аспект в настоящее время практически не изучен. Выбор опытных культур (типичных представителей семейств мятликовые и бобовые) проводили с учетом литературных данных, а также результатов исследований нашего отдела, которые характеризуют их как устойчивые и наиболее изученные в условиях загрязнения УВ. Для опытов по прямому контакту с УВ использовали растения с разным размером семян: кукурузу обыкновенную, Zea mays L.; сорго сахарное Sorghum saccharatum Poiry, и суданское, S. Sudanense (Piper) Stapf; райграс пастбищный, Lolium perenne L. (мятликовые), а также вику посевную, Vicia sativa L. (бобовые). Вегетационные опыты проведены с кукурузой - одной из основных сельскохозяйственных культур республики Татарстан, проявившей наибольшую устойчивость к УВ в почвенной среде [Денисова, 2009]. Все семена были предоставлены НПО «Нива Татарстана».

Всхожесть определяли по числу проросших на 7-й день семян в % от общего количества [ГОСТ 12038-84]; степень впитывания (абсорбции) УВ - по разности массы семени до и после впитывания; удельную поверхность семени -из отношения площади поверхности (измеряли микрометром с последующим расчетом по формулам сжатого эллипсоида - для вики, вытянутого эллипсоида - для райграса и сорго, прямоугольного параллелепипеда - для кукурузы) к его массе; величину адсорбции ТД на семенах - с помощью сорбционного подхода из значений объема его монослоя и числа монослоев на поверхности семени; величины поглощения оболочкой семян - по разности объемов набухшей и не набухшей в ТД оболочки с учетом его плотности; количество УВ, поступившее во внутренний объем семени - вычитанием из общей сорбционной емкости величин адсорбции и в оболочке. Содержание массовой доли белков в семенах определяли по ГОСТ 10846-91; содержание жира - путем извлечения растворителем в аппарате Сокслета по ГОСТ 10857-64. Всего в опытах с семенами было изучено 240 вариантов (5 видов растений, 6 УВ, 8 сроков контакта).

Лабораторный опыт по определению всхожести кукурузы в условиях загрязнения ТД и МН проводили на почвах, типичных для районов интенсивной добычи и переработки нефти в РТ: выщелоченном черноземе, среднемощном, среднегумусном, тяжелосуглинистом, с высокой сорбционной емкостью (рНка

5,7; Сорг по Тюрину 3,99%) и серой лесной, среднесуглинистая (pH 5,6; Сор 0,82%).

Вегетационные опыты проводили в течение трех лет (2007-2009 г.г.) в ве гетационных сосудах с поддонами в специально оборудованной теплице н территории Казанского городского Эколого-биологического центра юннатов естественных условиях (температура, освещение) на выщелоченном чернозем« В связи с большей масштабностью загрязнения природной среды алифатиче скими УВ эти опыты были проведены с н-тридеканом, молекулярный вес кото poro наиболее близок к среднему значению молекулярно-массового распреде ления УВ дизельного топлива, а физические и токсикологические свойства бла гоприятны для экспериментальных исследований. Изучали уровни загрязнени ТД 1% и 2%, характеризующие соответственно слабую и среднюю степень за грязнения почвы [Методические рекомендации ...1995]. При установлена факторов и поиске условий снижения фитотоксичности загрязненной УВ почв! использовали распространенные дешевые природные материалы (5% от Macci почвы): низинный торф Владимирской области (pHKCi 3,2; Сорг. 36,1%; вало вый фосфор 0,37%; No6üj 2,7%) и цеолитсодержащую породу Татарско Шатрашанского месторождения РТ (ЦСП, клиноптилолит 12,0%, полевой шпа 2,0%, кварц 17,5%, смектит 20,3%, кальцит 18,1%, опал-кристобалит 25,8%] Кроме того, изучали эффекты азотного удобрения (аммиачной селитры) в доза 0,3 и 0,6 г N/кг (рекомендованы как эффективные по результатам предыдущи исследований) и 0,9 г N/кг, а также синтезированный в нашем отделе низко стоимостный органоминеральный сорбент (ОМС) на основе ЦСП и катионног ПАВ (гексадецилтриметиламмония) [Бондырев, 2010] в дозе 0,5 масс.%. Дл корректировки кислотности почвы использовали доломитовую муку Матю шинского месторождения РТ (< 0,25 мм), 3,0 г СаСОз/кг. Длительность опыто 62-69 дней. Всего в вегетационных опытах за три года было изучено 54 вариан та.

Агрохимические характеристики почвы и торфа определяли по стандарт ным методическим указаниям [Ягодин, 1987, Воробьева, 2006]; надземную i корневую биомассу растений - путем взвешивания [Практикум..., 2001]; рес пираторную активность (базальное дыхание, Vbasal) по скорости продуцирова ния СОг [Благодатская, Ананьева, 1996] на газовом хроматографе "Кристал люкс-4000"; численность аэробных углеводородокисляющих микроорганизме (УОМ) методом посева на агаризованные селективные среды [Методы почвен ной..., 1991]; содержание УВ в экстрактах (ССЦ) почвы - на газо-жидкостно! хроматографе "Кристаллюкс-4000" с капиллярной колонкой и ПИД. Повтор ность опытов 3-х кратная. Результаты обрабатывали с помощью стандартной метода дисперсионного анализа однофакторного комплекса [Доспехов, 1985] Достоверность различий между вариантами оценивали по величине HCPos с ис пользованием пакета прикладных программ Statistica 6.0.

Основные факторы н механизмы проявления фитотоксичности почвы, загрязненной углеводородами, и условия ее снижения

1. Основные факторы, влияющие на прорастание семян различных видов растений

Фитотоксичность гидрофобных загрязнителей существенно варьирует. В исследованиях, посвященных влиянию топливных УВ на всхожесть семян в почве, наибольшей фитотоксичностью характеризуются моноароматические УВ - вследствие большей летучести и растворимости в сравнении с наименее токсичными мало летучими алифатическими УВ [Неппег, 1999]. При этом степень угнетения прорастания семян определяется как эдафическим фактором: ухудшением водно-воздушных свойств почвенной среды, изменяющим условия транспорта УВ к поверхности семян — так и непосредственным воздействием УВ на семена. В настоящее время закономерности проявления первого фактора в значительной степени изучены, однако механизм прямого воздействия гидрофобных УВ, а также соотношение обоих факторов в их влиянии на всхожесть остаются не выясненными. Существуют лишь предположения, в большинстве сводящиеся к представлениям об адсорбционном блокировании УВ поверхности семян [0ипсап,2002]. В данной работе для выяснения природы прямого токсического действия УВ был применен подход, предусматривающий количественную оценку их сорбционного взаимодействия с семенами.

Всхожесть семян при прямом контакте растении с УВ

При прямом воздействии любого УВ на семена общей тенденцией для всех растений было снижение всхожести по мере возрастания длительности контакта, Рис. 1. При этом степень ингибирования прорастания усиливалась с ростом гидрофобности и молекулярного веса УВ.

Рис. 1. Всхожесть семян при прямом контакте с жидкими УВ в зависимости от их природы и длительности контакта. В качестве примера приведены результаты для наиболее (вика) и наименее (кукуруза) устойчивых культур.

Так, наиболее гидрофобные и высокомолекулярные ТД и МН уже после 20 минут контакта полностью подавляли всхожесть семян кукурузы и обоих видов сорго; всхожесть отмечали только у семян вики (82 и 80%) и райграса (2 и 17% соответственно). В жидком бензоле и толуоле устойчивость семян к загрязнению возрастала в ряду: кукуруза < райграс < сорго (оба вида) ~ вика, т.е. семена вики и сорго были наиболее устойчивы, а семена кукурузы - наиболее подвержены воздействию УВ (Рис. 1). Токсичность УВ возрастала в ряду, общем для всех культур: бензол

Вика : А ТД, о 1-МН, 0 Бензол, □Толуол > Куку рут: А ТД, »МИ, » Бенгол, ■ Толуол О

<0 120 180 240 300 360 420 480 Длительность, мин

(жидкий) < бензол (пары) = толуол (пары) < толуол (жидкий) < МН ~ ТД. Полученные данные указывают на близость токсичности жидких и парообразных моноароматических УВ, и следовательно - на недопустимость недооценки экологической опасности для растений УВ из атмосферы, сопоставимой с проливами жидких УВ.

Для выявления роли сорбционного фактора в токсичности У В для семян и механизмов его действия были определены величины сорбции УВ семенами Результаты показали, что семена всех культур сорбировали как жидкие УВ, так и их пары. С увеличением длительности контакта сорбция возрастала, не достигая полного насыщения даже за 8 часов опыта. Сорбционное воздействие жидкой и паровой фаз УВ на семена было сопоставимым, а в случае сорго суданского сорбция паров была даже выше (после 8 часов контакта - почти в 2 раза) По сорбционной активности семена разных культур располагались в общий для всех УВ возрастающий ряд: кукуруза < вика « сорго суданское ~ сорго сахарное « райграс. При этом чувствительность всех семян к природе токсиканта изменялась в течение сорбционного эксперимента: в начале процесса сорбции гидрофобные МН (Ко„=3,87) и ТД (Kow=7,2) были наиболее активны, а при длительном контакте лучше сорбировались менее гидрофобные, имеющие меньший размер молекул, моноароматические бензол и толуол (Kow=2,12 и 2,74).

Такие закономерности указывали на важную роль в сорбции не только эффектов гидрофобности, но и диффузии УВ, вероятно связанной с различиями в вещественном составе семян.

Мы попытались сопоставить величины сорбции УВ семенами с полученными нами данными по содержанию в них белков и жиров, однако общих для семян всех культур зависимостей выявить не удалось. В то же время, начиная с длительности контакта более 1 часа, была отмечена обратная зависимость величин сорбции УВ семенами от их массы (Рис. 2). Эти результаты вызваны проявлением двух факторов, действующих раздельно или одновременно -диффузии (абсорбции) и поверхностной сорбции на семенах (адсорбции). Для оценки их вкладов мы провели сравнение величин сорбции с удельной поверхностью семян (Рис. 3), рассчитанной на основе измерения их внешних параметров. Сопоставление показало, что определяющую роль в общей сорбции играет не адсорбция, а диффузия, т.е. процесс проникновения УВ в оболочку и далее -во внутренний объем семени. Отклонения от прямой зависимости указывали, что величину сорбции УВ определяют не только удельная поверхность, но и определенные морфологические особенности семян.

Эти выводы были подтверждены в ходе количественной оценки локализации УВ в семенах и выяснения механизмов сорбции. Для этого мы оценили вклады отдельных составляющих в общую сорбцию семенами на примере ТД. В рамках концепции, базирующейся на физических основах сорбционных процессов [Горбачук, 1996; Бреус, 2006; Fei Lian, 2011], и с учетом морфологии семян нами были определены величины адсорбции ТД на семенах; абсорбции

(поглощения) ТД оболочкой семян и количество ТД, поступившее во внутренний объем семени. В результате показано, что у всех культур после 8-часового контакта подавляющая часть (свыше 90%) ТД сорбировалась во внутренней биомассе семян. Столь глубокое сорбционное воздействие УВ на семена, несомненно, должно было вызвать изменение их всхожести.

0,05 0,1 0,15 0.2

Масса Семены, г

♦ Кукт [IV!* □ Вики 1 • Сорги СИХяриое

280 480 680 880

Удельная поверхность, см2/г

Рис. 2. Зависимость между поглощением (сорбцией) ТД семенами и их массой при различной длительности контакта. В качестве примера приведены результаты для 5 времен контакта.

Рис. 3. Сравнение поглощения (сорбции) ТД семенами изученных культур в зависимости от их удельной поверхности при различной Длительности контакта С УВ. В качестве примера приведены результаты для 5 времен контакта.

-мн тд

Вика : Л ТД, с 1-МН, Бензол, пТолуол Куку рут : Ж ТД, • МН, ♦ Бензол, ■ Толуол

0,00 0,03 0,06 0,09 0,12 0,15 0,18 Сорбция, г/г

Рис, 4. Связь между величинами всхожести и сорбции семян вики и кукурузы в зависимости от природы УВ и длительности контакта. В

качестве примеры приведены результаты для наиболее (вика) и наименее (кукуруза) устойчивых культур.

Рис. 5. Количество УВ, поглощенного (сорбированного) изученными культурами при относительной всхожести их семян 25%.

Сопоставление эффектов прорастания с величинами сорбции подтвердило, что для всех культур токсичность УВ определялась количеством впитавшегося загрязнителя: чем больше УВ проникало в семя с ростом длительности контакта, тем ниже была всхожесть конкретного растения (Рис 4). При переходе от одного вида к другому на эту зависимость накладывалось влияние морфологических особенностей семян. В ряде случаев это привело к близкой всхожести семян разных культур, существенно отличающихся содержанием УВ. Так, наи-

более сорбционно-активные семена райграса и семена сорбционно-инертноі кукурузы (Рис. 5), существенно (в 25 раз) различающиеся по количеству впитавшегося жидкого бензола, имели одинаковую всхожесть (25%).Проведенное разделение общей сорбции на вклады позволило высказать ряд предположен™ о взаимосвязи интенсивности разных типов сорбционного связывания УВ с особенностями строения семян. Так, для поверхностной сорбции ведущую ролі играют величина удельной поверхности и масса семени, а также структурньк особенности поверхности плодовой и семенной оболочки, наличие цветковы> чешуй. Например, из изученных видов наиболее сорбционно активными бьілі-семена райграса, имеющие наибольшую удельную поверхность, наименьшук массу, а также цветковые чешуи, увеличивающие сорбцию. Степень связывания УВ в семенной оболочке, прежде всего, зависит от ее строения и толщины так, для обоих видов сорго, имеющих ее наибольшую толщину, отмечена повышенная сорбция ТД оболочкой. Сорбция У В в биомассе семени во многом определяется ее плотностью, зависящей от содержания питательных веществ 1-массы семени: наибольшее содержание гидрофобных липидов в семенах соргс коррелирует с количеством впитавшегося загрязнителя. С этих позиций объясняются и различия в сорбции ТД семенами двух видов сорго. Так, для сорго суданского характерны большая интенсивность адсорбции ТД (вследствие большей удельной поверхности семян) и сорбции в их биомассе (при более высоком содержании в ней липидов и белков), тогда как более толстые семенные покровы сорго сахарного задерживают поллютант в оболочке. В случае всех изученных культур основная доля удержанных УВ накапливается в биомассе семян (от 94 до 99%), а распределение оставшихся УВ между поверхностью (адсорбция) и оболочкой зависит от особенностей их строения. Так, наибольшая, і сравнении с другими культурами, доля ТД в оболочке семени кукурузы, возможно, связана с ее многослойностью, а наименьшая - в семенной оболочке обоих видов сорго - с содержанием крахмальных гранул в мезокарпии.

