ИСТИНА |
Войти в систему Регистрация |
|
ИСТИНА ИНХС РАН |
||
Проект направлен на решение комплексной фундаментальной задачи современной экологии, биогеохимии и почвоведения, связанной с установлением параметров трансформации биогеохимических циклов углерода и азота в зонах разработки и освоения месторождений углеводородного сырья в Субарктической тундре. Являясь одним из столпов отечественной и мировой экономики, нефтедобыча безусловно связана с существенными экологическими рисками, главными из которых является загрязнение окружающей среды нефтью, тяжелыми металлами и солевыми растворами пластовых вод. Тундровые экосистемы, благодаря депонированию в них значительного количества почвенного органического вещества, являются ключевым звеном в биосферном цикле углерода и уже на протяжении 10 тыс. лет представляют собой зону стока углеродсодержащих парниковых газов. Однако хозяйственное освоение обширных территорий месторождений углеводородного сырья в тундровой зоне может существенным образом трансформировать биогеохимический цикл элементов и привести к увеличению эмиссии парниковых газов за счет повышения температуры почвы и деградации вечной мерзлоты, активизации микробиоты почвы при деструкции легких углеводородов и подавлении роста растений за счет токсического действия нефти и солевых растворов. C другой стороны, дополнительный обогрев и привнос биогенных элементов, прежде всего, азота, может привести к усилению роста растений и, соответственно, связыванию углекислоты в биомассе, что приведет к увеличению стока парниковых газов. Создание анаэробных зон в почве при разливе нефти также может приводить к увеличению скоростей метаногенеза, азотфиксации и денитрификации. Наличие подобных неопределенностей в оценке статуса тундровых экосистем ставит под сомнение возможность научного обоснования позиции Российской Федерации на международных площадках, посвященных вопросам защиты атмосферы и климата в период после заключения Парижского соглашения по климату (2015 г.) при разработке уточняющих документов и корректировке международных квот выбросов. Обозначенный круг проблем создает предпосылки для получения предлагаемых в проекте результатов.
The project is aimed at solving a complex fundamental problem of modern ecology, biogeochemistry and soil science related to the establishment of parameters for the transformation of biogeochemical cycles of carbon and nitrogen in the zones of development and development of hydrocarbon deposits in the Subarctic tundra. As one of the pillars of the domestic and global economy, oil production is undoubtedly associated with significant environmental risks, the main of which is pollution of the environment with oil, heavy metals and salt solutions of reservoir waters. Tundra ecosystems, thanks to the deposition of a significant amount of soil organic matter in them, are a key link in the carbon biosphere cycle and have been a zone of runoff of carbon-containing greenhouse gases for 10 thousand years. However, economic development of vast areas of hydrocarbon deposits in the tundra zone can significantly transform the biogeochemical cycle of elements and lead to an increase in greenhouse gas emissions due to increased soil temperature and permafrost degradation, activation of the soil microbiota during the destruction of light hydrocarbons and suppression of plant growth due to the toxic effects of oil and salt solutions. On the other hand, additional heating and the introduction of biogenic elements, especially nitrogen, can lead to increased plant growth and, consequently, the binding of carbon dioxide in the biomass, which will lead to an increase in the flow of greenhouse gases. The creation of anaerobic zones in the soil during an oil spill can also lead to increased rates of methanogenesis, nitrogen fixation, and denitrification. The presence of such uncertainties in assessing the status of tundra ecosystems calls into question the possibility of scientific justification of the Russian Federation's position on international platforms devoted to the protection of the atmosphere and climate in the period after the conclusion of the Paris climate agreement (2015) in the development of clarifying documents and adjusting international emission quotas. The specified range of problems creates prerequisites for obtaining the results proposed in the project.
