А - Пермский государственный университет

2
Оглавление
Введение……………………………………………………………………………
4
Глава 1. Литературный обзор…………………………………………………..
9
1.1 Особенности современного города как урбоэкосистемы…………….....
9
1.1.1 Влияние города на компоненты природной среды………………………..
10
1.1.2 Функциональное зонирование городской территории …………………..
12
1.2 Городские почвы как среда обитания микроорганизмов……………..
15
1.2.1 Особенности формирования городских почв. Урбаноземы. Экологические
функции городских почв……………………………………………………
16
1.2.2 Тяжелые металлы, как один из основных компонентов загрязнения
городской почвы (источники поступления, влияние на биологические
процессы)…………………………………………………………………….
20
1.2.3 Микробное сообщество городских почв. Использование микроорганизмов в
биомониторинге городских почв…………………………………………..
27
1.3 Актиномицеты – типичные почвенные микроорганизмы…………….
35
1.3.1 Роль актиномицетов в функционировании природных
и антропогенно
нарушенных экосистем……………………………………………………..
36
1.3.2 Адаптации актиномицетов к различным факторам почвенной среды.....
39
1.3.3 Структурно-функциональная организация сообществ актиномицетов в
природных и антропогенно нарушенных почвах…………………………
41
ЭКСПЕРИМЕНТАЛЬНАЯ ЧАСТЬ
Глава 2. Объекты и методы исследования…………………………………..
44
2.1 Характеристика и основные экологические проблемы города Кирова….
44
2.2 Отбор и подготовка образцов почвы к посеву……………………………
48
2.3 Методы химического исследования почв………………………………….
50
2.4 Методы микробиологического анализа почв……………………………..
51
3
2.5 Условия и методы проведения модельных экспериментов………………
55
РЕЗУЛЬТАТЫ ИССЛЕДОВАНИЯ
Глава 3. Характеристика комплексов актиномицетов в городских почвах с
разным уровнем загрязнения ТМ…………………………………………….
59
3.1 Оценка содержания в почве ТМ, органического вещества и реакции
почвенного раствора в различных функциональных зонах города……
59
3.2 Численность и таксономический состав почвенных актиномицетов в
различных функциональных зонах города………………………………
63
3.3 Реакция актиномицетов на ключевые факторы урбаногенного загрязнения
почвы в модельном опыте………………………………………………….
65
3.4 Структура комплексов актиномицетов в почвах различных функциональных
зон г. Кирова………………………………………………………………...
75
Глава 4. Физиологические реакции почвенных актиномицетов на действие
ТМ……………………………………………………………………….
86
4.1 Изменение антибиотического потенциала почвенных стрептомицетов под
воздействием ТМ……………………………………………………………
86
4.2 Изменение кинетики роста стрептомицетов под действием токсических доз
ТМ……………………………………………………………………………
92
4.3 Особенности роста стрептомицетов в жидких средах с добавлением
свинца………………………………………………………………………..
99
Заключение………………………………………………………………………
104
Выводы…………………………………………………………………………..
113
Список литературы……………………………………………………………
115
4
Введение
Актуальность темы исследования и степень ее разработанности
Городские
экосистемы
являются
специфическими
образованиями,
формирующимися на сравнительно небольшой территории под воздействием
множества сочетающихся природных и антропогенных факторов (Лихачева и др.,
1996; Alberti, 2004). Почвенный покров городов представлен техногенно
изменёнными зональными почвами и урбанозёмами, обладающими отличными от
природных почв свойствами (Строганова и др., 1997). Ключевым звеном,
определяющим экологические функции почвы, является почвенная микробная
система. Для биоиндикации антропогенных изменений почвы предложены
методы с использованием различных модельных групп микроорганизмов:
бактерий (Лысак, 2010), микромицетов (Свистова и др., 2003; Терехова, 2007;
Хабибуллина, 2009), почвенных водорослей и цианобактерий (Слободина, 2001;
Домрачева, 2005; Артамонова и др., 2007; Кондакова и др., 2008; Дорохова и др.,
2014). Неотъемлемым компонентом почвенной микробной системы являются
актиномицеты – спорообразующие, грамположительные бактерии со сложным
жизненным
циклом,
способные
к
формированию
ветвящегося
мицелия
(Калакуцкий, Агре 1977). Подробно изучены закономерности распределения
актиномицетов
в
зональных
и
интразональных
типах
почв
основных
биоклиматических зон (Зенова, Звягинцев, 2002; Грачева, 2004; Широких, 2004).
Сведения об особенностях структуры комплекса актиномицетов в городских
почвах единичны (Овчинникова и др., 2010; Куркина и др., 2011; Назаренко,
2013). Недостаточно исследовано влияние на актиномицетные комплексы таких
приоритетных в городских почвах элементов-загрязнителей как тяжёлые металлы
(ТМ). Изучение актиномицетных комплексов городских почв актуально как для
расширения представлений об участии мицелиальных прокариот в экологических
функциях городских почв, так и в целях индикации различных городских
загрязнений, включая ТМ.
5
Цель работы - характеристика таксономической и функциональной
структуры комплексов актиномицетов в городских почвах и выявление реакций
актиномицетов на действие тяжелых металлов.
Задачи:
1. Провести анализ содержания тяжелых металлов в почвах различных
функциональных зон города и фоновой территории.
2. Определить численность, разнообразие и таксономическую структуру
комплексов почвенных актиномицетов в различных функциональных
зонах города.
3. Изучить
влияние
некоторых
ключевых
факторов
урбаногенного
загрязнения на численность представителей отдельных родов и комплекс
почвенных актиномицетов в целом.
4. Исследовать динамику роста почвенных стрептомицетов в градиенте
концентраций тяжёлых металлов (свинец, цинк, медь).
5. Сравнить функциональную структуру комплексов стрептомицетов в
почвах с различной степенью загрязнения тяжелыми металлами.
Связь исследования с научными программами. Исследование проводилось
в
рамках
программы
«Закономерности
функционирования
природных
и
антропогенно трансформированных экосистем подзоны южной тайги», № гос.
регистрации 01201180598.
Научная новизна
Впервые с использованием количественных синэкологических критериев
охарактеризована структура комплексов актиномицетов в почвах различных
функциональных зон города. Показано, что почвы с различным
уровнем
загрязнения ТМ, существенно различаются по структуре своих актиномицетных
комплексов.
Установлена
ключевая
роль
подщелачивания
среды,
как
фактора,
определяющего изменение численности актиномицетов в городских почвах.
Впервые показано, что представители рода Micromonospora устойчивы к
комплексу
урбаногенных
воздействий,
что
определяет
диагностическую
6
значимость
увеличения
их
представленности
в
комплексе
для
биоиндикационных исследований.
Впервые выявлено регуляторное влияние ионов свинца и кадмия на
антагонистическую
активность
стрептомицетов
в
отношении
ряда
грамположительных и грамотрицательных бактерий.
Экспериментально показана способность ряда почвенных стрептомицетов
увеличивать в присутствии ионов ТМ радиальную скорость роста, извлекать из
раствора и накапливать свинец в мицелиальной биомассе.
Теоретическая и практическая значимость
Полученные
результаты
расширяют
наши
представления
о
распространении актиномицетов в техногенно нарушенных экотопах и о
разнообразии
экологических
ниш,
пригодных
для
поиска
и
выделения
актиномицетов с биоремедиационным потенциалом.
Различия родовой и видовой структуры комплексов актиномицетов в почвах
различных функциональных зон города могут быть использованы в практике
биодиагностики и биоиндикации экологического состояния почв с различным
уровнем загрязнения ТМ.
Выявленные изменения в кинетике роста почвенных стрептомицетов под
воздействием ионов ТМ представляют интерес в связи с созданием биосенсорных
систем для обнаружения токсичных ионов.
Выделенные
культуры
по устойчивости к свинцу, цинку и меди одновременно
стрептомицетов
могут
быть
использованы
в
технологиях
биоремедиации.
Полученные результаты используются
в курсах лекций для студентов
специальностей «микробиология», «биотехнология» Вятского государственного
университета.
Методология и методы исследования
Методологической основой данного исследования явился системный
подход и рассмотрение комплекса актиномицетов как неотъемлемого компонента
микробного сообщества городских почв и урбоэкосистемы в целом. Структура
7
комплекса
актиномицетов
рассматривалась
с
нескольких
точек
зрения:
количественной (численность, доля в бактериальном сообществе, долевое
соотношение и частота встречаемости отдельных представителей), качественной
(таксономический состав), а также − функциональной, заключавшейся в изучении
физиологических реакций природных изолятов на действие ионов ТМ.
В работе использовали методы статистического анализа полученных
результатов. Необходимая степень достоверности обеспечивалась методически
заложенной повторностью эксперимента.
Положения, выносимые на защиту:
Родовая структура комплексов актиномицетов в наиболее загрязненных ТМ
городских почвах (промышленной и транспортной зоны) характеризуется более
высоким долевым участием и частотой встречаемости представителей рода
Micromonospora и олигоспоровых актиномицетов, чем в других функциональных
зонах города и природных почвах зонального типа, и, вследствие этого − более
высоким родовым разнообразием.