В свою очередь при анализе зависимостей между сорбцией УВ семенами и их всхожестью при прямом контакте следует учитывать, наряду с факторами, определяющими сорбционную активность покровов и биомассы, влияние других характеристик семени — в частности, степень развития зародыша и его расположение. Так, наименее развитый зародыш вики был более устойчив к проникновению ТД в семя, а высокоразвитый зародыш кукурузы, занимающий более половины объема семени, испытывал наиболее сильное воздействие ТД, несмотря на незначительную величину сорбции. Особое значение для всхожести имеет также степень гидрофобизации поверхности семени, препятствующая поступлению в него влаги. Можно предположить, что одной из причин существенно большей - в сравнении с семенами мятликовых культур - устойчивости семян вики является наличие непосредственно под кутикулой (перед палисадными клетками) слоя слизи, способной снижать гидрофобность поверхности, вызванную адсорбцией УВ.

Наряду с отмеченными выше ярко выраженными закономерностями, в ряде случаев нами выявлены отклонения от полученных зависимостей сорбцион-ного связывания УВ семенами. Отсутствие общих для изученных культур закономерностей связано с явной недостаточностью литературных данных об ана-томо-морфологических и физиологических особенностях семян. Развитие исследований в этой области позволит углубить понимание взаимосвязей между сорбционным воздействием загрязнителя на семена, с одной стороны, и их строением и физиологией, с другой.

Сравнение всхожести растений при прямом контакте с У В и в условиях загрязнения почвы

Сравнение результатов по фитотоксичности УВ при прямом контакте с экспериментальными данными по всхожести в загрязненной почве - где влияние УВ на прорастание в основном реализуется опосредованно - выявило ряд принципиальных различий как для УВ разной природы, так и для изученных растений. Если при прямом воздействии рост молекулярной мас-сы/гидрофобности УВ был негативным фактором для всхожести (наиболее токсичными были МН и ТД), то в почвенных условиях ТД был намного менее токсичен, чем МН. Второе отличие состояло в низкой (в сравнении с изученными растениями) устойчивости кукурузы при прямом контакте с УВ и высокой — в почве.

Одна из главных причин этих различий заключается в важной роли факторов летучести и растворимости УВ в почвенной среде. Воздействие УВ на семена в почве реализуется, в основном, за счет переноса паров загрязнителя и его водного раствора; этим обусловлена меньшая токсичность ТД как наименее летучего и наименее растворимого из изученных УВ. С учетом преимущественного воздействия паров УВ в почве находит объяснение и высокая всхожесть семян кукурузы. В нашем опыте показано, что в отличие от других культур, сорбция семенами кукурузы паров УВ была в 2,5-3 раза ниже, чем жидких УВ. Вопрос о том, насколько это обусловлено анатомо-морфологическими и физиологическими особенностями семян, требует дальнейшего исследования. Вторая причина различий во влиянии УВ на всхожесть при прямом контакте и в почвенных условиях связана с сорбционной активностью самой почвы. Так, при сравнении прорастания кукурузы в загрязненных ТД выщелоченном черноземе (Сорг. 3,99%) и серой лесной почве (Сорг. 0,82%) мы выявили более сильное угнетение всхожести в последнем случае, т.е. в почве с более низким содержанием органического вещества (основного сорбента ТД): в черноземе в зависимости от уровня загрязнения всхожесть составляла 20-93%, а в серой лесной почве 4-84%.

Таким образом, токсическое действие УВ на семена многопланово и зависит как от природы загрязнителя и условий контакта, так и от морфологических и анатомических особенностей семян.

2. Рост и накопление биомассы растениями кукурузы и состояние микробоце-ноза в условиях загрязнения почвы тридеканом

Уровень загрязнения не только является одним из важнейших факторов, влияющих на токсичность загрязненной почвы для взрослых растений, но и определяет степень проявления многих других факторов. Его действие было оценено нами в вегетационных опытах в течение 3-х лет. Результаты представлены в Таблице 1 в виде соотношения значений каждого показателя в почве без загрязнения и с ТД.

Таблица 1. Влияние загрязнения почвы тридеканом на биометрические характеристики растений кукурузы и показатели состояния почвенного микробоценоза в трехлетних вегетационных опытах

ФАКТОР: Уровень загрязнения почвы / Показатель в опыте 2007 г.1 (26,8°С) 2008 г. (25,9°С) 2009 г. (24,4°С)

1% ТД 1% ТД 2% ТД 1% ТД 2% ТД

Высота растений* 1,9 1,8 2,1 2,4 2,2

Биомасса надземная* 8Д 4,7 8,2 6,5 7,0

Биомасса корневая* 4,7 2,1 2,6 1,2 1,3

Соотношение масс Надземная/Корни** 2,1/1,2 0,7/0,3 0,7/0,2 1,6/0,3 1,6/0,3

Vhasai в незасеянной почве*** 1,13 1,4 0,7 0,7 0,7

Vbasal под КуКуРуЗОЙ*** 1,2 0,9 0,9 0,5 0,6

УОМ в незасеянной почве *** 51,1 6,3 2,7 2,3 19,3

УОМ под кукурузой*** 2,1 5,0 4,6 5,9 12,9

Степень биодеградации ТД в незасеянной почве, % 95,2 89,3 83,6 81,0 69,0

Степень биодеградации ТД в почве под кукурузой, % 92,9 86,4 79,3 71,6 62,5

' В скобках приведены максимальные температуры, усредненные для периода июль-август * Эффект загрязнения как отношение показателя в вариантах «без ТД / загрязнение ТД» ** Соотношение биомасс в незагрязненной / в загрязненной почве

*** Эффект загрязнения как отношение показателя в вариантах «загрязнение ТД / без ТД»

Из анализа данных следует, что загрязнение выщелоченного чернозема ТД было токсичным и для взрослых растений кукурузы, причем существенное влияние оказывали погодные условия. В сезоне 2007 г. - самом теплом по температурному фону, с максимальным числом жарких дней, условия для роста и накопления биомассы были наиболее благоприятными, однако эффект загрязнения для надземной и корневой биомассы - наиболее значимым (вследствие ухудшения водно-воздушного режима и режима минерального питания) (Табл. 1). Во все годы ингибирование накопления надземной биомассы, вызванное ТД, в целом было выражено сильнее, чем линейного роста и биомассы корней. До-зозависимый характер влияния ТД на биометрические параметры был неустойчивым: токсический эффект концентрации ТД 1% был значительным во все го-

ды исследований, но дальнейшее увеличение уровня загрязнения до 2% не всегда вызывало его усиление.

Активность микробоценоза загрязненной почвы была более чувствительной (уменьшалась сильнее) к снижению температуры, чем незагрязненной, (Табл. 1). При увеличении дозы ТД величина эффекта загрязнения для УЬаза1 в целом (кроме 2008 г.) не менялась, вне зависимости от наличия растений. Однако их присутствие в почве оказывало в целом в трехлетних опытах ингиби-рующее влияние на абсолютные величины УЬа8а1, особенно при 1% ТД.

Одной из явных причин выявленных тенденций является конкуренция почвенных микроорганизмов и растений за биогенные элементы. В загрязненной почве преимущественное развитие получают УОМ, для питания которых необходимо наличие УВ и элементов питания, прежде всего азота. Если на использование УВ растения не претендуют, то за азот между ними и УОМ наблюдается острая конкуренция, вызывающая взаимное ухудшение режима питания. Очевидно, этот фактор является одним из основных, регулирующих фитоток-сичность почвы, поэтому он требует количественной оценки, результаты которой обсуждаются далее.

Влияние погодных условий было особенно выражено для процессов деструкции ТД. При обоих уровнях загрязнения они наиболее интенсивно протекали в самый теплый сезон и ослабевали по мере снижения температурного фона в последовательности: 2007 > 2008 > 2009 гг. При уровне исходного загрязнения 2% ТД, степень биодеградации в конце опытов была ниже, чем при 1%. В целом результаты свидетельствовали о высоком потенциале самоочищения выщелоченного чернозема: к окончанию всех опытов длительностью 62-69 суток в почве оставалось от 5 до 37% исходного ТД (Табл. 1).

3. Основные факторы снижения фнтотоксичности почвы, загрязненной УВ

Кислотность почвенной среды. Количественная оценка эффекта кислотности на токсичность ТД для растений кукурузы и почвенных микроорганизмов была проведена путем сравнения результатов вегетационного опыта с кукурузой на предварительно произвесткованной почве с опытом на той же, но кислой почве, ранее проведенным по идентичной схеме [Денисова, Халилова, 2007]. Полученные данные указывали на интенсификацию процессов разложения ТД (значительное повышение численности УОМ, рост степени биодеградации) при уменьшении почвенной кислотности с рН 5,5 до рН 7,0. Снижение токсичности загрязненной почвы в свою очередь отразилось на биометрических характеристиках кукурузы: при нейтрализации среды высота растений увеличилась в 1,9, а прирост надземной биомассы - в 8,1 раза. С учетом этих результатов все вегетационные опыты были проведены нами в условиях нейтральной реакции почвенной среды.

Режим азотного питания почвы. Несмотря на несомненную важность обеспечения растений и почвенных микроорганизмов минеральным азотом в условиях почвенного загрязнения, вопрос о характере и механизмах его влияния на фитотоксичность загрязненных УВ почв не имеет однозначного ответа. С целью выявления роли азотного режима в снижении фитотоксичности загрязненной почвы были проведены вегетационные опыты, включающие варианты с использованием разных доз аммиачной селитры (0,3 г И/кг; 0,6 г Ы/кг и 0,9 г И/кг).

Результаты показали, что чувствительность почвенного микробоценоза к внесению азота во многом зависела от наличия растений. Внесение любой дозы азота в загрязненную почву под кукурузой стимулировало почвенное дыхание и рост численности УОМ, существенно больший в сравнении с незасеянной почвой (6-29 раза) (Табл 2). В итоге при обоих уровнях загрязнения добавление азота вызвало повышение степени биодеградации ТД как в незасеянной почве, так и под растениями. Под кукурузой степень биодеградации была достоверно ниже, что однозначно указывало на конкуренцию растений и УОМ за биогенный азот. При введении аммиачной селитры дефицит питания устранялся, и показатели степени биодеградации в засеянной и незасеянной почве выравнивались. Оптимальный питательный режим устанавливался при добавлении в почву 0,6 г К/кг, что и отразилось на повышении уровня деградации ТД на 13-23% при 5,6-9,9 кратном снижении его содержания в почве относительно вариантов без внесения азота. Повышение количества введенного азота до 0,9 г И/кг было чрезмерным, поскольку не увеличивало степень биодеградации ТД.

Таблица 2. Влияние уровня азотного питания на токсичность тридекаиа для растений и почвенных микроорганизмов в двухлетних вегетационных опытах._

ФАКТОР: Уровень азотного питання/ Уровень загрязнения почвы/ Показатель в опыте >ї/кг почвы

0,3 г 0,6 г 0,6 г 0,9 г 0,6 г 0,9 г

1% ТД 2% ТД

2007 г. 2008 г.

Высота растений* 1,5 2,0 2,2 2,2 2,2 2,3

Биомасса надземная* 3,4 7,9 7,8 8,3 8,9 9,3

Биомасса корневая* 3,0 3,7 2,7 2,5 3,1 2,4

Соотношение биомасс Надземная/Корни** 1,2/1,4 1,2/2,5 0,3/0,9 0,3/1,0 0,2//0,7 0,2/0,9

УьааІ * 1,2 1,4 1,1 1,6 1,2 1,6

УОМ * 8,8 6,1 8,8 13,3 29,3 24,7

Степень биодеградации ТД, %*** 92,9/95,2 92,9/99,2 86,4/97,6 86,4/95,6 79,3/97,9 79,3/96,6

* Соотношение значений показателя в почве с кукурузой с добавлением / без добавления минерального азота (аммиачной селитры)

** В почве с кукурузой без добавления/с добавлением минерального азота *** В почве под кукурузой без добавления / с добавлением минерального азота

Следствием этих эффектов были закономерности влияния азотного режима на биометрические показатели растений (Табл. 2). Если добавление 0,3-0,6 г N/кг усилило линейный рост кукурузы, то в интервале 0,6-0,9 г N/кг дозозави-симый характер его влияния не проявился и не было отмечено прироста надземной биомассы кукурузы. Совокупность данных подтверждает выбор дозы 0,6 г N/кг в качестве оптимальной. После ее введения в чернозем, загрязненный 1 и 2% ТД, продуктивность кукурузы, характерная для незагрязненной почвы, полностью восстановилась, а в 2008 г. была не ниже (при 1% ТД), чем без загрязнения при том же уровне азотного питания. Как и для надземной биомассы, на фоне 0,6 и 0,9 г N/кг фитотоксическое действие ТД на биомассу корней отсутствовало, и происходило полное восстановление ее величины.