Основным фундаментальным результатом проекта станет комплексная характеристика структурно-функциональной организации тундровых почв с разным уровнем загрязнения как экосистемообразующего природного тела. По результатам реализации проекта будут получены новые данные, характеризующие биогеохимические циклы углерода и азота в почвах с разным уровнем нефтяного и солевого загрязнения, а также при разных способах рекультивации почв. Будут определены запасы элементов в основных блоках (почва, микроорганизмы, растения) и установлены параметры основных потоков элементов, что позволит разработать балансовые модели круговорота. Будет дана оценка геохимической роли тундровых почв в районах освоения месторождений углеводородного сырья в отношении аккумуляции и транзита биогенных элементов, а также трансформации органического вещества. Для органического вещества тундровых почв будут оценены изменения в составе, определены параметры его устойчивости к температурным изменениям. Будет детально изучен состав лабильного пула органического вещества и его возможная трансформация при загрязнении и рекультивации. Будет определена роль доступности азота в формировании состава и продуктивности растительных сообществ. Будет дана характеристика функционального и таксономического разнообразия, биомассы основных групп микроорганизмов (грибов и бактерий) и их изменение при загрязнении и рекультивации, будут выделены культуры азотфиксаторов. Полученные результаты будут являться, безусловно, новыми и оригинальными, поскольку подобный комплексный подход к решению поставленной проблемы будет применен впервые и способны внести важный вклад в формирование представлений о экологических функциях тундровых почв в районах освоения месторождений углеводородного сырья и их экосистемного значения. Впервые будут рассмотрены вопросы не только влияния доступности азота и углерода на трансформацию нефтепродуктов в почве, но и вопрос о влиянии нефтепродуктов и сопутствующего солевого загрязнения на трансформацию биогеохимических циклов углерода и азота как основных парниковых газов. Полученные результаты позволят разработать научные критерии для оценки устойчивости тундровых экосистем к нефтяному и солевому загрязнению, выработать систему критериев и маркеров для оценки качества рекультивации.
Maslov M. N., Makarov M. I. Organic matter of the soil of the mountain tundra in north fennoscandia // Moscow University Soil Science Bulletin. — 2013. — Vol. 68, no. 3. — P. 99–103.
Установлено, что в условиях Крайнего Севера проведенные рекультивационные работы привели к формированию микробных сообществ с упрощенной функциональной структурой. Наиболее благоприятной практикой с точки зрения активизации биологического круговорота углерода следует признать применение осадка сточных вод с одновременным снижением уровня почвенно-грунтовых вод. Дальнейшие действия по восстановлению рекльтивационных участков могут быть направлены как по пути биостимуляции, так и биоаугментации. Эффективность применения высоких стартовых доз азотных минеральных и органических удобрений на исследуемых участках следует признать низкой из-за подавления биологической азотфиксации и потерь азота в результате повышения активности денитрификации.
грант Президента РФ |
# | Сроки | Название |
1 | 1 января 2017 г.-31 декабря 2017 г. | Трансформация биогеохимических циклов углерода и азота в тундровых экосистемах при разных способах рекультивации почв после разливов нефти (Усинский район Республики Коми) |
Результаты этапа: Рассмотрено влияние комплекса механических (сбор нефти), физико-химических (промывка на специальных установках) и агротехнических (внесение удобрений, вспашка, высев трав) приемов рекультивации загрязненной нефтью при аварии 1994 года тундровой почвы на современные показатели биологической активности. Остаточное содержание углеводородов нефти в почвах может достигать высоких значений, но слабо коррелирует с показателями содержания углерода микробной биомассы и дыхательной активности почв. Негативное влияние углеводородов нефти на эти показатели носит характер тенденции и, очевидно, маскируется влиянием более мощных факторов. Показатели биологической активности исследованных почв хорошо