В почвах с повышенным содержанием ТМ увеличивается видовая
представленность стрептомицетов из пигментированных секций и серий Cinereus
Chromogenes, Helvolo-Flavus Flavus, Roseus Ruber, а также стрептомицетов из
секции Imperfectus (виды с отсутствием воздушного мицелия). Для почв
селитебной зоны и садово-огородных участков, напротив, как и для природных
почв гумидной зоны, характерно преобладание в стрептомицетном комплексе
видов из секций и серий Albus Albus, Cinereus Achromogenes.
Реакция почвенных актиномицетов на ключевые факторы городской среды
(подщелачивание и внесение в почву Pb2+), заключающаяся в изменении
численности актиномицетов, в решающей степени зависит от стадии почвенной
сукцессии и наиболее выражена в ранние сроки её развития. Наиболее значимо на
численность актиномицетов влияет фактор подщелачивания почвы.
Устойчивые к свинцу, цинку и меди штаммы стрептомицетов встречаются
как в городских почвах, так и в почве фоновой территории.
8
Апробация
работы.
Основные
результаты
исследований
были
представлены в виде докладов на Международных конференциях «Водоросли и
цианобактерии в природных и сельскохозяйственных экосистемах» (Киров, 2011),
«Биодиагностика в экологической оценке почв и сопредельных сред» (Москва,
2013) «Биоразнообразие и устойчивость живых систем» (Белгород, 2014);
Всероссийском симпозиуме с международным участием «Биологически активные
вещества и микроорганизмы: прошлое, настоящее и будущее» (Москва, 2011);
Всероссийских конференциях с
международным
участием
«Современные
проблемы биомониторинга и биоиндикации» (Киров, 2010), «Биологический
мониторинг природно-техногенных систем» (Киров, 2011), «Биодиагностика
состояния природных и природно-техногенных систем» (Киров, 2012; 2014);
Всероссийских
конференциях
«Закономерности
«Экоаналитика-2011»
функционирования
(Архангельск,
природных
и
2011),
антропогенно
трансформированных экосистем» (Киров, 2014); Всероссийских молодежных
конференциях «Экология родного края – проблемы и пути их решения» (Киров,
2010;
2011),
«Адаптационные
реакции
живых
систем
на
стрессорные
воздействия» (Киров, 2012), «Молодежь и наука на севере» (Сыктывкар, 2013),
«Актуальные проблемы биологии и экологии» (Сыктывкар, 2014).
Публикации. По материалам диссертации опубликовано 24 работы, из них 3
статьи в журналах, рекомендованных ВАК и глава в коллективной монографии.
Личный вклад автора состоит в аналитическом обзоре литературы, выборе
объектов и отборе образцов почв, проведении лабораторных исследований, в
обработке, анализе, интерпретации и обобщении результатов.
Структура и объем диссертации. Работа состоит из введения, четырех
глав, заключения, выводов и списка литературы. Объем работы составляет 147
страниц, включая 14 таблиц и 22 рисунка. Список литературы включает 294
наименования, в том числе – 106 на иностранных языках.
9
Глава 1. Литературный обзор
1.1 Особенности современного города как урбоэкосистемы
Одной из мировых экологических проблем является бурный рост городов,
под строительство которых каждый год отводятся все новые территории.
Городские территории занимают около 2% площади суши, однако потребляют 3/4
всех мировых ресурсов,
в городах проживает на сегодняшний день более
половины населения Земли (Экология крупного города, 2001; Antrop, 2004). Все
это влечет глубокие экологические, экономические, и социальные последствия
для будущего во всем мире (Grimm et al, 2008). Урбанизация – самая решительная
форма преобразования экосистем, она влияет на местный климат, приводит к
чрезмерному
потреблению
и
загрязнению
воды,
является
главным
производителем парниковых газов и атмосферных загрязнителей (Wu, 2010;
Ernstson et al, 2010).
В работе Э.А. Лихачевой с соавт. приводится такое определение
урбоэкосистемы: «Урбоэкосистема (городская экосистема) – пространственно
ограниченная
природно-техногенная
система,
сложный
комплекс
взаимосвязанных обменом вещества и энергии автономных живых организмов,
абиотических элементов, природных и техногенных, создающую городскую среду
жизни человека, отвечающую его биологическим, психологическим, этническим,
трудовым, экономическим и социальным потребностям» (Лихачева и др., 1996).
В городах наблюдается фрагментация естественных сред обитания,
упрощение и гомогенизация видового состава живых организмов, разрушение
гидрологических систем, изменение энергетического потока и круговорота
питательных веществ. Все это уменьшает упругость городской экосистемы,
10
оставляя её все более и более уязвимой к влиянию различных факторов (Alberti,
2004).
Таким
образом,
городские
экосистемы
являются
специфическими
природно-антропогенными образованиями, которые развиваются по собственным
законам и взаимодействуют со всеми компонентами окружающей природной
среды.
1.1.1 Влияние города на компоненты природной среды
Появление
и
развитие
городов
разнообразных природных факторов,
обусловлено
влиянием
комплекса
таких как особенности рельефа
и
географическое положение, климатические условия и специфика природного
комплекса занимаемой территории.
Градостроительные
мероприятия
приводят
к
изменению
рельефа
поверхности земли, изменяют физико-механические свойства горных пород,
гидрогеологические
условия
и
направленность
геофизических
процессов
(Владимиров, 1999).
Высокая концентрация загрязнителей в городской атмосфере является
результатом местной эмиссии, вклад в которую вносят транспорт и различные
стационарные источники. Промышленные объекты, электростанции, ТЭЦ,
благодаря высоким дымоходам, в большей степени способствуют загрязнению
территории примыкающей к городской, нежели самого города, т.к. загрязняющие
вещества успевают рассеяться прежде, чем достигнут поверхности. Именно из-за
того, что поступление выбросов от автотранспорта проходит практически на
уровне земли, дорожное движение является самым существенным источником
городского загрязнения воздуха во многих странах (Berkowicz et al., 1996).
Городской уличный каньон характеризуется присутствием высоких зданий с
обеих сторон улицы (Рисунок 1). Специфическое перемещение воздушных масс в
таком
каньоне
приводит
к
повышению
концентрации
загрязнителя
подветренной стороне в 10 раз по сравнению с наветренной стороной улицы.
на
11
Рисунок 1. – Распределение загрязняющих веществ в условиях городских улиц с
высотной застройкой (Air Quality in Urban Environment, 2009)
Уровень загрязнения воздуха в городе не является постоянной величиной,
он изменяется ежедневно и ежесезонно т.к. в городе все время меняются
антропогенная активность и погодные условия. Среди основных загрязнителей
воздуха в городах выделяют: сернистый ангидрид SO3, который образуется при
сжигании мазута, угля и газа; фотохимические загрязнители, такие как NO2 и O3;
ароматические
нефтепродукты,
алкены
и
альдегиды,
полициклические
ароматические углеводороды, угарный газ, которые поступают в воздух с
выхлопными газами; тяжелые металлы (Rajsic et al, 2008; Hutzell, Luecken, 2008).
Уровень загрязнения городской атмосферы часто напрямую зависит от
численности населения города, особенно это проявляется в наименее развитых
странах (Sarzynski, 2012).
В крупных городах проявляется островной тепловой эффект. Он обусловлен
наличием большой площади поверхностей искусственного происхождения,
которые подвергаются сильному нагреву, в результате чего создаются условия
для поддержания аномально высоких температур (Jacobson, 2002; Buyantuyev,
Wu, 2010). Большое количество пыли, выбрасываемой предприятиями и
автотранспортом, повышает содержание в атмосфере ядер конденсации, что
влечет образование облаков и увеличивает количество осадков. Из-за малой
прозрачности атмосферы крупные города умеренной зоны по количеству
12
солнечного света соответствуют более северным природным территориям, а по
тепловому режиму – более южным (Экология крупного города, 2001).
В городах искусственные непроницаемые поверхности препятствуют
прохождению атмосферных осадков через систему почвенной очистки, поэтому
концентрация загрязнителей в городских ливневых стоках максимальна.
Городские стоки характеризуются высокой бактериальной плотностью, высоким
значением биологического потребления кислорода, высокими концентрациями
твердых частиц, питательных веществ и ТМ, все это ведёт к уменьшению
изобилия и разнообразия водной флоры и фауны (White, 2002). В последнее время
остро обозначилась проблема загрязнения городских вод ксенобиотиками. К
таким
соединениям
растворители,
относят
ароматические
ТМ,
металлоиды,
соединения,
пестициды,
фармацевтические
сурфактанты,
препараты
(Dangerous Pollutants (Xenobiotics) in Urban Water Cycle, 2007).
Таким образом, городская жизнедеятельность обусловливает загрязнение
всех природных сред не только в пределах городских границ, но и на
прилегающей территории. Загрязняющие вещества разнообразны и практически
все из них, в той или иной степени, представляют опасность для живых
организмов.