Роль мелиоративного и сорбционного фактора в снижении фнтоток-сичности почвы. Снижение токсичности загрязненных УВ почв путем стимуляции УОМ за счет введения в почву природных материалов минерального и растительного происхождения рассматривают в качестве эффективного и экономичного метода [White, 2003; Kriipsalu, 2007; Kaimi, 2007; Lee, 2008]. Однако влияние таких биостимуляторов на фитотоксичность мало исследовано, а имеющиеся результаты противоречивы. Считается, что в основе их действия лежит эффект мелиорации, преимущественно улучшение водно-воздушных свойств почвы, что особенно важно в случае гидрофобных нефтяных и топливных УВ. Однако явно недостаточно внимания обращается на роль сорбционного фактора в процессах их взаимодействия с компонентами загрязненной почвенной среды. Действие этих двух факторов тесно переплетается, поскольку природные материалы часто обладают одновременно и мелиоративными свойствами, и способностью к сорбционным взаимодействиям.

В вегетационном опыте нами был количественно оценен эффект добавления низинного торфа на токсичность ТД для растений кукурузы и почвенных микроорганизмов, в том числе - в сравнении с эффектом местной цеолитсодер-жащей породы (ЦСП), сильное активирующее действие которой на почвенный микробоценоз было установлено в ранее проведенном на том же выщелоченном черноземе опыте [Денисова, Халилова, 2011].

В присутствии ЦСП, несмотря на повышение респираторной активности почвы (в том числе загрязненной), биодеградация ТД несколько замедлялась, (Табл 3). Напротив, при добавлении торфа не отмечали значительного увеличения величин Vbasai как незагрязненной, так и загрязненной почвы, но наблюдали существенное усиление биодеградации, особенно под кукурузой: при 1% ТД в исходной почве - на 32%, при 2% - на 28%. К концу опытов с 1 % ТД его остаточное содержание под кукурузой при добавлении торфа составляло 0,05 масс.% - почти на порядок ниже, чем в почве с ЦСП (0,41 масс%), содержавшей достаточные для поддержания активной деятельности УОМ количества ТД. Результатом более интенсивной биодеградации ТД на фоне торфа была большая, в сравнении с ЦСП, степень снижения фитотоксичности загрязненной почвы

(прирост надземной массы кукурузы от торфа 1,5 раза при его снижении на 6% от ЦСП) (Табл. 3).

Таблица 3. Сравнение влияния низинного торфа и ЦСП на токсичность тридекана для растений и почвенных микроорганизмов __

ФАКТОР: Почвенный сорбент-мелиорант/ Уровень загрязнения / Показатель в опыте Торф низинный ЦСП

0 1% ТД 2% ТД 0 1% ТД

Высота растений* 1,16 1,35 1,07 0,98 1,12

Биомасса надземная* 1,5 1,4 1,5 0,9 0,9

Биомасса корневая* 1,4 0,8 1,2 - -

Соотношение масс Надземная/Корни** 1,6/1,6 0,3/0,5 0,3/0,4 - -

Уьаяаі ПОД КуКуруЗОЙ 0,9 0,9 1,3 2,9 1,2

УОМ под кукурузой 0,9 1,2 1,2 0,7 0,6

Степень биодеградации ТД, %*** 71,6/94,6 62,5/ 80,0 65,9/ 59,2

* Соотношение значений показателя в почве с добавлением сорбента/без сорбента ** Соотношение значений показателя в почве без / с добавлением сорбента *** В почве под кукурузой без сорбента / с добавлением сорбента

Для выявления причин различного влияния ЦСП и торфа на биодеградацию ТД были рассмотрены их составы, механические и физико-химические свойства. На наш взгляд, основная причина замедления биодеградации ТД под воздействием ЦСП - несмотря на ее хорошие мелиоративные свойства - высокая микропористость ее первичной структуры: попадающие внутрь микропор УВ становятся недоступными для УОМ. Торф, благодаря разнообразному компонентному и химическому составу, является одновременно мелиорантом, органическим удобрением, а также содержит биогенные элементы, прежде всего азот [Авдонин, 1982], который также вносит вклад в эффект торфа в отношении усиления биодеградации нефтяных и топливных УВ.

Для выявления причин различного влияния ЦСП и торфа на биодеградацию ТД были изучены их составы и физико-химические свойства. Сделано предположение о том, что основной причиной выявленных различий, наряду с отличиями в мелиоративных и питательных свойствах, являются сорбционные особенности этих почвенных добавок. Анализ сорбционных емкостей ЦСП и низинного торфа в отношении УВ в широком интервале влажности среды показал, что в сухих средах активность ЦСП в 2,3 раза выше, чем торфа, но с ростом увлажнения соотношение их активностей изменяется в пользу торфа, а в условиях полной гидратации торф сорбирует в 4,7 раза больше УВ по сравнению с ЦСП. Роль сорбционной активности природных материалов как фактора усиления биодеградации УВ была подтверждена в опытах по введению в почвенную среду еще более активных, чем торф, сорбентов. Результаты этих исследований обсуждаются нами далее.

Эффект совокупного влияния факторов на фитотоксичность почвы.

Для количественной оценки эффектов совокупного влияния факторов (мелиоративного, питательного и сорбционного) на фитотоксичность выщелоченного чернозема, загрязненного 1 и 2 % ТД, нами был проведен вегетационный опыт с внесением в почву смесей торфа, аммиачной селитры (0,6 г Ы/кг) и ЦСП.

В отсутствии растений введение в загрязненную почву двух композиций («торф+аммиачная селитра» и «торф+аммиачная селитра+ЦСП» с оптимальной дозой 0,6 N г/кг) в большей степени, чем при введении только торфа, способствовало росту численности УОМ: при исходном 1%ТД - в 1,4 и 1,8 раза, при 2% ТД - в 2,1 и 1,5 раза, а также снижению содержания ТД в почве.

Наличие растений не изменило установленного в опытах с незасеянной почвой соотношения в эффективности внесенных материалов. По-прежнему наиболее активными для биостимуляции были композиционные материалы. Добавление композиции торф+Ы в загрязненную почву усилило ее респираторную активность в 2 (при 1 и 2% ТД) раза, численность УОМ - в 2 (при 1% ТД) раза, а содержание остаточного ТД в почве к концу опыта снизилось до 0,033 (при исходном 1% ТД) и 0,026 (при 2% ТД) г/100г почвы. Эффективным было и влияние композиции торф+№ЦСП, вызвавшей усиление почвенного дыхания в 1,5 (при 1% ТД) раза, численность УОМ - в 1,8 (при 1% ТД) раза, и еще большее снижение содержания остаточного ТД - до 0,007 (при 1% ТД) и 0,014 (при 2% ТД) г/1 ООг почвы. Степень биодеградации ТД к концу опыта в вариантах с композицией торф+азот составила 96,7-98,7%, а в варианте торф+азот+ЦСП - 99,3% от исходного содержания ТД.

Таким образом, введение композиций на основе торфа и азотного удобрения в наибольшей степени способствовало снижению токсичности загрязненного ТД выщелоченного чернозема. Следствием этого явилось усиление роста и накопления биомассы растениями. Совместное использование торфа и аммиачной селитры имело синергетическое действие, выразившееся в 2-3-х кратном (при 2% и 1% ТД) усилении линейного роста (на загрязненной почве он не только восстанавливался, но и был выше, чем в незагрязненном контроле) и резком увеличении биомассы кукурузы: при 1% ТД в 12, а при 2% ТД - в 15 раз. Введение ЦСП в смесь торфа и азотного удобрения снижало эти эффекты: на почве с исходным 1% ТД биомасса кукурузы в варианте с ЦСП была в 10, а с 2% ТД - в 6 раз выше. В сравнении с надземной биомассой влияние обеих композиций на биомассу корней был несколько меньшим, соотношение надземной и корневой биомасс растений повышалось, что также свидетельствовало о снижения фитотоксичности загрязненной почвы.

Данные проведенных нами опытов указывали на в целом близкий характер влияния изученных факторов на высоту и надземную биомассу кукурузы к моменту уборки зеленой массы. Это позволило рассматривать зафиксированные нами изменения линейного роста растений в ходе ее вегетации как отражение проявления фитотоксичности загрязненной почвы (Рис. 6).

Контрольная почва

Д IB lí-ltHutTb tocucjhimi

Торф + Азот

Торф + Азот + ЦСП

Д.иптлквостъ -жсогриисал, дни

^ШПЛЫ1И№Ч(С|ирЩИ1П1,|К11

Рис. 6. Совместное влияние сорбционного, мелиоративного факторов и уровня минерального питания на проявление фитотоксичности загрязненной почвы в течение вегетации кукурузы. Варианты опыта: о Незагрязненная почва, д Почва с ТД !%,□ Почва с ТД 2%.

Анализ зависимостей показывает, что величина эффекта загрязнения, количественно оцениваемого по соотношению высот растений в незагрязненной и загрязненной почве, не была постоянной в процессе развития растений, а также зависела от наличия и вида внесенных материалов. В их отсутствии уровень фитотоксичности контрольной почвы в течение первого месяца вегетации постепенно возрастал, а в течение следующих 40 дней лишь несколько увеличивался (Рис. 6 а). Такая же картина была характерна для растений в почве с добавлением только торфа или аммиачной селитры. Принципиально другие эффекты отмечали в вариантах с обеими композициями, где токсичность почвы для растений устранялась уже на начальном этапе вегетации (Рис. 6 б, в). Однако если в случае внесения торфа совместно с азотом она практически не проявлялась до конца опыта (Рис. 6 б), то при добавлении торфа с азотом и ЦСП (Рис. 6 в) такой эффект наблюдали только при исходном загрязнении 1% ТД, а в почве с 2% ТД небольшая токсичность сохранялась до окончания опыта.

Оптимизация сорбциоииых свойств почвенной среды с целью снижения токсичности загрязненного выщелоченного чернозема. В основе установленных нами различий в сорбционных емкостях ЦСП и торфа по отношению к УВ в средах разной влажности лежат различные механизмы сорбции, обусловленные, в свою очередь, разным составом этих сорбентов. Сорбция УВ на ЦСП, глинистые минералы которой обладают большой удельной поверхностью (адсорбция), протекает более интенсивно, чем на торфе, однако из-за конкуренции с молекулами воды во влажной среде ЦСП малоактивна. С другой стороны, во влажных средах в процессе сорбции (абсорбция) неоспоримое преимущество имеет гидрофобный торф, обладающий развитой органической фазой [Вгеш, 2008; Денисова, 2009].

С целью объединения положительных эффектов механизмов сорбции, свойственных ЦСП и торфу, а также в связи с тем, что сорбционный фактор описывается количественно и таким образом позволяет целенаправленно регулировать процесс снижения фитотоксичности загрязненной УВ почвы, мы включили в дальнейшее исследование низкостоимостные органоминеральные

сорбенты (ОМС) на основе ЦСП. Наличие у ОМС одновременно минеральной части и органической фазы (дополнительным преимуществом является возможность варьирования их соотношения, а значит и сорбционной емкости) обусловливает их большую активность, чем торфа и ЦСП, в отношении гидрофобных загрязнителей при любой влажности.

Проведенное ранее сравнение сорбционных емкостей (были измерены изотермы сорбции) низинного торфа, ЦСП и ОМС, полученного на основе ЦСП и органического модификатора - катионного ПАВ - гексадецилтриметиламмоний бромида (ГДТМА), в отношении ряда алифатических и моноароматических УВ, показало его значительное преимущество в гидратированной среде [Савин, 2012]. Учитывая эффекты значительного снижения фитотоксичности УВ в почве, при внесении торфа и азотного удобрением, мы предположили, что на их фоне положительное влияние ОМС на биодеградацию УВ будет проявляться более отчетливо. Поэтому нами был проведен лабораторный опыт, включающий сравнение эффектов двух композиций: «торф+аммиачная селитра+ОМС» и «торф+аммиачная селитра+ЦСП» в выщелоченном черноземе, загрязненном 1 и 2% ТД. Низинный торф и ЦСП использовали в дозе 5 масс.%, аммиачную селитру - в оптимальной дозе 0,6 г Ы/ кг. При выборе дозы ОМС исходили из полученных на основе изотерм сорбции данных по сорбционной активности материалов во влажной среде, возрастающей в ряду: ЦСП (2,6 мкл/г) < низинный торф (12,1 мкл/г) < ОМС (48 мкл/г). Учитывая, что ОМС сорбирует почти в 20 раз большее количество УВ, чем ЦСП, в опыте его использовали в количестве 0,5 масс.% - на порядок меньшем, чем в случае торфа и ЦСП. Полученные результаты были сопоставлены с эффективностью варианта «торф+аммиачная селитра», то есть без дополнительного сорбента.

Экспериментальные данные показали, что к концу опыта в почве с исходным 1% ТД степень его биодеградации в варианте «торф+Ы+ЦСП» была существенно меньше (84%), чем при использовании композиции «торф+Ы+ОМС», а в случае 2% ТД: 77% и 95% соответственно. В сравнении с немодифицирован-ной ЦСП использование ОМС в смеси с торфом и азотным удобрением снизило содержание остаточного ТД в первом случае в 5,1 раз, во втором — 4,4 раза. Сопоставление результатов всех проведенных нами опытов показывает, что из изученных материалов и их комбинаций одновременное внесение в загрязненную почву торфа, минерального азотного удобрения и высокоактивного ОМС в наибольшей степени способствовало биостимуляции разложения ТД. При оценке полученных эффектов необходимо учитывать, что ОМС был добавлен в почву в количестве, на порядок меньшем, чем ЦСП и торф. По этим результатам получен патент на изобретение «Состав для очистки почв, загрязненных нефтью и нефтепродуктами» и подана Международная заявка по системе РСТ.