коррелируют с содержанием общего и экстрагируемого углерода. Проведенный комплекс рекультивационных работ привел к изменению интенсивности отклика микробных комплексов на доступные формы углерода. Для микробоценозов всех рекультивированных участков характерно снижение скорости потребления не только сложных субстратов (гидрохинон, амилоза), но и наиболее легкоусваиваемых (глюкоза, цитрат натрия). Существенные изменения касаются потребления азотсодержащих органических молекул – в рекультивированных почвах преобладает потребление более простого субстрата (мочевина), что связано со снижением лимитированности микроорганизмов доступностью азота вследствие внесения азотных удобрений. Нефтяное загрязнение тундровых почв, а также проведение рекультивации с применением осадка сточных вод приводят к снижению содержания водорастворимого углерода в поверхностных горизонтах почв. Нефтяное загрязнение также приводит к изменению биодоступности водорастворимой фракции органического вещества, при этом в наибольшей степени нефтяное загрязнение воздействует на его «медленный» пул. | ||
2 | 1 января 2018 г.-31 декабря 2018 г. | Трансформация биогеохимических циклов углерода и азота в тундровых экосистемах в районах освоения месторождений углеводородного сырья (НАО) |
Результаты этапа: Общая характеристика объекта исследования. В 2018 году исследования проводились в Большеземельской тундре в пределах Ненецкого автономного округа на действующем лицензионном участке. Почвенный покров территории представлен преимущественно торфяно-глееземом перегнойно-торфяным (Классификация и диагностика…, 2004) (Histic Cryosols – WRB, 2006). В растительном покрове – ерник, багульник, сфагновые и политриховые мхи. Для исследования отбирали образцы поверхностного горизонта почвы (0-20 см) на участке со свежим (не более 10 дней) загрязнением в результате утечки нефти и минерализованных вод. Образцы почвы доставляли в лабораторию, где определяли содержание углеводородов нефти (УВ) и степень засоления (по электропроводности в пересчете на хлорид натрия). Для дальнейшего исследования выбирали образцы с минимальными, средними и максимальными показателями засоления и загрязнения УВ. Варианты опыта: контроль (фоновая почва), засоленная почва (~ 0,5% и ~ 1% от массы образца в пересчете на хлорид натрия), почва загрязненная УВ нефти (~ 5% и ~ 15% от массы образца), а также варианты, загрязненные нефтью и солевым раствором в соответствующих сочетаниях (всего 9 вариантов опыта по три повторности в каждом). Содержание УВ и солей в вариантах опыта приведены в табл. 1 приложенного файла. Образцы загрязненных и фоновой почв помещали в сосуды объемом 250 мл, закрывали пленкой, пропускающей газы и инкубировали в климатической камере SANYO MIR-153, в котором моделировался температурный режим аналогичной почвы (на глубине 10 см) в период с июня по август 2017 года. Влажность почвы в сосудах периодически контролировали весовым методом. В процессе инкубации образцов происходило незначительное снижение общей концентрации УВ в пределах 0.5-1.2%. Влияние свежего нефтяного, солевого и комбинированного загрязнения на биологическую активность тундровой почвы. Суммарная продукция С-СО2 образцами контрольной почвы составила 7596 ± 105 мг/кг (рис. 1 приложенного файла). Солевое загрязнение приводит к снижению респираторной активности органогенного горизонта торфяно-глеезема (рис. 2А приложенного файла). При этом снижение дыхательного отклика происходит в равной степени вне зависимости от концентрации солей (~0,5% или ~1% от массы образца) и составляет 4247 ± 119 мг/кг и 4487 ± 140 мг/кг соответственно. Снижение дыхательной активности по нашему мнению связано с подавлением развития микроорганизмов. В естественных условиях микробоценоз торфяно-глеезема формируется в условиях низкой доступности электролитов. Это приводит к отбору in situ популяций по признаку устойчивости к дефициту минеральных веществ, что повышает их выживаемость, но одновременно приводит к снижению способности к регуляции ионного гомеостаза при повышении концентрации ионов. Загрязнение УВ нефти без засоления приводит к существенному увеличению суммарной продукции С-СО2 (рис. 2Б приложенного файла), что связано с потреблением микроорганизмами внесенных углеводородов. При содержании УВ около 5% от массы образца суммарная продукция С-СО2 составляет 14865 ± 854 мг/кг, т.