1.1.2 Функциональное зонирование городской территории
Структура планировки современных городов сложна и многообразна,
однако в ней выделяют несколько основных функциональных зон: центральную,
промышленную,
санитарно-защитную,
жилую,
внешнего
транспорта,
коммунально-складскую, зону отдыха (Денисов, 2008). В центральной зоне
располагается исторический центр города и ближайшая к нему застройка (Бурова,
2011). Промышленная зона предназначена для размещения промышленных
предприятий и связанных с ними объектов. Она формируется с учетом
производственно-технологических, транспортных, санитарно-гигиенических и
функциональных требований. Расположение промышленной зоны в городе
13
определяется профилем предприятия, розой ветров, направлением течения реки, а
также рельефом поверхности (Рисунок 2). Санитарно-защитная зона создается для
уменьшения отрицательного влияния промышленной и транспортных зон на
остальную территорию города и население. Она включает расстояние от
промышленной площадки до жилых районов и определяется на основе данных о
закономерностях
распространения
воздушных
загрязнителей,
процессами
самоочищения атмосферы и норм предельно допустимых концентраций (ПДК)
для основных загрязняющих веществ (Хакимов и др., 2006; Федорец, Медведева,
2009). В соответствии с экологическими требованиями не менее 40% территории
санитарно-защитной зоны должно быть озеленено.
Рисунок 2. – Пример взаимного расположения основных функциональных зон города: 1
– селитебная территория; 2 – промышленная зона; 3 – складская зона; 4 – зона внешнего
транспорта; 5 – зеленая зона; 6 – санитарно-защитная зона; 7 – направление течения реки; 8 –
направление господствующих ветров в самый жаркий квартал (месяц) года (Денисов, 2008)
Жилая или селитебная зона предназначена для размещения жилых районов,
административных, медицинских, учебных и других общественных центров, а
также зеленых насаждений. В ней запрещено строительство любых предприятий
и сооружений, загрязняющих окружающую среду (Строганова и др., 2003). Для
расположения селитебной зоны ориентируются на направление преобладающих
ветров и течение реки. В коммунально-складской зоне располагаются склады,
предприятия по обслуживанию транспорта, предприятия бытового обслуживания.
14
Её размещают вне территории жилой застройки, часто коммунально-складскую
зону располагают на территории санитарно-защитных зон. Зона внешнего
транспорта служит для размещения транспортных коммуникаций, пассажирских
и грузовых железнодорожных станций, портов, пристаней и прочих сооружений.
Эта зона должна быть отделена от селитебной территории санитарно-защитной
зоной, ширина и уровень озеленения которой зависит от типа транспорта и
величины транспортного узла. Зона отдыха включает городские и пригородные
парки, лесопарки, спортивные комплексы, пляжи, дачные поселки, курорты и
места туризма. Лесопарковая зона и другая территория, специально отведенная и
приспособленная для отдыха людей,
(Прокофьева,
Попутников,
2010).
называется рекреационной зоной
Пригородная
зона
обеспечивает
город
необходимыми для его жизнедеятельности природными ресурсами. На её
территории размещают многие крупные объекты жилищно-коммунального
хозяйства города (водопроводные станции, очистные сооружения, тепловые
электроцентрали, полигоны твердых бытовых отходов), а также крупные
транспортные системы (аэропорты, сортировочные станции). Радиус пригородной
зоны крупных городов, расположенных в средней полосе России, колеблется от
20 до 50 км и зависит от величины населения (Денисов, 2008).
Таким образом, урбоэкосистемы радикально отличаются от примыкающих
к ним природных экосистем. Градостроительные работы приводят к появлению
специфического урбанизированного ландшафта, в котором существенно изменен
рельеф, изменяются водные, воздушные и геохимические режимы местности, что
влечет за собой изменение состава флоры, фауны и микробиоты. Антропогенное
воздействие промышленности, транспорта, жилищно-коммунального хозяйства и
высокая концентрация населения на сравнительно небольшой территории
приводят к широкой вариабельности биотических и абиотических факторов среды
и формированию в городе многочисленных экотопов.
15
1.2
Городские почвы как среда обитания микроорганизмов
Увеличение
масштабов
деградации
почв
в
современном
мире
стимулировало повышенный интерес к той экологической роли, которую
исполняет почвенный покров для биосферы в целом и жизни человека в
частности.
Почвы
осуществляют влаго- и воздухообмен с
атмосферой,
предоставляют пространство для жизни различных организмов, адсорбируют и
накапливают различные жизненно необходимые для биоты химические элементы
и соединения. Важнейшими, в экологическом плане, являются такие функции
почв, как обеспечение связи круговорота веществ и потока энергии и
биологическая продуктивность или плодородие почвы (Добровольский, Никитин,
1990; Регуляторная роль почвы в функционировании таежных экосистем, 2002;
Структурно-функциональная роль почв и почвенной биоты в биосфере, 2003;
Добровольский, Никитин, 2012). В городах почвы подвергаются промышленному
и антропогенному загрязнению и теряют свои оздоровительные экологические
функции (Почвы в биосфере и жизни человека, 2012).
Термин «городская почва» был введен Бокгеймом в 1974 году
и
подразумевает специфические почвы, сформированные в результате деятельности
человека в городе (Bockheim, 1974). М.И. Герасимовой с соавторами приводится
определение городских почв, принятое в настоящее время: «Городские почвы –
это антропогенно измененные почвы, имеющие созданный в результате
человеческой деятельности поверхностный слой мощностью более 50 см,
полученный перемешиванием, насыпанием, погребением или загрязнением
материала урбаногенного происхождения, в том числе строительно-бытовым
мусором» (Герасимова и др., 2003). Почвы в городе существуют и изменяются
под воздействием тех же почвообразующих факторов, что и почвы природных
экосистем, однако определяющим становится антропогенный фактор.
16
1.2.1 Особенности
формирования
городских
почв.
Урбаноземы.
Экологические функции городских почв
Городские почвы обладают особенностями, которые отличают их от почв
природных. Материнская порода городских почв представлена насыпными,
намывными или перемешанными грунтами или культурным слоем. В верхних
горизонтах почвы наблюдаются включения строительного и бытового мусора.
Городские почвы характеризуются нейтральной или щелочной реакцией, высоким
уровнем загрязнения ТМ и нефтепродуктами, обладают специфическими физикомеханическими свойствами (Строганова, Агаркова, 1992; Строганова и др., 1997).
Пространственная
изменчивость
городской
почвы
может
быть
как
систематической, например, при планомерном строительстве автодорожной сети,
так и случайной
− в результате эрозии или подвижки грунта под зданиями
(Effland, Pouyat, 1997). Для городских почв характерен специфический горизонт
«урбик».
Он
является
поверхностным
органоминеральным
насыпным
перемешанным горизонтом с урбоантропогенными включениями мощностью
более 5 см. Почвообразующим материалом для него служит культурный слой,
насыпные или перемешанные грунты и фрагменты естественных почв.
Нарастание горизонта происходит вверх за счет антропогенного поступления
материала.
Урбик
гранулометрическим
характеризуется
составом,
рыхлым
сложением,
легким
слабовыраженной
структурой,
высоким
содержанием гумуса, темно-бурым цветом, преимущественно значением рН
более 7 и высокой вариабельностью свойств в горизонте (Строганова и др., 1998;
Федорец, Медведева, 2009). Специфическими факторами почвообразования в
городской среде являются: особый городской микроклимат и связанное с ним
изменение растительности; насыпные природные субстраты и культурный слой с
наличием
в
них
строительно-бытовых
включений;
внутрипочвенное
и
аэрозольное загрязнение (Герасимова и др., 2003).
В зарубежных странах с 1998 года ведется работа по включению городских
почв в общую классификацию почв Мировой Базы данных Почвенных Ресурсов
17
(WRB). Данная классификация основывается на долгосрочных свойствах почв, их
диагностических горизонтах и других характеристиках, которые могут быть
измерены (Rossiter, Burghardt, 2003; Rossiter, 2007; World reference base for soil
resources, 2006). В настоящее время в нашей стране широко используется
классификация городских почв, предложенная М.Н Строгановой с соавторами
(Таблица 1). Данная система основывается на том, что вся городская территория
представлена открытыми, частично озелененными, территориями и закрытыми
(застроенными и заасфальтированными) территориями, которые, в свою очередь,
подразделяются на группы (Строганова и др., 1996; Строганова и др., 1998).
Таблица 1. – Систематика поверхностных тел городских территорий (Герасимова и др.,
2003)
Открытые не запечатанные территории
Почвы
Почвоподобные
Грунты
тела
Природные
Антропогенно-преобразованные
Искусственно
с
созданные
ПоверхностноГлубокопризнаками преобразовансконструированпреобразованные
урбагенеза ные
ные
Урбо-почвы
Урбаноземы
Технозем
Грунт
Грунт
природный
технофизически химически
Подзолистая Урбоподзолис- Урбанозем Интрузем
Реплантозем (насыпной, генный
Аллювиальтая
Культурозем Индустриз Конструктозем намывной, (шлаки,
перемешан- золы,
УрбоаллювиНекрозем
ная
ем
ный и т.д. промотПримитивная альная и пр.
ходы и
дерновая на
т.д.)
песках и др.
Закрытые запечатанные территории
Почвы и почвоподобные
Грунты искусственные и естественные
Застроенные
тела
Под асфальто-бетонным и другим дорожным покрытием
Под фундаментом
зданий и строений
Экранозем
Запечатанный грунт
По: природной почве
Запечатанные абралиты, петролиты,
урбо-почве
стратолиты, руделиты и т.д.