ОСНОВНЫЕ ВЫВОДЫ

1. В условиях прямого контакта токсичность УВ для семян обусловлена главным образом их сорбционными взаимодействиями и возрастает в ряду: жидкий бензол < парообразный бензол = парообразный толуол < жидкий толуол < МН ~ ТД. Существенным фактором, определяющим сорбцию, является гидрофобность УВ, связанная с их молекулярной массой и негативно влияющая на всхожесть. На фитотоксичность УВ значительно влияет также их фазовое состояние: к жидким УВ наиболее устойчивы семена вики, наименее - кукурузы, а при контакте с парами наибольшую всхожесть имеет кукуруза.

2. Сорбционная активность семян в отношении всех изученных УВ возрастает в ряду: кукуруза < вика « сорго суданское ~ сорго сахарное «< райграс. Обратная связь сорбции загрязнителя семенами с их массой обусловлена существенным вкладом удельной поверхности семян в процессы адсорбции и абсорбции (поглощения) УВ. У всех изученных культур основная часть (94-99%) ТД абсорбируется внутренней биомассой семян.

3. В отличие от прямого контакта с УВ, в почвенной среде воздействие У В на семена реализуется в основном в паровой фазе; этим объясняется высокая всхожесть кукурузы в загрязненной ТД почве. Определяющими факторами в почве, кроме гидрофобности, являются степень летучести и растворимости УВ: менее летучий и растворимый ТД существенно менее токсичен, чем МН.

4. Наиболее мощным стимулятором почвенного дыхания, роста численности УОМ, биодеградации ТД, роста и накопления биомассы взрослыми растениями кукурузы является улучшение азотного режима загрязненной почвы. Оптимальная доза аммиачной селитры (0,6 г И/кг) вызывает 6-10-кратное снижение содержания ТД под кукурузой и при 8-9-кратном приросте биомассы полностью устраняет фитотоксичность. Сорбционные свойства торфа, наряду с мелиоративными и питательными, являются важным фактором усиления биодеградации ТД (на 28-32%) и снижения его токсичности для растений (прирост биомассы 1,5 раза). Устранение почвенной кислотности также резко снижает степень фитотоксичности почвы (8-кратный прирост биомассы).

5. Совокупное использование сорбционного, питательного и мелиоративного факторов имеет синэргическое действие в отношении усиления биодеградации ТД и снижения токсичности почвы для растений и почвенных микроорганизмов. Совместная оптимизация этих факторов при использовании композиций «торф+И+ЦСП», и особенно «торф+Ы» восстанавливает продуктивность биомассы кукурузы до уровня незагрязненной почвы.

6. Количественная регуляция сорбционного фактора путем использования ОМС на основе ЦСП с разной долей органической компоненты (катионного ПАВ) позволяет целенаправленно управлять процессом снижения фитотоксичности загрязненной УВ почвы.

ОСНОВНЫЕ РАБОТЫ, ОПУБЛИКОВАННЫЕ ПО ТЕМЕ ДИССЕРТАЦИИ

1. Денисова А.П. Биологическая активность почвы, загрязненной углеводородами /А.П. Денисова, А.Ф. Хайруллина (Халилова), Н.С. Архипова, И.П. Бреус // Технологии нефти и газа. - 2007. - №4. - С. 25-32 (перечень ВАК), (0,5 пл., автора-0,3).

2. Халилова А.Ф. Влияние азотного питания на вегетацию кукурузы на загрязненном алифатическим углеводородом выщелоченном черноземе/ А.Ф. Халилова, А.П. Денисова, И.П. Бреус //Учен. зап. Казан, ун-та. Сер. Естеств. науки. - 2009. - Т. 151, кн. 3. - С. 104-117 (перечень ВАК), (0,87 п.л., автора

- 0,65).

3. Denisova, A. Effects of zeolite-containing material and ammonium nitrate on biodégradation of n-tridecane in heavy clay-loam leached chernozem with high organic matter content / A. Denisova, A. Halilova, V. Breus, and I. Breus. // Soil & Sediment contamination - 2011. - V. 20 - 824-840 (перечень ВАК), (1,0 п.л., автора — 0,6).

4. Поташев, К.А. Анализ применимости модели Моно к описанию биодеградации н-тридекана в почве на основе экспериментальных данных / К.А. Поташев, П.В. Малов, И.П. Бреус, А.Ф. Халилова // Известия высших учебных заведений. Северо-Кавказский регион. Естественные науки. - №4 (164).

- 2011. - С. 76-80 (перечень ВАК), (0,3 п.л., автора - 0,2).

5. Халилова А.Ф. Устойчивость растений к углеводородному загрязнению на стадии прорастания / А.Ф. Халилова // Проблемы агрохимии и экологии -2012. - №2 - С. 47-58 (перечень ВАК), (0,75 п.л., автора -0,75).

6. Халилова, А.Ф. Биодоступность нефтяных и топливных углеводородов в почве и влияние на нее сорбционных процессов // Всероссийский журнал научных публикаций-2011. -№6-С 14-16 (0,18 п.л., автора - 0,18).

7. Denisova, A. The influence of nitrogen fertilizer and zeolite-containing material on microbial activity of hydrocarbon contaminated leached chernozem / A. Denisova, A. Hairullina, I. Breus, N. Archipova, V. Breus, N. Antsyshkina // ConSoil 2008: Proceed, of 10th Internat. FZK/TNO Conf. on Contaminated Soil. Milano, Italy, 3-6 June, 2008. - 6 pp (0,06 п.л., автора - 0,02).

8. Денисова (Кривошеева), А.П. Исследование влияния удобрений, мелиорантов и устойчивых растений на биодеградацию экзогенных углеводородов в почве / А.П. Денисова (Кривошеева), А.Ф. Хайруллина (Халилова), Н.С. Архипова, И.П. Бреус // Современные проблемы загрязнения почв: Сб. материалов II Междунар. науч. конф. - М.: МГУ, 2007. - С. 271-275 (0,31 п.л., автора - 0,17).

9. Денисова, А.П. Влияние углеводородного загрязнения на биологическую активность чернозема выщелоченного / А.П. Денисова, А.Ф. Хайруллина (Халилова), Н.С. Архипова, И.П. Бреус // Экология биосистем: проблемы изучения, индикации и прогнозирования: Сб. материалов Междунар. научно-практич. конф. Часть 1. - Астрахань: АГУ, 2007. - С. 117-118 (0,13 п.л., автора - 0,07)

10. Халилова, А.Ф. Чувствительность всхожести семян культурных растений к химической природе углеводородного загрязнения и его длительности / А.Ф. Халилова, Н.С. Архипова, М. А. Васильева // «Биология - наука XXI века»: Сб. материалов 13-ой Междунар. Пущинской школы-конференции молодых ученых. - Пущино, 2009. - С. 250-251 (0,13 п.л., автора - 0,10).

11. Денисова, А.П. Оценка факторов, влияющих на фитотоксичность загрязненной тридеканом почвы, и возможность ее снижения / А.П. Денисова, А.Ф. Халилова, Н.С. Архипова, И.П. Бреус // Межвузовский сборник научных трудов «Экология России: на пути к инновациям» Выпуск 1. - Астрахань: АГУ, 2009. - С.4-8 (0,31 п.л., автора - 0,20).

12. Халилова, А.Ф. Влияние исходной влажности почвы на степень биодеградации углеводородного поллютанта / А.Ф. Халилова // «Биология — наука XXI века»: Сб. материалов 14-ой Междунар. Пущинской школы-конференции молодых ученых. Том 2. - Пущино, 2010. - С. 91 (0,06 п.л., автора - 0,06).

13. Denisova, A. Phytotoxicity of hydrocarbon-contaminated leached chernozem for maize plants / A. Denisova, A. Halilova, S. Nekljudov, N. Sharonova, N. Antsyshkina, N.S. Archipova // ConSoil-2010: Proceed, of 11th Internat. FZK/TNO Conf. on Contaminated Soil - Salzburg, Austria, 22-24 September, 2010. - pp (0,19 пл., автора - 0,09)

14. Potasev, К. The mathematical model of immobilization of fuel hydrocarbons in soils under the influence of biological and sorption factors / K. Potasev, P. Malov, A. Halilova // ConSoil-2010: Proceed, of 11th Internat. FZK/TNO Conf. on Contaminated Soil - Salzburg, Austria, 22-24 September, 2010. - 171 pp (0,19 п.л., автора- 0,10).

15. Халилова А.Ф. Усиление самоочищающей способности загрязненных углеводородами почв путем внесения потенциальных биостимуляторов / А.Ф. Халилова // Материалы Междунар. научной конференции «Ресурсный потенциал почв - основа продовольственной и экологической безопасности России» - Санкт-Петербург, 2011 - С. 247 (0,06 п.л., автора - 0,06).

16. Хайруллина (Халилова) А.Ф. Влияние удобрений и мелиорантов на биопродуктивность и численность углеводородокисляющих микроорганизмов в условиях углеводородного загрязнения почвы / А.Ф. Хайруллина (Халилова), А.П. Денисова, Н.С. Архипова // Юбилейная всероссийская конференция X Докучаевские молодежные чтения «Почвы и техногенез»: Тезисы докладов - Санкт-Петербург, 2007 - С. 118-119 (0,13 п.л., автора - 0,10).

17. Халилова А.Ф. Влияние азотного удобрения на активность почвенного микробоценоза / А.Ф. Халилова, Е.В. Федорова, Н.С., Архипова // Всероссийская научная конференция XI Докучаевские молодежные чтения «Почва как носитель плодородия»: Тезисы Междунар. научно-практич. конф -Санкт-Петербург, 2008 - С. 232-233 (0,13 п.л., автора - 0,10).

18. Халилова А.Ф. Сравнение способов усиления биодеградации тридека-на в загрязненной почве/ А.Ф.Халилова //XVI междунар. конф. студентов и аспирантов и молодых ученых «Ломоносов 2009»: Тезисы докладов - Москва, 2009 - С. 157-158 (0,13 п.л., автора-0,13).

19. Халилова, А.Ф. Влияние сорбционно-активных почвенных добавок на биологическую активность выщелоченного чернозема, загрязненного углеводородами /А.Ф. Халилова, А.В. Савин, M.JI. Бондырев, А.П. Денисова //«Ломоносов 2010»: Тезисы докладов XVII Междунар. конф. студентов и аспирантов и молодых ученых - Москва, 2010. - С. 211 (0,13 п.л., автора - 0,13)

20. Халилова А.Ф. Влияние углеводородных загрязнителей на всхожесть семян в условиях прямого контакта / А.Ф. Халилова // «Ломоносов 2011 »: Тезисы докладов XVIII Междунар. конф. студентов и аспирантов и молодых ученых; секция «Биология» - Москва, 2011. - С. 313 (0,06 п.л., автора - 0,06).

21. Пат. 2450872 Российская Федерация. Состав для очистки почв, загрязненных нефтью и нефтепродуктами / В.А. Бреус, С.А. Неклюдов, И.П. Бреус, А.Ф. Халилова, М.Л. Бондырев; заявитель Казан, гос. ун-т. - № 2010136180; заявл. 27.09.2010; опубл. 20.05.2012

22. Международная заявка РСТ W02010/140917, МПК Е 02 D 31/00. Method of increasing of soil barrier functions against contamination by hydrocarbons / V.A. Breus, S.A. Neckludov, I.P. Breus, A.F. Halilova, M.L. Bonndarev; заявитель Казан, гос. ун-т. — заявл. 04.06.2009, опубл. 09.12.2010. - 8 с.

Содержание диссертации, кандидата биологических наук, Халилова, Айгуль Фидаилевна

Введение

Глава 1. Токсичность почв, загрязненных топливными углеводородами, методы ее количественной оценки и способы снижения

1.1. Общая характеристика углеводородов как загрязнителей окружающей среды

1.2 Токсичность почв, загрязненных топливными углеводородами, определяющие ее факторы и способы ее оценки

1.2.1 Показатели и оценка степени токсичности загрязненных углеводородами почв

1.2.2 Фитотоксичность углеводородов в почве и определяющие ее факторы на разных этапах развития растений

1.2.2.1 Влияние углеводородов на прорастание семян

1.2.2.2 Влияние углеводородов на рост, развитие растений и накопление биомассы

1.2.3 Токсичность углеводородов в отношении почвенной микробиоты

1.3 Влияние сорбционных процессов на токсичность загрязненной почвы и факторы, определяющие биодоступность топливных углеводородов

1.4 Биологические приемы снижения токсичности почв, загрязненных топливными углеводородами

Глава 2. Объекты и методы исследований 2.1 Объекты исследований

2.1.1 Почва

2.1.2 Углеводородные загрязнители

2.1.3 Растения

2.1.4 Животные (дафнии)

2.1.5 Природные материалы и минеральные удобрения 49 2.2 Методы исследований

2.2.1 Лабораторные опыты

2.2.1.1 Опыты по изучению эффектов прямого воздействия 51 углеводородов разной химической природы на семена

2.2.1.2 Опыт по изучению всхожести растений кукурузы в 52 условиях загрязнения почвы

2.2.1.3 Опыт по изучению влияния органоминерального сорбента 52 на фитотоксичность загрязненной почвы

2.2.2 Вегетационные опыты

2.2.3 Оценка острой интегральной токсичности почвы 56 2.3. Проведение анализов 57 2.4 Статистическая обработка результатов экспериментов

ГЛАВА 3. Результаты и обсуждение

3.1 Основные факторы и механизмы проявления 61 фитотоксичности углеводородов при прямом контакте

3.1.1 Влияние типа и агрегатного состояния углеводородов и 62 длительности контакта на всхожесть семян

3.1.2 Влияние вида растений, свойств углеводородов и 63 длительности контакта на поглощение углеводородов семенами

3.1.3 Роль сорбционного фактора в прорастании семян в условиях прямого контакта с углеводородами

3.2 Сравнение всхожести растений при прямом контакте с 76 углеводородами и в условиях почвенного загрязнения

3.3 Рост и накопление биомассы растениями кукурузы и 77 состояние микробоценоза

3.3.1 Эффект концентрации тридекана на рост и накопление 79 биомассы кукурузы

3.3.2 Биологическая активность выщелоченного чернозема, 84 загрязненного тридеканом

3.4 Основные факторы снижения фитотоксичности почвы, 88 загрязненной углеводородами

3.4.1 Кислотность почвенной среды

3.4.2 Режим азотного питания почвы

3.4.3 Роль мелиоративного и сорбционного факторов в снижении 98 фитотоксичности почвы

3.4.4 Эффект совокупного влияния факторов на фитотоксичность почвы

3.4.5 Оптимизация сорбционных свойств почвенной среды с 116 целью снижения токсичности загрязненного выщелоченного чернозема

Выводы

Введение Диссертация по биологии, на тему "Основные факторы и механизмы фитотоксичности топливных углеводородов и условия ее снижения"

На фоне увеличения добычи, транспортировки, переработки и использования нефти и нефтепродуктов в развитых странах существенно возросли уровень и масштабы загрязнения природной среды нефтяными и топливными углеводородами (УВ). При классификации органических загрязнителей УВ, входящие в состав моторных топлив, промышленных растворителей и других нефтепродуктов, выделяют в отдельную группу "топливных УВ". Особое внимание к ним вызвано их гидрофобностью (низкой растворимостью в воде) и способность существовать в почве одновременно в виде паров, сорбированной, жидкой и водной фаз, что существенно усложняет выявление механизмов их взаимодействия с компонентами окружающей среды [124; 186; 196].