е. вдвое превышает показатели контрольной почвы. При содержании УВ около 15% от массы образца зафиксировано трехкратное увеличение суммарной продукции С-СО2 до 21842 ± 542 мг/кг. Стимулирующее действие низких концентраций УВ по отношению к базальному дыханию микробного сообщества почвы было описано ранее для ряда минеральных почв [Киреева и др., 2001; Вершинин и др., 2011]. В тоже время, указывалось, что при концентрации УВ около 15% происходит ингибирование почвенного дыхания, что связывается с прямым токсическим действием нефти на микроорганизмы. В нашем случае, даже при относительно высоком содержании УВ дыхательная активность микроорганизмов не снижается, что свидетельствует, во-первых, о высокой устойчивости микробоценоза торфяно-глеезема к данному виду воздействия, а во-вторых, о потенциально высокой способностью почвы к самоочищению. Большая по сравнению с минеральными почвами устойчивость микробоценозов к токсическому действию углеводородов связана с большим количеством покоящихся клеток микроорганизмов в торфе. Повышение доступности источников углерода и энергии при загрязнении УВ нефти приводит к переходу большей части покоящихся форм к активной фазе жизнедеятельности. В условиях загрязнения УВ медленнорастущие микроорганизмы, способные к разложению макромолекул, способны увеличивать свою активность и численность [Каретникова, Жиркова, 2005; Кожевин, 2001]. В условиях комплексного нефте-солевого загрязнения происходит снижение суммарной продукции С-СО2 почвами по сравнению с вариантами опыта без засоления, что свидетельствует о снижении способности почвы к самоочищению. При высоком уровне содержания солей в почве (~1% от массы образца) наблюдается угнетение респираторной активности с ростом концентрации нефти (рис. 2В приложенного файла). Динамика скорости выделения С-СО2 почвенными образцами носит колебательный характер, что связано с циклами отмирания микробной биомассы и подтверждается экспериментальными данными по динамике углерода микробной биомассы, определенного методом фумигации-экстракции. Загрязнение углеводородами приводит к увеличению амплитуды колебаний интенсивности дыхания, загрязнение солями, напротив, резко сокращает амплитуду этих колебаний. Гармонический анализ данных показал, что практически во всех вариантах опыта наибольший вклад в динамику выделения С-СО2 вносит сообщество с периодом активности 8 часов. При загрязнении углеводородами в почве активизируется сообщество с более коротким (3-4 часа) периодом активности. В варианте с комплексным нефте-солевым загрязнением при высокой концентрации углеводородов доминирующим становится сообщество с более продолжительным периодом (16 часов). Изменения в периоде респираторной активности свидетельствуют о трансформации микробного комплекса под воздействием загрязнителей. Известно, что при низком уровне загрязнения в почве происходят только флуктуационные изменения микробной системы почв, которые затрагивают интенсивность микробиологических процессов, но значительно не влияют на численность и структуру самих сообществ. При среднем уровне загрязнения запускаются сукцессионные механизмы и происходят изменения степени доминирования микробных групп. Полная смена структуры почвенного микробного комплекса, в том числе проявляющаяся в существенном снижении биоразнообразия происходит как правило только при высоком уровне загрязнения [Назаров и др., 2010; Juck et al., 2000; Evans et al., 2004]. Таким образом, микробоценоз торфяно-глеезема перегнойно-торфяного Большеземельской тундры характеризуется устойчивостью к загрязнению углеводородами нефти. Стимулирование респираторной активности почвы происходит даже в условиях высокого содержания УВ (~15% от массы образца). В тоже время, солевое загрязнение оказывает сильное ингибирующее воздействие на дыхание почвы. Совместное воздействие углеводородов нефти и засоления приводит к снижению респираторной функции почвенного микробного сообщества по сравнению с вариантами опыта без повышения концентрации солей. Средние уровни солевого и нефтяного загрязнения