урбанозему
технозему
Собственно
городскими
являются
почвы,
претерпевшие
глубокое
антропогенное преобразование. Данную группу почв называют урбаноземы.
Очень часто под этим словом объединяют все почвы и почвоподобные
18
образования, встречающиеся в городе, однако это не совсем корректно.
Урбаноземы – это генетически самостоятельные почвы, обладающие как чертами
зональных почв, так и
поверхностный
специфическими свойствами. Для них характерен
50-сантиметровый
и
более
мощный
слой,
полученный
механическим перемешиванием, погребением или загрязнением природной почвы
непочвенными материалами. Несмотря на это, в урбаноземах протекают процессы
гумусообразования, глееобразования, выноса и перераспределения минерального
вещества. При определенных условиях урбаноземы могут эволюционировать в
зональные почвы (Мягкова, и др., 1996; Синцов, Бармин, 2011).
Повышенная
карбонатность,
щебнистость
и
большая
твердость
поверхностных слоев негативно сказываются на водно-физических свойствах
городских
почв,
что
непосредственно
влияет
на
функционирование
урбофитоценозов и всей урбоэкосистемы в целом (Строганова, Агаркова, 1992;
Герасимова и др., 2003). Величина кислотности городских почв колеблется в
широких пределах, но, в основном, встречаются почвы с нейтральной и
слабощелочной реакцией среды (Обухов, Лепнева, 1989; Хакимов и др., 2006).
Причиной тому является попадание в почву большого колличества солей кальция
и карбонатов со стоками, строительным мусором, цементом и подобными
веществами и материалами (Почва. Город. Экология, 1997). Содержание
органического вещества в городских почвах варирует и зависит от его наличия в
исходном субстрате, внесения удобрений и органического мусора. Наиболее
существенно на содержание органического вещества в почве влияет разрушение
растительности и изменение количества и состава опада (Кашулина и др., 2010).
В целом городские почвы характеризуются высоким содержанием органического
вещества, особенно это проявляется в селитебной зоне (Pouyat et al, 2002;
Иванников и др., 2012). Элементы питания растений и микроорганизмов, такие
как калий, фосфор и азот в городских почвах распределяются неравномерно
(Еремченко и др., 2010).
Городские почвы выполняют разнообразные экологические функции и
воздействуют
на
все
компоненты
урбоэкосистемы:
являясь
основой
19
биопродуктивности создают жизненную среду для макро- и микробиоты;
очищают и регулируют газовый состав атмосферы; выполняют функцию
санитарного барьера; содействуют биогеохимическому преобразованию грунтов и
мусора; очищают поверхностные сточные воды, являясь сорбционным защитным
барьером для водоемов; являются газопоглотительным барьером антропогенных
выбросов промышленности и транспорта (Строганова и др., 1997).
Большая часть городской территории попадает под влияние негативных
процессов, которые
наносят вред состоянию и экологическим функциям
городских почв. Эти процессы можно разделить на четыре группы: механические,
физические, биологические и химические (Герасимова и др., 2003). Механические
или градостроительные процессы включают запечатывание и захламление
поверхности
почвы,
засыпку
естественных
грунтов.
К
физическим
неблагоприятным процессам относятся водная и ветровая эрозия; нарушение
водного
баланса,
корнеобитаемого
иссушение
слоя;
или
нарушение
подтопление
теплового
почвы;
режима.
переуплотнение
К
биологическим
неблагоприятным процессам можно отнести нарушение органогенного профиля
почвы,
а
также
сокращение
разнообразия
почвенных
микроорганизмов,
изменение их численности и структуры, появление патогенных видов. Основным
поставщиком
химического
загрязнения
в
городскую
среду
является
промышленность и транспорт, деятельность которых обусловливает появление в
почве загрязняющих веществ, а также влияет на баланс кислотности почвы.
Неблагоприятные процессы взаимосвязаны друг с другом, однако преобладание
одного или нескольких из них зависит от антропогенной деятельности,
преобладающей на конкретной территории (Строганова и др., 2003).
В последние десятилетия все большее внимание научного сообщества и
общественности концентрируется на химическом загрязнении городской среды, в
частности почвы. Одними из основных загрязнителей почвенного покрова в
городе являются тяжелые металлы.
20
1.2.2 Тяжелые металлы, как один из основных компонентов загрязнения
городской почвы (источники поступления, влияние на биологические
процессы)
Тяжелые металлы являются самыми распространенными поллютантами на
Земле. Распространяясь аэрозольным путем, они рассеиваются на большом
расстоянии и оседают вокруг промышленных предприятий, металлургических
заводов, ТЭЦ, автомагистралей, поэтому в количестве, превышающем природные
показатели, ТМ определяются повсеместно в почвах городов (Водяницкий и др.,
2012). ТМ вовлекаются в биологический круговорот и передаются по цепям
питания, вызывая многочисленные негативные реакции. При определенной
концентрации этого загрязнителя почва теряет способность к продуктивности и
биологическому самоочищению, изменяется состав и структура микрофлоры,
блокируются многие биохимические реакции, что влечет за собой потерю почвой
экологических функций и гибель экосистемы почвы (Герасимова и др., 2003).
Список ТМ, являющихся опасными для биологических сред, варьирует у
различных авторов. Очень часто в него включают не только металлы, но и
металлоиды. Ю.Н. Водяницкий выделяет 57 металлов и металлоидов, которые
могут оказывать отрицательное влияние на экосистему. Согласно современным
экотоксикологическим данным, по степени опасности в почве ТМ и металлоиды
можно расположить в ряд: Se > Tl > Sb > Cd > V > Hg > Ni > Cu > Cr > As > Ba
(Водяницкий, 2013). Однако в общей классификации загрязняющих почву
веществ, принятой в России, такие металлы, как Cd, Hg, Se, Pb, Zn относятся к
сильно опасным, а Co, Ni, Mo, Cu, Sb и Cr – к умеренно опасным. Различия в
оценке опасности ТМ могут быть вызваны тем, что нормативы не учитывают
природно-климатические и геохимические особенности конкретного региона,
возраст загрязнения и то, что элементы опасные для человека при прямом
контакте, становятся менее опасными в почвах (Водяницкий, 2012).
В почвах ТМ содержатся в водорастворимой, ионообменной и непрочно
адсорбированной формах. Водорастворимые формы, как правило, представлены
21
хлоридами,
нитратами,
сульфатами
и
органическими
комплексными
соединениями, также ионы ТМ могут быть связаны с минералами как часть
кристаллической решетки (Ревич, 2007). Для более полного выделения металла из
почвы используется метод химического фракционирования, который позволяет
последовательно
выделять
четыре
фракции
ТМ:
извлекаемую,
восстанавливаемую, окисляемую и остаточную. Кадмий по этому методу
определяется как наиболее мобильный элемент, затем располагаются Mn, Zn, Ni,
Cu, Pb, Fe. Чем легче выделяется тяжелый металл, тем он подвижнее и поэтому
повышение его концентрации может негативнее повлиять на городскую почву (Lu
et al, 2007).
По происхождению все источники поступления ТМ в почву можно
разделить на две основные группы – природные и антропогенные. Природное
загрязнение почвы ТМ – это загрязнение литогенными ТМ. Оно наблюдается,
если почва напрямую обогащается металлом из материнской породы; нарушается
баланс
между
химическими
элементами;
в
почве
создается
среда,
активизирующая литогенные тяжелые элементы (Водяницкий, 2011; Водяницкий
и др., 2012). Гораздо сильнее фоновый уровень ТМ в почве может изменяться под
воздействием антропогенных факторов (Дабахов и др., 2005).
К основным источникам антропогенного загрязнения почвы ТМ относят:
аэральные выбросы передвижных и стационарных источников; гидрогенное
загрязнение от поступления промышленных сточных вод в водоемы; осадки
сточных вод; органические и минеральные удобрения и средства защиты
растений; отвалы золы, шлака, руд, шламов (Водяницкий, 2013).
Можно выделить набор наиболее часто встречающихся ТМ, характерных
для антропогенного загрязнения городских почв. В пределах городских границ
чаще всего концентрируются такие загрязнители как Pb, Zn, Cu, Sb и Hg – эти
металлы можно назвать индикаторами антропогенного загрязнения городской
почвы. Такие металлы как Mn, Ni, Co, Cr, V и Cd могут попадать в почву как
естественным путем, из материнской породы, так и из антропогенных источников
22
(Manta et al, 2002; Biasioli et al, 2006; Li, Huang, 2007; Onder et al, 2007; Wei, Yang,
2010).