Загрязнение почв нефтяными и топливными углеводородами (УВ) охватывает все компоненты экосистем, в том числе обладающие высокой чувствительностью к нему растительные сообщества [154, 182]. Чтобы иметь возможность управлять процессом снижения фитотоксичности УВ, необходимо учитывать совокупность факторов, определяющих их негативное воздействие, закономерности и механизмы его проявления. Особенно сильный стресс растения испытывают на этапе прорастания, во время которого решается сама возможность их существования [154]. Кроме опосредованного влияния, связанного с трансформацией условий почвенной среды - главным образом, из-за увеличения гидрофобности и заполнения УВ порового пространства почвенных капилляров, а также развитием в почве микромицетов, образующих токсины [180, 186] - важным на этом этапе является их непосредственный токсический эффект при контакте с семенами [2]. Негативное влияние УВ на растения продолжается в течение всего периода вегетации; при этом не всегда растения с высокой всхожестью на загрязненных почвах в дальнейшем сохраняют устойчивость к поллютанту [11]. Согласно литературным данным и результатам исследований, ранее проведенных в отделе Химии окружающей среды, фитотоксичность УВ значительно зависит от состава и свойств загрязнителя, типа и свойств почвы, а также отличается для разных видов растений [18, 87, 123, 165]. Однако в связи с недостаточностью экспериментального материала и существенным взаимовлиянием факторов, влияющих на токсичность загрязненной почвы для растений и почвенных микроорганизмов, необходимо расширить и обобщить имеющиеся данные и количественно оценить основные факторы, определяющие фитотоксичность УВ. Действие УВ на компоненты почвенно-растительной системы начинается с их сорбционного взаимодействия с поверхностью почвенных частиц, семян и корней растений, поэтому очевидно влияние процессов сорбции на фитотоксичность. Однако эти аспекты природы фитотоксичности в литературе практически не рассмотрены. Показано, что сорбционные взаимодействия в почвенной среде существенно влияют на степень биодеградации У В [87; 143] однако многие закономерности в этой области остаются нераскрытыми или требуют существенного уточнения.

В связи с этим целью данной работы являлось выявление основных факторов, закономерностей и механизмов, определяющих фитотоксичность топливных углеводородов и условия ее снижения.

Для достижения этой цели были решены следующие задачи:

1. Выявить и количественно описать основные факторы - природу и фазовое состояние УВ, особенности строения семян, длительность контакта с УВ - влияющие на всхожесть при прямом контакте с типичными представителями топливных УВ.

2. Установить роль и вклад различных механизмов сорбции в прорастание семян в условиях прямого контакта с УВ.

3. Провести сравнительную оценку всхожести растений при прямом контакте с УВ и в условиях загрязнения почвы.

4. Выявить роль и количественно описать основные факторы, определяющие токсичность загрязненной УВ почвы для почвенных микроорганизмов и взрослых растений на примере системы «тридекан -почва - кукуруза».

5. Провести сравнительную оценку роли и вклада сорбционного, питательного и мелиоративного факторов, а также их сочетания, в усиление биодеградации УВ и снижение фитотоксичности загрязненной почвы.

Научная новизна и теоретическая значимость.

Впервые количественно описано влияние основных факторов, определяющих воздействие жидкой фазы и паров УВ на всхожесть семян при их прямом контакте. Установлено, что при этом, в отличие от почвенных условий, увеличение молекулярной массы УВ является негативным фактором, вызывающим снижение всхожести. Разработан методический подход к изучению механизмов взаимодействия семян с УВ, с помощью которого на примере тридекана оценена роль сорбционного фактора в загрязненной У В почве. Дана количественная оценка зависимостей величин сорбции УВ от массы и удельной поверхности семян. Показано, что сорбция УВ реализуется в основном не на поверхности семени (адсорбция), а за счет проникновения УВ в семенную оболочку и внутренний объем семени (абсорбция).

На примере системы «тридекан - почва - кукуруза» количественно описаны основные факторы (кислотность, азотный режим, мелиоративный и сорбционный факторы, температурные условия вегетации), определяющие токсичность загрязненной почвы для взрослых растений и почвенных микроорганизмов. Выявлена и продемонстрирована возможность снижения фитотоксического эффекта УВ путем оптимизации сорбционных свойств почвенной среды при контролируемом введении в нее активных органических и органо-минеральных сорбентов.

Полученные результаты способствуют раскрытию механизмов воздействия гидрофобных органических загрязнителей на семена культурных растений, выявлению важной роли сорбционного фактора в проявлении фитотоксичности топливных УВ на разных этапах развития растений, а также вносят вклад в концепцию восстановления загрязненных ими почв.

Практическая значимость и реализация результатов исследований.

В работе установлено, что воздействие паров летучих УВ практически в той же степени опасно для семян растений, что и контакт с жидкими УВ. Это означает, что неэффективная очистка газо-воздушных выбросов на химических и нефтехимических производствах, утечка паров УВ на нефтехранилищах и бензозаправочных станциях могут наносить экологический вред растениям, сопоставимый с уроном, причиняемым аварийными проливами нефти и нефтепродуктов. Экспериментально доказано, что органо-минеральные сорбенты являются перспективными стимуляторами биодеградации УВ в почве и могут использоваться при развитии новых технологий ремедиации сред, загрязненных органическими поллютантами (патент РФ № 2450872 от 20.05.12, Международная заявка РСТ № RU2011/000085 от 01.03.12). Полученные результаты используются при разработке технологии ремедиации почв, загрязненных УВ (в рамках проекта инновационного центра Сколково), основанной на интенсификации процессов их естественного самоочищения с помощью природных материалов и удобрений. Результаты исследований являются частью фундаментальной исследовательской темы грантов РФФИ и используются в учебном процессе КФУ при модернизации и разработке новых учебных программ.

Положения, выносимые на защиту.

Апробация. Результаты исследований были представлены и докладывались на международных (Милан, Италия, 2008: Зальцбург, Австрия, 2010; Москва, 2007, 2009, 2010, 2011; Санкт-Петербург, 2011; Астрахань, 2007, 2009; Пущино 2009, 2010); всероссийских (Санкт-Петербург, 2007, 2008; Астрахань, 2009) и республиканских (Казань, 2005, 2006, 2007, 2008) научных конференциях. Работы А.Ф. Халиловой, выполненные по теме диссертации, были удостоены премии по поддержке талантливой молодежи приоритетного национального проекта "Образование" в рамках Международного молодежного научного форума «Ломоносов-2009» (Москва, 2009), премии «Конкурс проектов для аспирантов КГУ III года очного обучения» (Казань, 2010), стипендии фонда «Создание поколения будущего» (Казань, 2007), диплома за лучший доклад на научно-образовательной конференции студентов КГУ (Казань, 2007), а также диплома Всероссийского Открытого Конкурса студенческих работ в области развития связей с общественностью «Хрустальный Апельсин» (Казань, 2005).

Публикации. По материалам диссертации опубликовано 26 научных работ, из них 6 статей в центральных журналах, 13 статей в сборниках материалов конференций и 7 тезисов докладов, Патент РФ и Международная заявка РСТ.

Структура и объем работы. Диссертация состоит из введения, трех глав, выводов, научно-практических рекомендаций, списка литературы (205 источников, из них 115 иностранных). Работа изложена на 144 страницах машинописного текста, включает 4 рисунка и 12 таблиц, а также Приложение на 22 стр. (7 рис., 7 табл.).

Заключение Диссертация по теме "Экология (по отраслям)", Халилова, Айгуль Фидаилевна

Выводы

1. В условиях прямого контакта токсичность УВ для семян обусловлена главным образом их сорбционными взаимодействиями и возрастает в ряду: жидкий бензол < парообразный бензол = парообразный толуол < жидкий толуол < МН ~ ТД. Существенным фактором, определяющим сорбцию, является гидрофобность УВ, связанная с их молекулярной массой и негативно влияющая на всхожесть. На фитотоксичность УВ значительно влияет также их фазовое состояние: к жидким У В наиболее устойчивы семена вики, наименее - кукурузы, а при контакте с парами наибольшую всхожесть имеет кукуруза.

3. В отличие от прямого контакта с УВ, в почвенной среде воздействие УВ на семена реализуется в основном в паровой фазе; этим объясняется высокая всхожесть кукурузы в загрязненной ТД почве. Определяющими факторами в почве, кроме гидрофобности, являются степень летучести и растворимости УВ: менее летучий и растворимый ТД существенно менее токсичен, чем МН.

4. Наиболее мощным стимулятором почвенного дыхания, роста численности УОМ, биодеградации ТД, роста и накопления биомассы взрослыми растениями кукурузы является улучшение азотного режима загрязненной почвы. Оптимальная доза аммиачной селитры (0,6 г К/кг) вызывает 6-10-кратное снижение содержания ТД под кукурузой и при 8-9-кратном приросте биомассы полностью устраняет фитотоксичность. Сорбционные свойства торфа, наряду с мелиоративными и питательными, являются важным фактором усиления биодеградации ТД (на 28-32%) и снижения его токсичности для растений (прирост биомассы 1,5 раза). Устранение почвенной кислотности также резко снижает степень фитотоксичности почвы (8-кратный прирост биомассы).

5. Совокупное использование сорбционного, питательного и мелиоративного факторов имеет синэргическое действие в отношении усиления биодеградации ТД и снижения токсичности почвы для растений и почвенных микроорганизмов. Совместная оптимизация этих факторов при использовании композиций «торф+Ы+ЦСП», и особенно «торф+ТЧ» восстанавливает продуктивность биомассы кукурузы до уровня незагрязненной почвы.

Научно-практические рекомендации

1. Для снижения фитотоксичности тяжелосуглинистого выщелоченного чернозема, загрязненного топливными УВ (1-2%), рекомендуется предварительная нейтрализация почвенной среды с последующим применением смесей, содержащих, наряду с повышенной дозой аммиачной селитры (0,6 г Ы/кг), сорбирующие материалы - такие, как низинный торф и природная цеолитсодержащая порода (5 масс.%).

2. При разработке мероприятий по снижению фитотоксичности почвы рекомендуется проведение испытаний по использованию низкостоимостного органоминерального сорбента (ОМС) на основе ЦСП и катионного ПАВ (гексадецилтриметиламмония) в качестве активной сорбционной добавки. В сравнении с композициями «торф+№>, «торф+Ы+ЦСП» добавление смеси «торф+Ы+ОМС», содержащей ОМС в количестве, на порядок меньшем, чем ЦСП и торф, в наибольшей степени способствует биостимуляции разложения УВ (получен патент на изобретение «Состав для очистки почв, загрязненных нефтью и нефтепродуктами» РФ № 2450872 от 20.05.12 и Международная заявка РСТ № 1Ш2011/000085 от 01.03.12).

Библиография Диссертация по биологии, кандидата биологических наук, Халилова, Айгуль Фидаилевна, Казань

1. Adam, G. Effect of diesel fuel on growth of selected plant species Text. / G. Adam, H. Duncan // Environmental Geochemistry and Health. 1999. - V. 21. - P. 353-357.

2. Adam, G. Influence of diesel fuel on seed germination Text. / G. Adam, H. Duncan // Environ. Pollut. 2002. - V. 120. - P. 363-370.

3. Agbogidi, O.M. Germination of African oil bean (.Pentaclethra macrophylla, Benth.) seeds grown in crude oil polluted soil Text. / O.M. Agbogidi, E. Ayelo // Bioreserch Bulletin- 2010 № 3 143-152

4. Alkorta, I. Phytoremediation of organic contaminants in soils Text. / I. Alkorta, C. Garbisu // Bioresource 2001. - V. 71 - P. 273-276

5. Amakiri, J.O. Effect of crud oil pollution on the germination of Zea mays and Abelmoshus esculentus and Capsicum frutescens Text. / J.O. Amakiri, F.A. Onofeghara. // J. Environ. Pollut 1983,- V. 35. - P. 159-167.

6. Aspray, T. Effect of nitrogen amendment on respiration and respiratory quotient (RQ) in three hydrocarbon contaminated soils of different type Text. / T. Aspray, A. Gluszek, D. Carvalho // Chemosphere. 2008. - V. 72. - P. 947-951.

7. Baek, K.-H. Effects of crude oil, oil componaents, and bioremediation on plant growth Text. / K.-H. Baek [et al.] / J. Environ. Sei. Health Part A Tox. Hazard. Subst. Environ. Eng. - 2004. - V. 39, N 9. - P. 2465-2472.