приводят к активизации новых групп в микробном комплексе почв. При высоком уровне нефтяного загрязнения на фоне засоления происходит изменение доминирующих групп микроорганизмов. Влияние загрязнения на содержание водорастворимого органического вещества почвы. Углеводородное, солевое и комплексное загрязнение почвы приводит к увеличению общего содержания углерода водорастворимого органического вещества (ВОВ – рис. 3 приложенного файла). Увеличение концентрации ВОВ при солевом загрязнении (варианты опыта 2 и 3) в большей степени связано с подавлением активности микроорганизмов (см. выше). При загрязнении почвы углеводородами нефти увеличение концентрации ВОВ связано с включением в его состав водорастворимых компонентов нефти, а также промежуточных продуктов их биодеструкции. При этом концентрация углерода водорастворимого органического вещества в почвах без засоления (варианты опыта 4 и 5) ниже, чем со средним (варианты 8 и 9) и высоким (варианты 6 и 7) уровнем содержания солей. Это также хорошо согласуется с изменением респираторной активности этих почв в инкубационном эксперименте. Для вариантов опыта с одинаковым уровнем засоления, но разной концентраций УВ нефти не выявлено статистически достоверной разницы в концентрации ВОВ (рис. 3 приложенного файла). Также статистически значимых различий не выявлено в содержании ВОВ при загрязнении углеводородами нефти 5 и 15% без засоления. Максимальная концентрация ВОВ в почве отмечена при среднем уровне содержания УВ нефти и максимальном содержании солей, минимальная – при отсутствии засоления и нефтяного загрязнения (рис. 4 приложенного файла), что согласуется с данными по респираторной активности микроорганизмов. На концентрацию углерода ВОВ оказывает непосредственное влияние продолжительность инкубации. Более длительная инкубация образцов приводит к статистически достоверному увеличению концентрации углерода ВОВ во всех вариантах опыта (рис. 3). Это связано, во-первых, с более высокой температурой инкубации образцов на втором этапе эксперимента (соответствующей температуре июля-августа +12…+14 оС), что привело к активизации микроорганизмов и более активному разложению растительных остатков в почве. Во-вторых, в загрязненных углеводородами образцах в ходе инкубации наблюдалось снижение общей концентрации, а также молекулярных масс алканов, свидетельствующие о биодеструкции части углеводородов. В результате этого процесса образуются спирты, альдегиды, карбоновые кислоты [Bioremediation of Petroleum…., 2008], которые также входят в состав водорастворимого органического вещества почвы. Солевое загрязнение способствует обогащению ВОВ азотом (соотношение C:N 9-15 по сравнению с 19-20 в контроле), что связано с высвобождением части азотсодержащих компонентов микробной биомассы при лизисе. Углеводородное и комплексное загрязнение, напротив, способствует увеличению соотношения C:N (до 26-38 через 6 недель и до 35-48 после 12 недель инкубации). Основной причиной этого является включение продуктов аэробного микробиологического разложения углеводородов, не содержащих азотных групп, в состав водорастворимого органического вещества. Биодеструкция ВОВ в почвах с разным типом загрязнения. Для водорастворимого органического вещества почвы при загрязнении характерны различия не только в общем содержании, но и в параметрах устойчивости к разложению микроорганизмами. Скорость разложения ВОВ для всех вариантов опыта была наиболее высокой в первые 3-5 суток инкубации и в дальнейшем сильно снижалась. Подобная динамика была выявлена ранее и для других объектов [Wagai, Sollins, 2002; Kalbitz et al., 2003]. На ранних сроках инкубации образцов почвы (6 недель после загрязнения) минерализации подвергается 21-57% углерода ВОВ (табл. 2). При инкубации вытяжек, полученных из образцов с более длительной инкубацией (12 недель после загрязнения) доля минерализуемого органического вещества в общем ВОВ составляет 18-45% (табл. 3). Такое соотношение минерализуемых и неминерализуемых компонентов в составе водорастворимого органического вещества в целом соответствует ранее опубликованным данным [Yano et al, 2000; Saense et al., 2001; Kalbitz et al., 2003; Fellman et al., 2008b], согласно которым минерализуется 