Под воздействием ТМ изменяется биологическая активность почвы. Так,
при невысоких концентрациях ТМ происходит повышение микробиологической
активности, сопровождающееся усилением дыхания почвы и выделения СО2, что
приводит к потере гумуса (Девятова и др., 2004). Соединения хрома резко
снижают каталазную активность почвы и способность к разложению целлюлозы,
которая является источником органических компонентов для воспроизводства
гумуса (Евреинова и др., 2004). В почвах, загрязненных ртутью, снижается
активность дегидрогеназы, инвертазы, аскорбатоксидазы (Водяницкий и др.,
2012). Комплексное воздействие таких ТМ, как Pb, Zn, Cu и Cd приводит к
снижению активности окислительно-восстановительных и гидролитических
ферментов в почве, что снижает интенсивность процессов трансформации
органического вещества (Черных, 1991; Щелчкова и др., 2010). В работе
Галиулиных отмечается, что при внесении в почву меди в дозах от 100 до 500
мг/кг наблюдалась четкая тенденция возрастания ингибирующего эффекта этого
ТМ на ферментативную активность (Галиулин, Галиулина, 2012). Д.Г. Звягинцев
с соавторами отмечают, что внесение в дерново-подзолистую почву больших доз
свинца (до 2000 мг/кг) приводит к снижению активности дегидрогеназы, уреазы,
азотфиксации, денитрификации и продукции СО2 (Звягинцев и др., 1997). При
небольшом загрязнении гумусовые кислоты могут закреплять попавшие в почву
ТМ, инактивируя их. С ростом загрязнения наблюдается обратный процесс,
приводящий к уменьшению содержания гумуса в почве (Водяницкий, 2013). В
целом, наиболее четко прослеживается отрицательное влияние на биологическую
активность почвы высоких концентраций ТМ.
Свинец. Одним из самых распространенных ТМ загрязнителей в городских
почвах является свинец. Внимание к нему обусловлено тем, что этот металл,
попадая в организм человека, накапливается в тканях организма, крови, костях,
волосах и воздействует на психоневрологический статус, репродуктивную и
сердечно-сосудистую системы организма. Особенно он опасен для детей (Доклад
23
о свинцовом загрязнении, 1997; Ревич, 2007). Свинец может попадать в
городскую среду в результате деятельности автотранспорта, работающего на
этилированном
бензине
(тетраэтилсвинец
–
антидетонационная
добавка),
промышленных предприятий и городских свалок, а также источниками свинца
являются краска, применяемая в жилищном строительстве, и припой в
водопроводных трубах (Heavy Metals in the Environment, 2002). В последние годы
доля свинца, поступающего от автотранспорта, уменьшилась, т.к. этилированный
бензин во многих странах является запрещенным. В России этилированный
бензин запрещен Федеральным законом №34 от 7 марта 2003 г (Ревич, 2007).
В почве свинец может находиться в разнообразных формах, что
обусловливает различие в его биологической доступности (Водяницкий, 2008).
При
изучении
содержания
свинца
в
загрязненных
почвах
методом
синхротронного рентгеновского анализа было установлено пять вторичных
соединений свинца: Pb2+-органические комплексы, Pb2+-сорбированный на Fe(III)оксидах, Pb2+-сорбированный на оксидах марганца, плюмбоярозит и фосфаты
свинца (Manceau et al., 1996; Manceau et al., 2002). Органическое вещество почвы
играет ведущую роль в закреплении свинца в сильно гумусированной почве,
образуя с ним стабильные
Pb2+-органические комплексы. Такая ситуация
наблюдается в почве городских газонов, загрязненных свинцом (Morin et al., 1999;
Водяницкий, 2008). В отличие от других ТМ, для свинца характерно сродство со
структурой гуминовых кислот, что обусловливает высокую сорбцию данного
металла гуминовой кислотой (Варшал и др., 1999). С солями щавелевой кислоты
свинец образует очень прочный оксалат, что также закрепляет этот элемент в
гумусированном слое почвы. Содержание свинца в слабо гумусированных почвах
коррелирует с содержанием в них железа и марганца (Водяницкий и др., 2012). Во
многих загрязненных почвах свинец сорбируется на гидроксидах железа и
марганца или входит в состав неустойчивых минералов, что повышает его
биологическую доступность, и является опасным (Traina, Laperche, 1999).
Загрязнение почвы отходами металлургических производств очень сильно
варьирует. Так на севере Франции содержание свинца в почве составляет 469-
24
1900 мг/кг, в почвах российского города Карабаш достигает 2000 мг/кг, а в
американском штате Колорадо в почве – 6000-10000 мг/кг (Morin et al., 1999;
Ревич, 2007). Однако биологическая доступность и химическая подвижность
свинца слабо связаны с его валовым содержанием. Опасным для биоты является
свинец в подвижной форме. Свинец становится подвижным в почвах с
минимальным содержанием гумусовых веществ, оксидов и гидроксидов железа и
марганца, а также подвижность свинца возрастает при снижении карбонатности
почвы (Водяницкий и др., 2012). Таким образом, биологическая опасность свинца
непосредственно зависит от того. в какой форме этот металл находится в почве.
Так как городские почвы в целом характеризуются высоким содержанием
органического
вещества,
то
в
таких
почвах
свинец
будет
находиться
преимущественно в связанной неактивной форме, что снижает его опасность.
Цинк. Цинк является важным микроэлементом, активно участвующим во
многих биохимических процессах. Он необходим для стабилизации структуры
ДНК, РНК, рибосом, играет важную роль в процессе трансляции и незаменим на
многих ключевых этапах экспрессии гена. Цинк обнаружен в составе более 200
ферментов, включая гидролазы, трансферазы, оксидоредуктазы, лиазы, лигазы и
изомеразы (Авцын и др., 1991). Ни один элемент не входит в состав такого
количества ферментов как цинк и не выполняет таких разнообразных
физиологических функций (Убугунов, Кашин, 2004). Он жизненно необходим
для растений, которые страдают хлорозом при его отсутствии (Водяницкий и др.,
2012). Цинк проявляет повышенную токсичность при высокой концентрации в
почве и характеризуется высокой технофильностью. Цинк в почвах образует
разнообразные соединения и не имеет строго определенных фаз носителей
(Водяницкий, 2010). Основным источником поступления цинка в почву являются
выбросы металлургических заводов, особенно работающих по устаревшей
пирометаллургической технологии (Химия тяжелых металлов…, 1985). В
атмосферном воздухе цинк существует в виде крупнодисперсных частиц
размером
более
1
мкм,
которые
содержат
его
водорастворимые
или
кислоторастворимые соединения (Зайцев и др. 2013). Также источником
25
поступления цинка в городскую почву являются цинковые удобрения, осадки
сточных вод и пыль промышленного происхождения (Zinc in Soil and Plants,
1993). В слабокислых и нейтральных почвах цинк способен закрепляться за счет
проникновения в Al-содержащий слой глинистых минералов, однако в более
кислых почвах (рН < 5) цинк остается в течение длительного времени в обменной
форме (Водяницкий, 2010). Техногенный цинк может надежно закрепляться в
почвах тяжелого гранулометрического состава. Из-за близости ионного радиуса
Zn2+ к радиусам Fe2+ и Mg2+ цинк может замещать эти ионы в минералах (Mаnceau
et
al.,
2004).
Главными
техногенными
Zn-содержащими
полютантами,
обнаруживаемыми в загрязненном поверхностном горизонте почвы, являются
такие минералы, как франклинит, виллемит, гемиморфит, магнетит, цинкит
(ZnO). Также цинк может закрепляться частицами оксида марганца, гидроксида
железа и фосфатами. Токсичный ZnО в почве быстро превращается в стабильный
Zn-филлосиликат,
благодаря
тому,
что
Zn2+
занимает
место
Al3+
в
алюмосиликатах (Водяницкий, 2010). Цинк образует прочные комплексы с
органическими лигандами, однако он не входит в состав гумуса. В органических
почвах доминирует комплекс Zn- аргинин, а если почва обогащена органическими
остатками, большое количество цинка сорбируется на корнях растений
(Водяницкий, 2008; Водяницкий, 2010). Таким образом, несмотря на высокую
технофильность, цинк в большинстве случаев находится в почве в связанной
форме, образуя прочные минералы. Изменение рН почвы в кислую сторону,
способствует переходу цинка в подвижную форму, тем самым повышается его
токсичность.
Медь. Одним из распространенных ТМ в почве является медь. Как
микроэлемент, она является необходимым для жизнедеятельности организмов,
принимая участие в окислительно-восстановительных реакциях, и участвуя в
важнейших биохимических процессах живых организмов, таких как фотосинтез,
дыхание, метаболизм углеводов и белков, азотный обмен. Медь входит в состав
биологически активных соединений. Образуя комплексы со специфическим
белком, медь входит в состав активного центра многих окислительно-
26
восстановительных ферментов. Однако при высоких концентрациях в почве медь
становится токсикантом и негативно влияет на биологические свойства почвы:
изменяется структура и численность микробиоценозов, падает интенсивность
биохимических процессов в почве и активность почвенных ферментов (Швакова,
Мартьянова, 2010). Так, в районах с повышенным содержанием меди в почве
отмечается её негативное влияние на общее количество углерода и эргостерина в
почве и активности фосфатазы, инвертазы (Mackie et al., 2013). Увеличение
концентрации меди в почве может привести в ряде случаев к полной утрате
почвенного плодородия. В городскую почву медь может попадать из материнской
породы. Более высоким содержанием меди отличаются основные изверженные
породы, мало меди в доломитах, известняках, валунных суглинках и песках.