8. Barayschuk, G.V. Effect of environmentally sound biologically active preparations on the biological activity of soil for growing plants Cherenkov Text. / G.V. Barayschuk, G.G. Cads / Chemistry. 2008. - № 10. - P.40-47

9. Beck, E.H. Regulation of shoot/root ratio by cytokinins from roots in Urtica dioica: Opinion//Plant and Soil. V.l. - 1996. - P. 3-12.

10. Besalatpour, A. Germination and growty of selected plants in a petroleum contaminated calcareous soil Text. / A. Besalatpour, A.H. Khoshgoftarmanesh, M.A. Hajabbasi, M. Afyuni // Soil and Sediment Contamination 2008. - V.17. -P. 665-676

11. Braddock, J.F. Enhancement and inhibition of microbial activity in hydrocarbon-contaminated arctic soils: implications for nutrient-amended bioremediation Text. / J.F. Braddock [et al.] // Environ. Sei. Technol. 1997. - V. 31. - P. 2078-2084.

12. Breus, P. Transport of liquid hydrocarbons in a leached chernozem Text. / P. Breus, E.V. Smirnova-Efstifeeva, S. A. Neklyudov, and V. A. Breus // Eurasian Soil Science. 2005. - N6. - P. 672-684.

13. Breus, I. Adsorption of volatile hydrocarbons on natural zeolite-clay material Text. / I. Breus, A. Denisova, S. Nekljudov, V. Breus // Adsorption. -2008. V. 14, № (4-5). - P. 509-523.

14. Brook, T.R. Biodegradation of diesel fuel in soil under various nitrogen addition regimes Text. /Timothy R. Brook, 1 Warren H. Stiver, Richard G. Zytner // Soil and Sediment Contamination 2001 -V.10, No 5 - P. 539-553

15. Chaineau, C.H. Phytotoxicity and plant uptake of fuel oil hydrocarbons. Text. / C.H. Chaineau, J.L. Morel, J. Oudot //J.Environ. Qual. 1997. - V.26. -P. 1478-1483.

16. Chouychai, W. Phytotoxicity assay of crop plants to phenanthrene and pyrene contaminants in acidics Text. / W. Chouychai, A. Thongkukiatkul,

17. S.Upatham, H. Lee, P. Pokethitiyook, M.Kruatrachue // Wiley Periodicals, Inc. Environ Toxicol 2007.- V.22 - P. 597-604

18. Coles, C.A. Influence of bulking agents, fertilizers and bacteria on the removal of diesel from a Newfoundland soil Text. / C.A. Coles, T. R. Patel, A. P. Akinnola, R. J. Helleur // Soil & Sediment Contamination 2009. - V.18 - P.383-396.

19. Collins, C.D. Implementing phytoremediation of petroleum hydrocarbons Text. / C.D. Collins // Methods in Biotechnology, V. 23: Phytoremediation: Methods and Reviews. Springer, 2007. - P. 99-108.

20. Defu H. Influence of crude oil pollution in soil on the seed germination rate and seedling growth of cucumber and radish Text. / H. Defu // Journal of Anhui agricultural sciences 2008. - V.6

21. Dilly O. Microbial respiratory quotient during basal metabolism and after glucose amendment in soils and litter Text. / Dilly O. // Soil Biol. Biochem. -2001. V.33.-P. 117-127.

22. Dominguez-Rosado, E. Phytoremediation of soil contaminated with used motor oil: II. Greenhouse Studies Text. / E. Dominguez-Rosado, J. Pichtel // Environ. Eng. Sci. 2004. - V. 21, N 2. - P. 169-180.

23. Embar, K. The role of indigenous bacterial and fungal soil populations in the biodégradation of crude oil in a desert soil Text. / K. Embar 1, C. Forgacsl & Alex Sivan // Biodégradation 2006. - V. 17 - P. 369-377.

24. Eom, I.C. Ecotoxicity of polycyclic aromatic hydrocarbon (PAH) contaminated soil Text. / I.C. Eom, C. Rast, A.M. Veber, P. Vasseur // Ecotoxicology and Environmental Safety 2007. -V. 67. - P. 190-205.

25. Evans, F.F. Impact of oil contamination and biostimulation on the diversity of indigenous bacterial communities in soil microcosms Text. / Evans F.F., Rosado A.S., Sebastian G.V., Casella R. // FEMS Microbiology Ecology 2004. -V. 49-P. 295-305.

26. Gaskin, S. Screening of australian native grasses for rhizoremediation of aliphatic hydrocarbon-contaminated soil Text. / S. Gaskin, K. Soole, R.Bentham // Int. J. Phytorem. 2008. - V. 10, No 5. - P. 378-389

27. Gerhardt, K. E. Phytoremediation and rhizoremediation of organic soil contaminants: Potential and challenges Text. / K. E. Gerhardt, X.-D. Huang, B. R. Glick, B. M. Greenberg // Plant Science 2009 - V. 176 - P. 20-30

28. Germaine, K. J. Bacterial endophyte- mediated naphthalene phytoprotection and phytoremediarion Text./ K.J. Germaine // FEMS Microbiol Lett 2009. -V.296.-P. 226-234

29. Gunter, T. Effects of ryegrass on biodégradation of hydrocarbons in soil Text./ T. Gunter, U. Dornberger, W. Fritsche // Chemosphere. 1996. - V.33. -№2.-P. 203-215.

30. Guerin W.F. Differential bioavailability of soilsorbed naphthalene to two bacterial species Text. / W.F. Guerin, S.A. Boyd //Applied and Environmental Microbiology 1992. - V.58 - P. 1142-1152.

31. Hatzinger, P.B. Effect of ageing of chemicals in soil on their biodegradability and extractability Text. / P.B. Hatzinger, M. Alexander //Environmental Science and Technology. -1995. -V. 29. -P. 537-545.

32. Henner, P Phytotoxicity of ancient gaswork soils. Effect of poly cyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) on plant germination / P. Henner, M. Schiavonl, V. Druelle, E. Lichtfouse // Organic Geochemistry 1999. - V.30 - P. 963-969

33. Huling, S. Dense nonaqueous phase liquids / S. Huling, J. Weaver // Ground Water Issue 1991. EPA/540/4-95-002. U.S.EPA. R.S. Kerr Environ. Res. Lab. -Ada, OK.-21 p.

34. Inckot, R.C. Germination and development of Mimosa pilulifera in petroleum-contaminated soil and bioremediatedsoil Text. / R.C. Inckot, G. de O. Santosa, L. A. de Souza, C. Bona // Flora. 2011. - 206. - P. 261-266.

35. Jain, P.K. Bioremediation of petroleum oil contaminated soil and water Text. / P.K. Jain, V.K.Gupta, R.K.Gaur, M.Lowry, D.P.Jaroli, U.K. Chauhan // Research Journal of environmental toxicology 2011- V.5 (1) - P.1-26

36. Juhasz, A.L. Bioremediation of high molecular weight polycyclic aromatic hydrocarbons: A review of the microbial degradation of benzoa.pyrene [Text]/ A.L. Juhasz,, R. Naidu. // Int. Biodeterior. Biodegrad. 2000. - V.45. - P. 57-88.

37. Kaimi, E. Screening of twelve plant species for phytoremediation of petroleum hydrocarbon-contaminated soil Text. / E. Kaimi, T. Mukaidani, M. Tamaki //Plant Prod Sei. -2007. V. 10, N 2. - P. 211-218.

38. Kechavarzi, C. Root establishment of perennial ryegrass (L. perenne) in diesel contaminated subsurface soil layers Text. / C. Kechavarzi, K. Pettersson, P. Leeds-Harrison, L. Ritchie, S. Ledin // Environmental Pollution 2007. - V.145, No l.-P. 68-74.

39. Kirk J.L. Phytotoxicity assay to assess plant species for phytoremediation of petroleum contaminated soil Text. / J.L. Kirk, J.N. Klironomos, H. Lee, J.T. Trevors // Bioremediation Journal. 2002. - V.6, No 1 - P.57-63.

40. Kirkpatrick, W.D. Selecting plants and nitrogen rates to vegetate crude-oil-contaminated soil Text. / W.D. Kirkpatrick [et al.] // Int. J. Phytoremediation. -2006.-V. 8. P.285-297.

41. Klokk T. Effects of oil pollution on the germination and vegetative growth of five species of vascular plant Text. / T. Klokk // J. Oil Petroleum Pollute. -1984.-V. 2.-P. 25-30.

42. Kulakow, P.A. Screening plant species for growth on weathered, petroleum hydrocarbon-contaminated sediments Text. / P.A. Kulakow, A.P. Schwab, M.K. Banks // International Journal of Phytoremediation 2000. -V. 2, No 4. -P. 297317

43. Kummerova, M. Photoinduced toxicity of fluoranthene in germination and early development of plant seedling Text. / M.Kummerova, E. Kmentova // Chemosphere 2004. - V.56 - P. 387-393

44. Kummerova, M. The effect of fluoranthene on the germination of plants Text. / M. Kummerova, L. Slovak, J. Mazankova, I. Holoubek //Toxicological and Environmental Chemistry. 1997. - V. 60. - P. 235-244.

45. Lee, S.-H. Effect of various amendments on heavy mineral oil bioremediation and soil microbial activity Text. / S.-H. Lee, B.-I. Oh, J.-g. Kim // Biores. Technol. 2008. - V. 99, N 7. - P. 2578-2587.

46. Li, X. Importance of soil water relation in assessing the endpoint of bioremediated soil. Text. / X.Li, Y. Feng, N. Sawatsky //J.Plant and Soil. 1997 -V. 192-P.219-226.

47. Liste, H.-H. Crop growth, culturable bacteria, and degradation of petrol hydrocarbons (PHCs) in a long-term contaminated field soil Text. / H.-H. Liste, D. Felgentreu // Applied Soil Ecology. 2006. - V.31, No 1 -2. -P. 43-52.

48. Lu Mang The use of goosegrass (Eleusine indica) to remediate soil contaminated with petroleum Text. / Mang Lu, Zhongzhi Zhang, Shanshan Sun, Xiaofang Wei, Qinfang Wang, Youming Su // Water Air Soil Pollut 2010. -V.209. - P.181-189.

49. Maila, M. Germination of Lepidium sativum as a metod ro evaluate polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) removal from contaminated soil Text. / M. Maila, T. Cloete, // International biodeterioration and Biodegradation 2002. -V. 50. - P.107-113.

50. Margesin, R. Bioremediation (natural attenuation and biostimulation) of diesel-oil-contaminated soil in an alpine glacier skiing area Text. / R. Margesin, F. Schinner//Applied and Environmental Microbiology 2001. - P. 3127-3133

51. Margesin, R. Monitoring of bioremediation by soil biological activities Text. / R. Margesin, A. Zimmerbauer, F. Schinner // Chemosphere 2000. - V.40 - P.339-346.

52. Margesin, R. Soil lipase activity—a useful indicator of oil biodégradation Text. / R. Margesin, A. Zimmerbauer, F. Schinner // Biotechnol. Tech. 1999. -V.13 - P.859-863.

53. Manohar, S. Enhanced degradation of naphthalene by immobilization of Pseudomonas sp. strain NGK1 in polyurethane foam Text. / S. Manohar, C.K. Kim, T.B. Karegoudar //Appl Microbiol Biotechnol 2001. - V. 55 - P.311-316

54. Mendonça, A. Ecotoxicological monitoring of remediation in a coke oven soil Text. // Mendonça, A. // Wiley Periodicals, Inc Picado V. 2002 - P. 74-79

55. Merkl, N. Assessment of tropical grasses and legumes for phytoremediation of petroleum-contaminated soils. Text. /N. Merkl, R. Schultze-Kraft, C. Infante // Water, Air, Soil Pollut. 2005. - V. 165. - P. 195-209.

56. Merkl, N. Phytoremediation in the tropics: the effect of crude oil on the growth of tropical plants. Text. / N. Merkl, R. Schultze-Kraft, C. Infante // Bioremediation Journal, Boca Raton 2004. - V.8, No 3-4. - P. 177-184.

57. Miles, R.A. Assessing the aerobic biodegradability of 14 hydrocarbons in two soils using a simple microcosm/respiration method Text. / R.A. Miles, W.J. Doucette // Chemosphere 2001. - V. 45- P. 1085-1090.

58. Newell, C. Light nonaqueous phase liquids Text. / C. Newell, S. Acree, R. Ross, S. Huling // Ground Water Issue 1995. EPA/540/S-95/500. U.S.EPA. R.S. Kerr Environ. Res. Lab. - Ada, OK. - 28 p.

59. Noordman, W.H. The enhancement by surfactants of hexadecane degradation by Pseudomonas aeruginosa varies with substrate availability Text. / W.H. Noordman, J.H.J. Wächter, G.J. de Boer, D.B. Janssen// J Biotechnol -2002. V.94-P.195-212.

60. Ogba, E.M. Effect of diesel fuel contamination on seed germination of four crop plants Arachis hypodaea, Vigna unguiculata, Sorghum bicolor and Zea mays Text. / E.M. Ogba //African Journal of Biotechnology - 2009. - V.8, No 2-P. 250-253

61. Okieiman, C.O. Effectof natural rubber processing sludge on the degradation of crude oil hydrocarbon in soil Text. / C.O. Okieiman, F.E. Okieiman //Bioresour. Technol. 2002. -V. 82 - P. 95-97.

62. Olson, P.E. Effects of agronomic practices on phytoremediation of an aged PAH-contaminated soil Text. / P. E. Olson, A. Castro, M. Joern, N. M. DuTeau, E. Pilon-Smits, K.F. Reardon // J. Environ. Qual. 2008. - V.37. - P. 1439-1446

63. Olson, P.E. Comparison of plant species in a greenhouse phytoremediation study on an aged PAH-contaminated soil. / P.E. Olson, A. Castro, M. Joern, N.M. DuTeau, E.A.H. Pilon-Smits, K.F. Reardon // J. Environ. Qual. 2007. - V. 36 -P.1461-1469.