10-56% ВОВ. В тоже время, для свежей подстилки этот показатель может составлять 75% [Hongve et al., 2000] и даже 93% [Kalbitz et al, 2003; Wickland et al., 2007]. Нефтяное загрязнение снижает долю ВОВ, поддающегося биодеструкции (табл. 2, 3), что связано с включением в его состав водорастворимых компонентов нефти, многие из которых устойчивы к воздействию микроорганизмов, либо обладают токсическим эффектом. Повышение доли минерализуемого ВОВ в вариантах с засолением связано, прежде всего, с включением в его состав относительно легкоминерализуемых компонентов растительных и микробных клеток, выделяющихся в почву при воздействии гипертонических растворов. Динамика биодеструкции ВОВ во всех вариантах опыта хорошо описывается двухкомпонентной экспоненциальной моделью первого порядка. Для всех вариантов опыта в составе ВОВ удалось выявить статистически достоверное существование быстро- и медленноминерализуемого пулов, соотношение и константы разложения которых различаются (табл. 2, 3). При засолении, а также при комплексном загрязнении (на ранних этапах инкубации – при средней концентрации углеводородов, на поздних – при высокой) отмечено увеличение доли быстроминерализуемого пула ВОВ (до 50% по сравнению с 10% в контроле). Углеводородное загрязнение без засоления, напротив, увеличивает (до 80-93%) долю медленноминерализуемого пула. Вероятные причины такого воздействия были рассмотрены выше. Константа разложения медленноминерализуемого пула (n) во многих случаях сравнима с константой разложения лигнина (n = 0.003 [Paul, Clark, 2003]). Среднее время пребывания в почве медленноминерализуемого пула ВОВ составляет до 1000 суток, при этом максимальные значения MRT отмечены в вариантах с углеводородным загрязнением. Это противоречит представлениям о водорастворимом органическом веществе как наиболее биодоступной и быстрооборачиваемой части ОВ почвы. Очевидно, что этот пул также неоднороден по своему составу и биодоступности, как и общий пул С почвы. В ходе инкубации ВОВ происходит биокинетический отбор молекул, наиболее устойчивых к микробиологическому воздействию. Влияние нефтяного, солевого и комплексного загрязнения на микробиологическую трансформацию соединений азота в почве. Загрязнение углеводородами в целом приводит к интенсификации микробиологической трансформации азота в почве: повышается активность аммонификации, фиксации атмосферного азота и продукции N2O. Интенсивность нитрификации снижается по сравнению с контролем, однако, это снижение носит характер тенденции и не подтверждается статистически в связи с тем, что в контрольных почвах скорость нитрификации низкая, что в целом характерно для кислых холодных почв. Углеводородное загрязнение без засоления приводит к увеличению интенсивности потенциальной скорости азотфиксации в 10-15 раз по сравнению с контролем (в загрязненных почвах – до 25-28 мкг N2/кг/сутки, в контроле – не более 2 мкг N2/кг/сутки). Подобное увеличение связано во-первых, с увеличением количества анаэробных микрозон почвы при загрязнении, а во-вторых, с использованием микроорганизмами углеводородов (прежде всего, нормальных алканов) в качестве источника углерода и энергии. В тоже время, активизация азотфиксации в почве не имеет линейной зависимости от концентрации углеводородов. Солевое и комплексное загрязнение почв приводит к снижению интенсивности микробиологической трансформации соединений азота по сравнению с вариантами с углеводородным загрязнением без засоления. Прежде всего, снижается скорость азотфиксации и аммонификации. Такая картина связана с негативным воздействием увеличения концентрации электролитов в почвенном растворе на активность микроорганизмов. Изменение в активности процессов микробиологической трансформации соединений азота связано с изменением структуры микробного сообщества почвы, прежде всего, его прокариотной компоненты. Для характеристики структуры метаболически активного бактериального сообщества на уровне филумов был использован метод FISH. |
Для прикрепления результата сначала выберете тип результата (статьи, книги, ...). После чего введите несколько символов в поле поиска прикрепляемого результата, затем выберете один из предложенных и нажмите кнопку "Добавить".