Почвы, содержащие большое количество меди, характеризуются высоким
содержанием глинистых минералов и органического вещества, тяжелым
механическим составом (Химия тяжелых металлов…, 1985). Антропогенными
источниками поступления меди в городскую почву являются промышленные и
металлообрабатывающие предприятия, автотранспорт и стационарные источники
сжигания ископаемого топлива (Косинова и др., 2011). Истирание контактных
проводов трамваев и троллейбусов приводит к загрязнению прилегающих
территорий медью в количествах, превышающих фоновые значения в десятки раз
(Федорова, Шунелько, 2003). Медь обладает фунгицидными свойствами и может
попадать
в
почву
в
результате
обработки
растений
Cu-содержащими
фунгицидами (Rusjan et al., 2007).
В поверхностном слое почвы глубиной до 50 см выделяют следующие
фракции, содержащие медь: водорастворимую; обменную; сорбированную;
связанную с карбонатами; органически связанную; связанную с оксидами и
несиликатными соединениями Fe, Mn и Al, а также остаточную. Распределение
меди в различных фракциях почвы зависит от её содержания в материнской
породе и от содержания органического вещества в почве (Pietrzak, McPhail, 2004).
В верхнем горизонте почвы большая часть меди связана с органическим
веществом, образуя органоминеральные хелатные комплексы, доля которых вниз
27
по профилю снижается, вслед за снижением содержания органического вещества.
В накоплении меди в почве играют роль гуминовые и фульвокислоты (Никитина
и др., 2012). Форма связывания меди зависит от её концентрации, так при низкой
концентрации
Сu2+ в почве основная её часть связывается с органическим
веществом, а при увеличении концентрации значительная её часть закрепляется
не только гумусом, но и оксидами Fe и Mn (Пампура и др., 1993). Благодаря
сродству к органическим соединениям, медь считается индикатором нефтяного
загрязнения почв (Нечаева, 2007; Водяницкий, 2008). Исследования показывают,
что наибольшей токсичностью обладают легко растворимые подвижные формы
меди, а это определяется свойствами почвы, такими как рН и содержание
органического вещества (Sauvé et al., 1997; Alva et al., 2000). Таким образом,
токсичными для биоты являются высокие концентрации в почве растворимых
форм меди. Это наблюдается, если почвы бедны органическим веществом, а
также подвижность меди увеличивается в кислых почвах. Городские почвы, как
правило, характеризуются нейтральной реакцией и большим содержанием
органического вещества, что способствует закреплению меди в почве. Однако это
не относится к промышленным зонам, почвы которых практически не содержат
гумуса.
1.2.3 Микробное
сообщество
городских
почв.
Использование
микроорганизмов в биомониторинге городских почв
В условиях антропогенного загрязнения почвы отмечается снижение
разнообразия её микробиоты, что в свою очередь затрудняет процессы
самоочищения почв и провоцирует рост чужеродной микрофлоры (Артамонова,
2002). В связи с этим возникает проблема микробиологической безопасности,
решение которой требует изучения всех аспектов жизнедеятельности микробиоты
антропогенно
нарушенных
почв.
С
середины
девяностых
годов
микробиологические показатели включены в комплексную оценку городских
почв в нашей стране и за рубежом (Фомин, 2001).
28
Почвенная микробиота в природных экосистемах поддерживает на
постоянном, характерном для данного типа почвы, уровне органическое вещество
и
различные
биоактивные
вещества
(ферменты,
витамины,
ауксины,
аминокислоты, токсины). Гомеостаз в почве основывается на механизмах
микробного пула – запаса почвенных микроорганизмов (Звягинцев, 1987;
Звягинцев и др., 2005). Все определяющие биохимические и физиологические
процессы в почве дублируются несколькими видами микроорганизмов (принцип
дублирования). Благодаря этому сокращение численности в любой группе видов
мало влияет на общие процессы в почве (Nannipieri et al., 2003). Взаимодействие
между разными группами микроорганизмов, а также между ними и растениями во
многом определяется накапливаемыми в почве микробными метаболитами, от
чего, в конечном итоге, зависит структура микробных сообществ (Экологическая
роль микробных метаболитов, 1986). Микроорганизмы почвы осуществляют
круговорот азота, фосфора, углерода, серы, железа и других важнейших
элементов, тем самым они обеспечивают выполнение важнейшей функции почвы
– трансформацию вещества и энергии в биосфере (Глазовская, Добровольская,
1984; Звягинцев и др., 1992; Conrad, 1996). Таким образом, полноценное
функционирование почвы и выполнение ею своих биотических функций в
большой степени определяется её микробным сообществом.
Урбаногенное воздействие по преобразованию почвы, осуществляемое
человеком, затрагивает напрямую почвенную микробиоту и, в первую очередь,
проявляется как изменение структуры микробного сообщества, поскольку в его
состав входят микроорганизмы с разной физиологической толерантностью. В
целом, можно отметить, что в условиях городской почвы создается благоприятная
среда для развития патогенных микроорганизмов (бактерий и грибов), которые
быстро адаптируются к особым почвенным условиям (нейтральная или
слабощелочная
среда,
наличие
техногенных
загрязнителей,
повышенная
температура и т.д.), и вытесняют собственную микрофлору почвы (Дуган,
Бариляк, 1995; Покровский, Черкасский, 1995; Куличева и др., 1996; Марфенина,
1999; Кривощекова, Артамонова, 2000).
29
Городские условия способствуют повышению содержания ТМ в почве, что
изменяет структуру микробного сообщества. Так, например, при длительном
внесении в почву свинца и меди наблюдается резкая смена группового и видового
состава микроорганизмов (Звягинцев и др., 1997; Кураков и др., 2000). В почве
начинают преобладать микроорганизмы, способные эффективно противостоять
токсическому
действию
тяжелых
металлов.
Это
происходит
благодаря
способности микроорганизмов переводить ТМ в инертную форму или включать
их в процесс своего метаболизма (Фокина и др., 2008; Домрачева и др., 2011). В
плазмидной ДНК бактерий локализуются гены, ответственные за устойчивость
бактерий к токсичным ТМ (Cu, Pb, Cd, Hg, Ni), эти гены могут передаваться
близкородственным видам бактерий (Сиунова и др., 2002).
Существуют
различные
механизмы
внеклеточного
связывания
ТМ.
Бактерии способны сорбировать катионы металлов на клеточной стенке,
белковых S-слоях и капсулах (Schultze-Lam et al., 1996; Konhauser, 1997).
Эффективными хелатирующими агентами для многих ТМ являются компоненты
клеточной стенки грамположительных бактерий – пептидогликан, тейхоевые и
тейхуроновые кислоты, экзоцеллюлярные полисахариды (Beveridge, 1989; Gadd,
1990; Salinas et al., 1994; Hemida et al., 1997). Некоторые микроорганизмы
способны синтезировать сидерофоры – молекулы, способные связывать железо и
другие
ТМ,
преципитация.
тем
самым
вне
Потенциальными
клетки осуществляется
биосорбентами
могут
экстрацеллюлярная
являться
мананы,
глюканы, металлсвязывающие протеины, хитин, хитозан и меланин, и некоторые
другие
продукты
метаболизма
бактерий
(Gadd,
1992).
Выделяемые
микроорганизмами экзополисахариды содержат в своем составе полярные
анионные группы, благодаря чему способны связывать ионы металлов, тем самым
устраняя их токсическое действие на клетки (Parker et al., 2000; Quintelas, Tavares,
2002; Бекасова и др., 2002; Жилин, 2003; Шнюкова, 2005; Gautret et al., 2006).
Клеточная стенка микроорганизмов может связывать ТМ благодаря наличию
активных химических групп, таких как карбоксильная, сульфгидрильная,
сульфатная и аминогруппа. ТМ связываются с активными группами в результате
30
образования
хелатных
комплексов,
в
результате
ионного
обмена
или
окислительно-восстановительных реакций. В ходе процессов ионного обмена
катионы Ca, Mg, H, Na, К в клеточных стенках замещаются на ионы ТМ (Raize et
al.,
2004).
Дрожжи
связывают
ТМ
путем
прямого
биосорбционного
взаимодействия с биомассой через реакции ионного обмена или в результате
выделения неорганического фосфата, который осаждает ионы ТМ (Soares et al.,
2002; Лозовая и др., 2004).
Детоксикация тяжелых металлов может осуществляться и внутри клетки. К
биохимическим механизмам устойчивости бактериальных штаммов к металлам
относится АТФ-азная активность их плазматических мембран (Подольская и др.,
2002). В клетках цианобактерий и микроводорослей важную роль в связывании
ТМ
играет
глутатионовая
система,
она
защищает
клетки
в
период,
предшествующий формированию металлсвязывающих белков (Саванина и др.,
2003). Некоторые цианобактерии реагируют на загрязнение ТМ увеличением
внутриклеточного количества гликогена и образованием полифосфатных гранул,
содержащих Fe, Zn, Cu. Такой захват ТМ является эффективным механизмом
защиты клетки и способствует её выживанию (Andrade et al., 2004). Для
микроскопических грибов отмечается преобладание в загрязненной ТМ почве
видов микромицетов, содержащих меланиновые пигменты. Их содержание может
достигать более 50% от общего числа видов (Свистова и др., 2004; Марфенина,
2002; Талалайко, 2005; Иванова и др., 2005). Меланиновые пигменты, имея
полифенольную природу и большое разнообразие функциональных групп, могут
непосредственно связывать ионы ТМ (Ровбель и др., 2000).
