Трансформация биогеохимических циклов углерода и азота в экосистемах Большеземельской тундры при освоении месторождений углеводородного сырьяНИР

Carbon and nitrogen cycling transformation in Bolshezemelskaya tundra ecosystems under oil sources development

Источник финансирования НИР

грант Президента РФ

Этапы НИР

# 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.

Прикрепленные к НИР результаты

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".