64. Peng, S. Phytoremediation of petroleum contaminated soils by Mirabilis Jalapa L. in a greenhouse plot experiment Text. / S. Peng, Q. Zhou, Z. Cai, Z. Zhang // Journal of Hazardous Materials 2009. - V.168. - P. 1490-1496

65. Pilon-Smits, E. Phytoremediation Text. / Pilon-Smits E. // Annu. Rev. Plant Biol.-2005.-V. 56-P. 15-39

66. Reid, B.J. Bioavailability of persistent organic pollutants in soils and sediments a perspective on mechanisms, consequences and assessment Text. / B.J., Reid, K.C. Jones, K.T. Semple // Environmental Pollution - 2000. - V. 108. -P. 103-112.

67. Reynolds, C. Plant enhancement of indigenous soil micro-organisms: A low-cost treatment of contaminated soils. Text. / C. Reynolds, D. Wolf, T. Gentry, L. Perry, C. Pidgeon, B. Koenen, H. Rogers, C. Beyrouty // Polar Ree. -1999. V.35. -P. 33-40.

68. Rhykerd, R.L. Volatilization of crude oil from soil amended with bulking agents Text. / R.L. Rhykerd, D.Sen, K.J. Mclnnes, R.W. Weaver // Soil Science -1998.-V. 163, N2.-P. 87-92

69. Riffaldi R. Soil biological activities in monitoring the bioremediation of diesel oil-contaminated soil Text. / R. Riffaldi, R. Levi-Minzi, R. Cardelli, S. Palumbo A. Saviozzi // Water, Air, and Soil Pollution 2006. - V.170. - P. 3-15.

70. Robson, D.B. Ability of cold-tolerant plants to grow in hydrocarbon-contaminated soil Text. / D.B. Robson, J.D. Knight, R.E. Pareil, J.G. James // International Journal of Phytoremediation: 2003 -V. 5., No 2 - P.105-123

71. Salanitro, J.P. Crude oil hydrocarbon bioremediation and soil ecotoxicity assessment Text. / J.P. Salanitro, P.B.Dorn, M.H. Huesemann, K.O. Moore, I.A. Rhodes // Environ. Sei. Technol. 1997. - V.31 - P. 1769-1776.

72. Salanitro, J.P. Bioremediation of PHCs in soil Text. / J. P. Salanitro // Adv. Agronomy. -2001,- V. 72. P.53-105.

73. Saez-Navarrete, C. An exploratory study of peat and sawdust as enhancers in the (bio) degradation of n-dodecane Text. / C. Saez-Navarrete, C. A. Gelmi, L. Reyes-Bozo, A. Godoy-Faundez // Biodegradation 2008. - V. 19 - P. 527-534

74. Schaefer, M. The influence of earthworms and organic additives on the biodégradation of oil contaminated soil Text. / M. Schaefer, F. Juliane // Appl. Soil Ecol. 2007. - V.36. - P. 53-62

75. Schwarzenbach, R.P. Transport of nonpolar organic compounds from surface water to groundwater. Laboratory sorption studies Text. / R.P. Schwarzenbach, J. Westall // Environ Sei Technol. 1981. - V.15. - P. 13601367.

76. Semple, K. T. Defining bioavailability and bioaccessibility of contaminated soil and sediment is complicated Text. / K.T. Semple, K.J. Doick, K.C. Jones, P. Burauel, A. Craven, H. Harms // Environ Sei Technol 2004. - V.38 - P. 228-231.

77. Semple, K.T. Bioavailability of hydrophobic organic contaminants in soils: fundamental concepts and techniques for analysis Text. / K.T. Semple, A.W.J. Morris, G.I. Paton//European J. Soil Sei. 2003. - V. 56 (4).-P. 809-818

78. Shamraev, A.V. Effect of oil and petroleum products to various parts of the environment Text. / A.V. Shamraev, T.S. Shorin // Bulletin of OSU. 2009. - № 6.-P.642-645.

79. Siciliano, S. D. Mechanisms of phytoremediation: biochemical and ecological interactions between plants and bacteria Text. / S. D. Siciliano, J. J. Germida // Environ. Rev. 1998. V6, N1. - P. 65-79

80. Sommers, L.E. The effect of water potential on decomposition processes in soil. Text. / L.E. Sommers, C.M. Gilmour, R.E. Wildung, S.M. Beck // In: Parr JF, Gardner WR, Eliott LF Water Potential Relantions in soil Microbiology. SSSA, Madison, WI, p 97

81. Sonnleitner, R. Microbiological and enzymatic proporties of soil deposits originating from wind erosion Text. / Sonnleitner R., Schinner F. // J. Plant Nutr. Soil Sei. 2003. - V. 166 - P. 484-489.

82. Stroud, J.L. Microbe-aliphatic hydrocarbon interactions in soil: implications for biodégradation and bioremediation Text. / J.L. Stroud, G.I. Paton, K.T. Semple // J. Appl. Microbiol. 2007. - V. 102 - P. 1239-1253.

83. Teng, Y. Effects of soil amendment with different carbon sources and other factors on the bioremediation of an aged РАН-contaminated soil Text. / Y. Teng, Y. Luo, L. Ping, D. Zou, Z. Li, P. Christie // Biodegradation 2010. - V. 21 - P. 167-178.

84. Tesar, M. Bacterial rhizosphere populations of black poplar and herbal plants to be used for phytoremediation of diesel fuel Text. / M. Tesar, Th. G. Reichenauer, A. Sessitsch // Soil Biology & Biochemistry. 2002. - V.34. - P. 1883-1892.

85. The Federal Remediation Technology Roundtable (Электронный документ) URL: http://www.frtr.gov/matrix2/Preface/foreword.html Просмотрено 7. 10. 2011.

86. Thompson, О. A. Influence of nitrogen addition and plant root parameters on phytoremediation of pyren-contaminated soil Text. / O.A. Thompson, D.C. Wolf, J.D.Mattice, G.J. Thoma // Water, Air, and Soil Pollution 2008. -V.189 -P. 37-47

87. Thornley, J.H.M. A balanced quantitative model for rootA shoot rations in vegetative plants Text. / J.H.M Thornley // Annals of botany 1972/ - V.72/ -P.71-75

88. Torstensson, L. Microbial assays in soils. Soil ecotoxicity Text. / L. Torstensson London: CRC Lewis Publishers, 1997 - P. 207-233.

89. Trapp, S. Phytotoxicity of fresh and weathered diesel and gasoline to willow and poplar trees Text. / S. Trapp, A. Kohler, L.C. Larsen, K.C. Zambrano, U. Karlson//J Soil Sediments-2001.-V.l.-P. 71-76.

90. Vasudevan, N. Bioremediation of oil sludge-contaminated soil Text. / N. Vasudevan, P. Rajaram // Environment International -2001.- V.26 P. 409- 411

91. Walworth, J.L. Bioremediation of a petroleum-contaminated cryic soil: Effects of phosphorus, nitrogen, and temperature Text. / J.L. Walworth, C.M. Reynolds // Journal of Soil Contamination 1995. - V. 4- P. 299-310

92. Walworth, J. Nitrogen requirements for maximizing petroleum bioremediation in a sub-Antarctic soil Text. / J. Walworth [et al.] // Cold Regions Sei. Tech. 2007. - V. 48.-P. 84-91.

93. Wang, X. Effects of bioremediation on residues, activity and toxicity in soil contaminated by fuel spills. Text. / X Wang, R. Bartha // Soil Biol Biochem -1990.-V. 22. P.501-505.

94. Wang, X. Validation of germination rate and root elongation as indicator to assess phytotoxicity with Cucumis sativus Text. / Wang X, Sun C, Gao S, Wang L, Shuokui H. // Chemosphere 2001. - V.44. - P. 1711 -172

95. Zhang, Li-hui Effects of crude oil pollution on seed germination and seedling growth of turnip Text. / Zhang Li-hui, Chen Qing-ji, Zhao JI-min // Northern Horticulture 2008 - V. 1

96. Zhou, E. Effects of oxygen, nitrogen, and temperature on gasoline biodégradation in soil Text. / E Zhou, R Crawford // Biodegradation 1995. - V. 6-P. 127-140

97. Xing, B. Time-dependent isotherm shape of organic compounds in soil organic matter: implications for sortion mechanism Text. / B.Xing, J.J. Pignatello // Environ Toxicol Chem 1996 - V.15 - P. 1282-1288.

98. Авдонин, H.C. Агрохимия Текст. / H.C. Авдонин M.: МГУ, 1982. -343 с.

99. Агрономическая тетрадь. Возделывание силосной кукурузы по зерновой технологии и производства кормов из початков / Под ред. H.A. Поспелова. М.: Россельхозиздат, 1985. - 94с.

100. Алиев, С.А. Влияние загрязнения нефтяным органическим веществом на активность биологических процессов почв Текст. / С.А. Алиев, Д.А. Гаджиев // Изв. АН АзССР. Сер.биол.наук. 1977 - №2 - С. 46-49

101. Бондаренко, А.Н. Оценка нефтяного загрязнения почв аридных территорий (на примере Астраханской области): Автореф. дис. . канд. геогр. наук Астрахань, 2008. - 24 с.

102. Бельков, В.М. Методы, технологии и концепции утилизации углеродосодержащих промышленных и твердых бытовых отходов Текст. / В. М.Бельков // Химическая промышленность. 2000. №11. - С.-9-25.

103. Благо датская, Е.В. Оценка устойчивости микробных сообществ в процессе разложения поллютантов в почве/ Е.В. Благодатская, Н.Д. Ананьева//Почвоведение. 1996.-№11. - С. 1341-1346

104. Богомолов, А. И. Химия нефти и газа: Учебное пособие для вузов / А. И. Богомолов, A.A. Гайле, В.В. Громова и др. СПб: Химия, 1995.

105. Бреус, И.П.Сорбция летучих органических загрязнителей почвами: Обзор литературы Текст. / И.П. Бреус, A.A. Мищенко // Почвоведение.-2006-№12.-С. 226-241.

106. Бубнов, А.Г. Биотестовый анализ интегральный метод оценки качества объектов окружающей среды: учебно-методическое пособие Текст. / А.Г. Бубнов, С.А. Буймова, A.A. Гущин, Т.В. Извекова // ГОУ ВПО Иван.гос. хим.-технол. Ун-т. - Иваново, 2007. - 112с.

107. Бурнаева, JIM Охрана природы (органические соединения и способы их утилизации) Текст.: Методическое указания по курсу /Л.М. Бурнаева, P.A. Черкасов Казань, 2006 - с.51.

108. Буров, А.И. Цеолитсодержащие породы Татарстана и их применение Текст. / А.И. Буров, А.Н. Тюрин, A.B. Якимов Казань: Фен, 2001. - 176 с.

109. Буланова, A.B. Исследование сорбционных свойств сорбентов, применяемых для очистки почв от нефтяных загрязнений Текст. / A.B. Буланова, И.В. Грецкова, О.В.Муратова // Вестник СамГУ. Естественнонаучная серия. 2005. - № 3. - С. 37.

110. Восстановление нефтезагрязненных почвенных экосистем / под ред. М.А. Глазовской. М.: Наука, 1988. - 254с.

111. Воробьева, JT.A. Теория и практика химического анализа почв // JI.A. Воробьева-М.: ГЕОС, 2006-400с.

112. Вредные химические вещества. Углеводороды. Галогенпроизводные углеводородов: Справ, изд. Текст. / A.JI. Бандман [и др.]. Д.: Химия, 1990. -732 с.

113. Габбасова, И.М. Деградация и рекультивация почв Башкортостана. Уфа: Тилем, 2004.284 с.

114. ГОСТ 10857-64 Семена масличные. Метод определения масличности

115. ГОСТ 10846-91 Зерно и продукты его переработки. Метод определения белка

116. ГОСТ 12038-84. Методы определения всхожести. М.: Изд-во стандартов. - 1984. - 56 с.

117. Государственный доклад о состоянии природных ресурсов и об охране окружающей среды республики Татарстан в 2007 году Текст. / Ред. Торсуева Н.П. Казань: Заман, 2008. - 484 с.

118. Дедков, В.П. Рост и развитие растений на почве, загрязненной нефтью / В.П. Дедков, A.C. Гребенников, Н.И.Туркин // Теоретические и прикладные аспекты биологии: Межвуз. сб. науч. тр.: Калинингр.ун-т. Калининград, 1997. - 81 с.

119. Державин, JI.M. Применение минеральных удобрений в интенсивном земледелии М.:Колос, 1992.- 272с.

120. Демиденко, А.Я. Пути восстановления нефтезагрязненных почв черноземной зоны Украины Текст. / А.Я. Демиденко, В.М. Демурджан М.: Наука, 1988- 197с.

121. Денисова, А.П. Роль природных материалов и минеральных удобрений в связывании и биодеградации топливных углеводородов в почвах: автореф. дис. . канд. биол. наук: 03.00.16: защищена 19.02.09-Казань: Изд-во КГУ, 2009. 23 с.

122. Доспехов, Б.А. Методика полевого опыта (с основами статистической обработки результатов исследований) Текст. / Б.А. Доспехов, М.: Агропромиздат, 1985. - 351 с.

123. Каменщиков, Ф.А. Нефтяные сорбенты Текст. / Ф.А. Каменщиков, Е.И. Богомольный Москва-Ижевск: НИЦ «Регулярная и хаотическая динамика».- 2005. - 268 с.

124. Киреева, H.A. Биологическая активность загрязненных нефтью и рекультивируемых торфяно-глеевых почв республики Коми Текст. / H.A. Киреева, Г.Ф. Рафикова, Т.Н. Щемелинина, М.Ю. Маркарова // Агрохимия -2008,-№8-С. 68-75

125. Киреева, H.A. Биологическая активность нефтезагрязненных почв Текст. / H.A. Киреева, В.В. Водопьянов, A.M. Мифтахова. Уфа: Гилем, 2001.- 376 с.