Адаптация актиномицетов к ТМ. В ходе эволюции произошла адаптация
почвенных бактерий к повышенному содержанию ТМ в местах залежей руд,
вблизи действующих вулканов и гидротермальных источников (Silver, Phung,
1996; Csolotnyi et al., 2006). В результате адаптации у бактерий появились
специальные механизмы защиты от ТМ, так например, внеклеточный барьер
является одним из распространенных и энергетически выгодных защитных
механизмов и заключается в предотвращении попадания ионов металла в клетку
31
(Bruins et al., 2000). Отмечено, что стрептомицеты являются доминирующей
группой бактерий в почвах загрязненных ТМ (Haferburg et al., 2007; Schütze,
Kothe, 2012). У них эволюционно развились внутриклеточные и внеклеточные
защитные механизмы детоксикации ТМ в окружающей среде (Рисунок 3).
Актиномицеты могут сорбировать ионы металла на внеклеточные поверхности,
тем самым уменьшая доступную концентрацию металла в среде. Биосорбция
происходит благодаря наличию в клеточной стенке поляризованных групп
(фосфатных, карбоксильных, гидроксильных и аминогрупп) (Haferburg and Kothe
2007; Schmidt et al. 2009).
Рисунок 3. – Микробные механизмы устойчивости к ТМ: клетки, взаимодействующие с
катионами металла, используют различные стратегии для снижения концентрации ТМ и
уменьшения его токсичности (Schütze, Kothe, 2012)
Образование сидерофоров и подобных меланину пигментов, способных
образовывать комплексы с ТМ также защищает микробные клетки от ТМ (Dimkpa
et
al.,
2009).
внутриклеточным
Токсичность
металла
может
быть
окислительно-восстановительным
снижена
ферментам,
благодаря
которые
изменяют степень окисления металла на менее токсичную (Albarracin et al., 2008;
Morales et al., 2007). В детоксикации ТМ участвует эффлюкс-транспортная
32
система клеточной стенки, благодаря которой снижается концентрация ионов
металла внутри клетки (Amoroso et al., 2000). Одним из токсичных эффектов в
реакциях ТМ в почве является образование токсичных кислородных радикалов,
устранение которых происходит благодаря супероксиддисмутазе (СОД). С одной
стороны СОД снижают концентрацию металла в клетке, включая его ионы в свой
активный центр, и с другой стороны, они катализируют диспропорционирование
супероксиданионов до O2 и H2O2 (Schütze, Kothe, 2012). Защитные механизмы
позволяют актиномицетам выживать в почвах, загрязненных ТМ. Ежегодно
исследователями открываются новые виды этих микроорганизмов, обладающих
особой устойчивостью к различным тяжелым металлам, например, Cu, Zn, Pb и
другим (Guo et al.,2009; Lin et al., 2011). Благодаря тому, что стрептомицеты
хорошо связывают ТМ, предложено использовать их в качестве биосурфактантов
для очистки почв от ТМ (Lakshmipathy et al., 2010).
Таким
образом,
почвенные
микроорганизмы
обладают
различными
механизмами внутри- и внешнеклеточной детоксикации ТМ, что позволяет им
существовать в городских почвах, несмотря на загрязнение. Однако механизмы
связывания
определяются
не
только
таксономической
принадлежностью
микроорганизма, но и условиями почвенной среды, в которой он существует, и
концентрацией и видом ТМ в ней. Поэтому видовой состав микроорганизмов в
почвах с различным уровнем и характером загрязнений будет различаться, что
возможно использовать в практике почвенного биомониторинга.
Микроорганизмы в биомониторинге почв. Микробоценозы являются
первым биогеоценотическим уровнем экосистем и, как основной компонент
почвенной биоты, становятся важнейшим объектом экологического мониторинга
(Домрачева, 2011). Реакция сообщества микроорганизмов на изменение факторов
окружающей среды, выражающаяся на ценотическом уровне в изменении его
количественного или качественного состава, может рассматриваться в качестве
индикаторов состояния окружающей среды (Никитина, 1991).
33
Для
почвенного
микробиологические
и
мониторинга
предлагается
биохимические
включить
показатели: структуру
следующие
и
видовое
разнообразие микробного комплекса, величину микробного пула и показатели
биохимической активности процессов, осуществляемых микроорганизмами
(Евдокимова, 1995; Ницэ, 1995).
В качестве экологических индикаторов состояния микробного сообщества
почвы эффективно использование показателей его разнообразия (индекс
Шеннона) и индуцированной толерантности в отношении поллютанта (Pollution
Indyced Community Tolerance – PICT). Использование индекса Шеннона позволяет
установить значение пороговой концентрации поллютанта, а PICT-эффект
свидетельствует о
присутствии в
микробном
пуле
загрязненной почвы
микроорганизмов-деструкторов поллютантов (Марченко, Кожевин, 2008). Т.Р.
Кабировым предложена многоуровневая тест-система, которая включает в себя
показатели
ферментативной
активности,
численности
гетеротрофных
и
углеводородокисляющих микроорганизмов, количественного и качественного
составов микроскопических грибов, водорослей и цианобактерий, а также уровни
фито- и зоотоксичности (Кабиров, 2009).
Антропогенные изменения в почве можно проследить, опираясь на
результаты экологического мониторинга комплекса почвенных микромицетов
(Хабибуллина, Арчегова, 2001; Хабибуллина, 2009). На уровне грибных
сообществ наиболее чувствительными к уровню загрязнения являются такие
характеристики комплекса, как структура грибной биомассы, таксономическое
разнообразие и доля меланизированных форм микромицетов (Терехова, 2007). В
качестве
биоиндикаторов
экологического
состояния
почв
используются
почвенные водоросли и цианобактерии (Кондакова, 1983; Слободина, 2001;
Кондакова и др., 2008). Предложен метод биоиндикации с помощью анализа
фототрофных микробных сообществ «цветения» почвы (Домрачева, 2005).
В последнее время большое внимание уделяется микробиологическому
мониторингу урбоэкосистем. Так, в работе В.С. Артамоновой, на примере
функциональных
зон
г.
Новосибирска,
рассматриваются
трансформации
34
микробных сообществ и особенности их функций в городских почвах. Показано,
что для почв рекреационных зон города характерно снижение микробной
активности, сокращение численности
и видового разнообразия сапрофитных
бактерий.
хроническое
В рекреации отмечается
загрязнение
бактериями
кишечной группы, это же отмечается для селитебной зоны. В почвах селитебных
зон активизируются темноокрашенные популяции Azotobacter chroococcum и
высокоагресивные виды рода Penicillium, что является специфической реакцией
микробиоты на урбанизацию (Артамонова, 2002). Исследователи отмечают в
сильнозагрязненных городских почвах существенное изменение структуры
микробных
сообществ,
характеризующееся
снижением,
по
сравнению
с
фоновыми почвами, доли физиологически активных клеток бактерий. Изменяется
соотношение таксонов и возникают новые доминанты. Так, при загрязнении
почвы нефтью и полихлорбифенилами, потенциальными доминантами становятся
виды рода Rhodococcus, при комплексном хозяйственно-бытовом загрязнении –
энтеробактерии (роды Escherichia, Enterobacter, Klebsiella) (Лысак, 2010). При
мониторинге
почвы
г.
Новокуйбышевска
отмечено
преобладание
грамположительных бактерий (Rhodococcus, Bacillus и Aсtinomyces) (Овчинникова
и др., 2010). В городских сильно загрязненных почвах отмечается тенденция к
накоплению опасных для человека бактерий (аллергенных и патогенных) из
родов: Escherichia, Enterobacter, Klebsiella, Alcaligenes, Rhodococcus, Micrococcus
(Лысак, 2010). Также отмечается накопление в почвах вблизи промышленных
предприятий, ТЭЦ и автомагистралей патогенных и аллергенных видов
микроскопических грибов (Свистова и др., 2003). При исследовании почв
различных функциональных зон г. Москвы отмечается различие в видовом
составе и разнообразии водорослей и цианобактерий (Дорохова и др., 2014).
Изменение структуры сообществ актиномицетов и микроскопических грибов
предлагается использовать для мониторинга состояния почвенной экосистемы,
подверженной выбросами алюминиевого завода (Евдокимова и др., 2013).
Таким образом, использование микроорганизмов для экологического
мониторинга почвы урбоэкосистем целесообразно и информативно, так как
35
микробное сообщество почвы одним из первых начинает реагировать на
неблагоприятные антропогенные процессы, связанные с выбросом загрязняющих
веществ в городскую среду. Чаще всего изменения прослеживаются на уровне
микробных сообществ, изменение структуры которых является сигналом того, что
уровень загрязнения почвы превысил значения, при которых микробная система
могла бы существовать как прежде.