126. Киреева, H.A. Влияние загрязнения почв нефтью на физиологические показатели растений и ризосферную микробиоту Текст. / H.A. Киреева, Е.И. Новоселова, A.C. Григориади // Агрохимия 2009 - №7 - С. 71-80.

127. Киреева, H.A. Комплексное биотестирование нефтезагрязненных почв Текст. / H.A.Киреева, Т.Р.Кабиров, И.Е.Дубовик // Теоретическая и прикладная экология 2007.-№1.

128. Киреева, H.A. Литическая активность микромицетов нефтезагрязненных почв как один из факторов фитотоксичности Текст. / Н. А. Киреева, М. Д. Бакаева, А. М. Мифтахова // Агрохимия 2006 - №9 - С. 75-81

129. Киреева, H.A. Микробиологические процессы в нефтезагрязненных почвах Текст. / H.A. Киреева. Уфа: БашГУ. - 1994. - 172 с.

130. Киреева, H.A. О возможности биотестирования нефтезагрязненной и рекультивируемой почвы по выживаемости коллембол Текст. / H.A. Киреева, Г.М. Ханисламова, Е.М. Тарасенко // Экология 2005. - №5. - С. 397-400.

131. Киреева, H.A. Фитотоксичность антропогенно-загрязненных почв Текст. / H.A. Киреева, Г.Г. Кузяхметов, A.M. Мифтахова, В.В. Водопьянов. Уфа: Гилем, 2003. - 266 с.

132. Кобзев, Е. H. Исследование устойчивости ассоциации микроорганизмов-нефтедеструкторов в открытой системе Текст. / E.H. Кобзев, С.Б. Петрикевич, А.Н. Шкидченко // Прикладная биохимия и микробиология-2001 № 4 - С. 413-417

133. Колесников, С.И. Влияние загрязнения нефтью и нефтепродуктами на биологическое состояние чернозема обыкновенного Текст. / Колесников С.И., Казеев К.Ш., Татосян М.Л., Вальков В.Ф // Почвоведение -2006. №5. -С. 616-620

134. Колесников, С.И. Влияние загрязнения тяжелыми металлами и нефтью на биологические свойства чернозема выщелоченного слитого Текст. / С.И. Колесников, З.Р. Тлехас, К.Ш. Казеев, E.H. Ротина, В.Ф. Вальков // Агрохимия 2010 - №7- С. 62-67

135. Кормильцева, И.П. Влияние 2,4,6-тринитротолуола на биологическую активность чернозема выщелоченного Текст. / И.П. Кормильцева, Г.Ю. Яковлева, A.B. Гарусов, Н.Г. Захарова, Б.М. Куриненко // Вестник ОГУ -2010 №6-с. 112

136. Коронелли, Т.В. Принципы и методы интенсификации биологического разрушения углеводородов в окружающей среде Текст. / Т.В. Коронелли // Прикладная биохимия и микробиология 1996 - №6 (том 32) - С. 579-585

137. Кочергин, И.Е. Опыт биоремедиации нефтезагрязненной почвы в рамках полевого эксперимента в условиях северного Сахалина Текст. / И.Е. Кочергин, В.И. Ознобихин, A.B. Савельев, В.О. Кереев // Сборник статей РЭА 2009. - №1 - С. 84-94.

138. Критерии отнесения отходов к классам опасности для окружающей природной среды. Приказ МПР РФ № 511 от 15.06.2001. 13 с.

139. Куделин, В.М. Токсикологическая оценка сточных и дренажных вод Байкальского целлюлозно-бумажного комбината Текст. / В.М. Куделин, Г А. Тимошенко, B.C. Толстихина // Экология. 2004. - № 1. - С. 74-76.

140. Ларионова, H.JT. Устойчивость растений к загрязнению почвы углеводородами и эффект фиторемедиации: автореф. дис. . канд. биол. наук Текст. / Н.Л. Ларионова Казань, 2005. - 22 с

141. Ларионова, Н.Л. Экстракция и анализ углеводородов, содержащихся в загрязненных почвах Текст. / Н.Л. Ларионова, E.H. Семенова, В.А. Бреус, С.А. Неклюдов, И.П. Бреус //Технологии нефти и газа. 2005. - №4. - С. 3949.

142. Ларионова, Н.Л. Фитотоксичность почв, загрязненных углеводородами (Обзор литературы) Текст. / Н.Л. Ларионова, И.П. Бреус // Грунтознавство. 2006 - Т. 7, № 3-4. - С. 34-49.

143. Лобода, Б.П. Применение цеолитсодержащего минерального сырья в растениеводстве Текст. / Б.П. Лобода // Агрохимия. 2000. - № 6. - С. 78-91.

144. Маячина, Н.В. Особенности биотестирования почв с целью их экотоксикологической оценки Текст. / Н.В. Маячина, М.В. Чугунова // Вестник Нижегородского университета им. Н.И. Лобачевского. 2009 - №1. -С. 84-93.

145. Марченко, А.И. Фиторемедиация почв, загрязненных нефтепродуктами: опыт Канады Текст. / А.И. Марченко, М.С. Соколов // АГРО XXI. 2001. - № 1. - С.20-21.

146. Международный стандарт ИСО 11267:1999 Качество почвы. Замедление воспроизведения Collembola (Folsomia candida) загрязнителями почвы

147. Международный стандарт ИСО 11268-1:1998 Качество почвы. Воздействие загрязняющих веществ на земляных червей {Eisenia fétida). Часть 1. Определение кратковременного токсического эффекта с использованием субстрата искусственной почвы

148. Международный стандарт ИСО 11268-2:1998 Качество почвы. Определение загрязнения по подавлению репродуктивности у земляных червей. Часть 2. Определение воздействия на их размножение

149. Международный стандарт ИСО 11269-1:1993 Качество почв -Определение воздействия загрязнителей на почвенную флору. Часть 1: Методы учета ингибирования роста корней

150. Международный стандарт ИСО 11269-2:1993 Качество почв. Определение воздействия загрязнителей на почвенную флору. Часть 2: Воздействие химических веществ на всхожесть и рост высших растений.

151. Методы почвенной микробиологии и биохимии Текст. / под ред. Д.Г.Звягинцева. М.: МГУ, 1991. - 304 с.

152. Мирошниченко, H.H. Принципы регламентации углеводородного загрязнения почв Украины Текст. / H.H. Мирошниченко // Почвоведение -2008 -№5-С. 614-622

153. Минеев, В.Г. Агрохимия Текст.: Учебник-М.: Изд-во МГУ, 1990 -486с.

154. Мищенко, A.A. Закономерности сорбционного удерживания летучих органических загрязняющих веществ почвами: дис. канд. хим. наук: 03.00.16 КГУ Казань. - 2004. - 162 с.

155. Мищенко, A.A. Сорбционное взаимодействие экзогенных углеводородов с компонентами почвенно-растительных систем Текст. / A.A. Мищенко, И.П. Бреус, С.А. Неклюдов, В.А. Бреус // Доклады РАСХН. -2003. N6,-С. 16-19.

156. Назаров, A.B. Влияние нефтяного загрязнения на бактерии дерново-подзолистой почвы Текст. / A.B. Назаров, Л.Н.Ананьина, О.В. Ястребова, Е.Г. Плотникова // Почвоведение 2010 - № 12 - С. 1489-1493

157. Назаров, A.B. Изучение причин фитотоксичности нефтезагрязненных почв Текст. / A.B. Назаров, С.А. Иларионов // Письма в Международный научный журнал «Альтернативная энергетика и экология» 2005. - №1. - С. 60-65.

158. Николаева, М.Г. Биология семян Текст. / М.Г. Николаева, И.В. Лянгузова, Л.М. Поздова. СПб.: БИН РАН, 1999. - 232 с.

159. Оборин, А. А. Нефтезагрязненные биогеоценозы (процессы образования, научные основы восстановления, медико-экологические проблемы): монография / А. А. Оборин. Пермь, 2008. - 511 с.

160. Определение валового содержания нефтепродуктов в пробах почвы методом ИКС Текст. Методика выполнения измерений. РД. 52.18.575-96. Методические указания. М., Федеральная служба России по гидрометериологии и мониторингу окружающей среды, 1999.

161. Орлов, Д.С. Экология и охрана биосферы при химическом загрязнении: Текст. Учебное пособие / Д.С. Орлов, JT.K. Садовникова, И.Н. Лозановская. -М.: Высш. шк. 2002. - 334 с.

162. Петухов, В.П. Биотестирование почвы и воды, загрязненных нефтью и нефтепродуктов, с помощью растений Текст. /В.П. Петухов // Прикладная биохимия и микробиология 2000. - №6. - С. 652-655

163. Пиковский, Ю.П. Проблема диагностики и нормирования загрязнения почв нефтью и нефтепродуктами Текст. / Ю.И. Пиковский, А.Н. Геннадиев, С.С. Чернянский, Г.Н. Сахаров // Почвоведение 2003. - № 9 - С. 1132-1140

164. Практикум по физиологии растений Текст.: Учеб. пособие для студ. высш. пед. учеб. заведений / И.В. Плотникова [и др.] // под ред. В. Б. Иванова. М.: Издательский центр «Академия». - 2001. - 144 с.

165. Рахимова, Э.Р. Очистка почвы от нефтяного загрязнения с использованием денитрификацирующих углеводородокисляющих микроорганизмов Текст. / Рахимов Э.Р., Осипова А.Д., Зарипова С.К. // Прикладная биохимия и микробиология 2004. - №6 (том 40) - С. 649-653

166. Рогозина, Е.А. Актуальные вопросы проблемы очистки нефтезагрязненных почв. Текст. // Нефтегазовая геология. Теория и практика 2006. - № 1. - С. - интернет источник

167. Рогозина, Е.А. Некоторые теоритические аспекты восстановления нефтезагрязненных почвенных экосистем Текст. / Е.А. Рогозина, В.К. Шиманский // Нефтегазовая геология. Теория и практика 2007. - № 2 - С. интернет источник

168. Рябов, В.Д. Химия нефти и газа Текст. М.: Издательство «Техника», ТУМА ГРУПП, 2004. - 288.

169. Саксонов, М.Н. Экологический мониторинг нефтегазовой отрасли. Физико-химические и биологические методы Текст.: учеб. пособие / М.Н. Саксонов, А.Д. Абалаков, JI.B. Данько, O.A. Бархатова, А.Э. Балаян, Д.И. Стом Иркутск: Иркут. ун-т, 2005. - 114 с.

170. Селивановская, С.Ю. Система биологических тестов для оценки токсичности объектов окружающей среды Текст. (почва): Метод, указ. к спец. практикуму по приклад, экологии / С.Ю.Селивановская, В.З.Латыпова -Казань: Б.и„ 2001. -24с.

171. Смольнкова, В.В. Фитотоксическое действие нефтяного загрязнения Текст. // Материалы конференции «Современные наукоемкие технологии» -2009,-№10.-С. 90-91

172. Солнцева, Н.П. Добыча нефти и геохимия природных ландшафтов Текст. / Н.П. Солнцева. М.: Изд-во МГУ, 1998. - 376 с.

173. Фатеев, А.И. Изменение агрохимических и микробиологических свойств нефтезагрязненного чернозема в рекультивационный период Текст. / А.И. Фатеев, H.H. Мирошниченко, Е.В. Панасенко, С.И. Христенко // Агрохимия. 2004. №10. - С. 53 - 60.

174. Фахрутдинов, А.И. Влияние вариантов рекультивации нефтезагрязненной почвы на рост и развитие растений Текст. /А.И. Фахрутдинов // Материалы межвуз. конф. мол. уч. С-Пб.: Российский гос. пед. ун-т им. А.И. Герцена, 2002. - С. 32-33.

175. Фомченков, В.М. Биотестирование интегральной токсичности загрязненных почв и вод Текст. / В.М. Фомченков [и др.]. М.: Изд-во РЖИ экономики медицинской промышленности, 1996. - 31 с.

176. ФР. 1.39.2001.00284 «Методика определения токсичности вод и водных вытяжек из почв, осадков сточных вод и отходов по изменению уровня флюоресценции хлорофилла и численности клеток водорослей»

177. ФР. 1.39.2001.00283 «Методика определения токсичности воды и водных вытяжек из почв, осадков сточных вод, отходов по смертности и изменению плодовитости Федеральный реестр»

178. Халимов, Э.Н. Экологические и микробиологические аспекты повреждающего действия нефти на свойства почвы Текст. / Э.Н. Халимов, С.В.Левин, B.C. Гузев // Вестн. МГУ. Сер.17. Почвоведение. 1996. - №.2. -С.59-64.

179. Шилова, И.И. Влияние загрязнения нефтью на формирование растительности в условиях техногенных песков нефтегазодобывающих районов Среднего Приобья Текст. // Растения и промышленная среда. Свердловск. 1978. Вып. 5. С.44-52.

180. Яковлева, Е.В. Микробиологическая активность почв, загрязненных бенз(а)пиреном Текст. / Е.В.Яковлева, Ф.М. Хабиббибуллина, Ю.А. Виноградова, В.А. Безносиков, Б.М. Кондратенок // Агрохимия 2010. -№11.-С. 63-69

181. Ягодин, Б.А. Практикум по агрохимии Текст.: учебное пособие для студентов высших учебных заведений по специальности "Агрохимия и почвоведение" / Б.А. Ягодин [и др]. Москва: Агропромиздат, 1987. - 512 с.

Информация о работе

Халилова, Айгуль Фидаилевна
кандидата биологических наук
Казань, 2012
ВАК 03.02.08

Диссертация

Основные факторы и механизмы фитотоксичности топливных углеводородов и условия ее снижения - тема диссертации по биологии, скачайте бесплатно

Автореферат

Похожие работы