1.3 Актиномицеты – типичные почвенные микроорганизмы
Актиномицеты являются многочисленным и неотъемлемым компонентом
микробной системы любой почвы. Актиномицеты (порядок Actinomycetales)
составляют обширную группу грамположительных бактерий, в пределах которой
можно обнаружить разнообразные случаи клеточной дифференциации (Звягинцев
и др, 1996; Звягинцев и др., 2005). Понятие «актиномицеты» собирательное, оно
объединяет широкий круг грамположительных бактерий, включающий более 100
родов (Stackerbrandt et al., 1997). Класс Actinobacteria в настоящее время
представляет одну из самых больших таксономических единиц в пределах домена
бактерий и включает пять подклассов и подотрядов, принадлежащих порядку
Actinomicetales, представителей которых обычно называют актиномицеты
(Manivasagan et al., 2013). К актиномицетам относятся спорообразующие
грамположительные бактерии со сложным жизненным циклом, способные к
формированию ветвящегося мицелия, подобного грибному, но в 5 – 7 раз более
тонкому (Звягинцев, Зенова, 2001; Зенова, Звягинцев, 2002). Мицелиальная
организация позволяет актиномицетам более успешно, чем другим бактериям,
осваивать пространство почвенной среды. Все это дает основание для выделения
группы актиномицетов среди прочих бактерий и отдельного рассмотрения этих
микроорганизмов в почвенном микробном сообществе.
36
1.3.1 Роль актиномицетов в функционировании природных и антропогенно
нарушенных экосистем
Актиномицеты
относят
к
наиболее
сложно
дифференцированным
бактериям, они способны формировать дифференцированный мицелий с
разнообразными типами ветвления (Зенова, 1992). При росте на плотных средах
часть мицелия актиномицета проникает в субстрат, образуя субстратный
мицелий, а часть развивается над субстратом – воздушный мицелий. Размножение
актиномицетов осуществляется фрагментами мицелия или спорами, которые
могут формироваться на субстратном и воздушном мицелии или на одном из них.
Споры располагаются на спороносцах одиночно, в парах или цепочках, они могут
быть заключены в спорангиях или везикулах. По числу образующихся спор
актиномицеты делятся на моноспоровые, олигоспоровые и полиспоровые. У
полиспоровых актиномицетов спороносцы бывают прямыми, волнистыми или
спиральными, они располагаются на мицелии поочередно или мутовками. Споры
могут быть гладкими или с покрытой волосками или шипами поверхностью
(Калакуцкий, Агре, 1977).
По
типу
питания
актиномицеты
являются
гетеротрофами
(хемоорганотрофами). Для многих актиномицетов, например для представителей
рода Streptomyces, характерна олигокарбофилия, они могут расти на средах с
низким
содержанием
питательных
веществ,
что
свидетельствует об
их
способности концентрировать питательные вещества (Зенова, 1992). Большинство
актиномицетов являются аэробами. Для них отмечается наличие метаболических
путей и ферментных систем, редких для других микроорганизмов. Актиномицеты
способны к образованию разнообразных физиологически активных веществ:
антибиотиков, пигментов, а также соединений, обусловливающих запахи почвы и
воды (геосмин, аргосмин, муцидон, 2-метилизоборнеол) (Калакуцкий, Агре, 1977;
Зенова, 1992).
37
Эволюция мицелиальной организации актиномицетов напрямую связана с
адаптацией их к условиям обитания в почве. Мицелиальные организмы в почве
способны проникать через границы раздела фаз и колонизировать новые
пространства, осуществлять транспорт питательных веществ на расстояние
(Калакуцкий, Агре, 1977). Повсеместное распространение актиномицетов в
составе почвенной микробиоты определяется устойчивостью их к высушиванию,
временному отсутствию питательных веществ и эффективностью расселения спор
(Звягинцев и др,. 1996). Актиномицеты обладают небольшой скоростью роста.
Благодаря
способности
к
образованию
гидролитических
ферментов,
актиномицеты проявляют себя как L-, либо как К- стратеги, разлагая сложные и
недоступные другим микроорганизмам полимеры, такие как лигнин, кератин,
хитин, целлюлоза и гумусовые соединения (Williams, Robinson, 1981; Калакуцкий,
Зенова, 1984; Boeckle, Mueller, 1997; Звягинцев, Зенова, 2001; Звягинцев и др.,
2005). Способность разлагать хитин свойственна почвенным стрептомицетам, из
культур которых выделены внеклеточные хитиназы (Skujns et al., 1970).
Актиномицеты почвы участвуют в разложении и синтезе гумусовых
веществ, тем самым играя существенную роль в создании почвенного
плодородия. Также актиномицеты образуют темноокрашенные пигменты –
меланины, которые являются предшественниками гумусовых веществ в почве
(Зенова, 1977; Орлов и др., 1996; Gomes et al., 1996). Актиномицеты выделяют
ферменты типа полифенолоксидаз, катализирующие процессы гумусообразования
(Pedlar et al., 1996). Почвенные актиномицеты обладают устойчивостью к
действию пестицидов, разлагая эти вещества и используя в качестве субстратов
для питания (Anderson, 1978; Звягинцев, Зенова 2001).
Способность
особенностью
(стрептомицин,
образованию
актиномицетов,
микроорганизмов
широчайший
к
во
спектр
всех
стимулировавшая
странах
антибиотиков
канамицин,
антибиотиков
мира.
изучение
этой
Актиномицеты
различных
гентомицин),
является
групп:
макролиды
ключевой
группы
продуцируют
аминогликозиды
(эритромицин,
олеандромицин), полиеновые (нистатин, леворин), полипептиды, актиномицины,
38
противоопухолевые препараты и др. Актиномицеты рассматриваются как
источник генетических детерминант устойчивости к антибиотикам в природе
(Сергеева, Куимова, 2006). С каждым годом увеличивается число сообщений о
новых антибиотиках, продуцируемых актиномицетами (Stephan et al., 1996;
Kawamura et al., 1996; Busti et al., 2006; Baltz, 2008; Onaka, 2009). Синтез
антибиотиков
актиномицетов,
характерен
в
практически
особенности,
для
таких
как
представителей
Actinomadura,
всех
родов
Actinoplanes,
Micromonospora, Microtetraspora, Streptosporangiaceae (Lazzarini et al., 2000).
Особенно широко способность продуцировать антибиотики
распространена
среди актиномицетов рода Streptomyces. В математической модели, предложенной
Milind G. Watve с соавторами показано, что в потенциале стрептомицеты могут
производить 100000 антимикробных веществ (Watve et al., 2001).
В почвах преобладают нейтрофильные актиномицеты (оптимальные для их
роста значения рН 6,5 – 7,5). Однако отмечено присутствие также алкалофильных
(Селянин и др., 2005; Зенова и др., 2007) и ацидофильных форм (Nich et al., 1995;
Зенова и др., 2004; Закалюкина, Зенова, 2007).
Почвенные актиномицеты способны колонизировать корни растений,
оказывая непосредственное воздействие на растение, участвуя в процессах
синтеза антибиотиков и других соединений вторичного метаболизма (фунгициды,
сидерофоры, сигнальные молекулы, модуляторы иммунного ответа и регуляторы
роста растений) (Tarkka, Hampp, 2008; Chater et al., 2010). Вступая во
взаимоотношения с почвенными животными и растениями, в том числе с
водорослями, актиномицеты участвуют в формировании трофических цепей
биогеоценозов и симбиотических ассоциаций (Kalakoutskii et al., 1990; Широких и
др., 2011в; Широких и др., 2013). Некоторые представители рода Streptomyces в
ризосфере растений способны оказывать влияние на такие важнейшие симбиозы
как бобово-ризобиальный и микориза травянистых и древесных растений (Tokala
et al., 2002; Schrey et al., 2007). Актиномицеты рода Frankia участвуют в процессе
азотфиксации, проникая в корневую систему многих небобовых растений и
39
образуя специализированные клубеньки, где происходит фиксация молекулярного
азота (Калакуцкий, Шарая, 1990).
Таким образом, актиномицеты являются неотъемлимым компонентом
почвенной экосистемы, выполняя в ней функции микробов-редуцентов. Они
обеспечивают
растения
элементами
минерального
питания,
производят
биологически активные вещества, пополняют запас гидролитических ферментов
почвы и, образуя меланины – предшественики гумусовых веществ, участвуют в
формировании почвенного плодородия.
1.3.2 Адаптации актиномицетов к различным факторам почвенной среды
Актиномицеты на прокариотном уровне служат примером приспособления
к наземному существованию (Калакуцкий, Зенова, 1984; Добровольская и др.,
1996). Резкие колебания влажности, температуры, радиации, временные перерывы
в снабжении организмов водой и питательными веществами, т.е. режимы,
характерные для почв, послужили главными факторами эволюции актиномицетов
(Звягинцев и др. 1996). Исследователями показаны факты существования
ацидофильных, алкалофильных, психрофильных, термофильных, галофильных,
галоалкалофильных и ксерофильных актиномицетов (Jiang, Xu, 1993; Kim et al.,
2003; Звягинцев, Зенова, 2007; Зенова и др., 2011).
Ацидотолерантные
актиномицеты
являются
неотъемлемой
частью
комплекса актиномицетов многих почв: низинной торфяной, бурой лесной, серой
лесной, чернозема обыкновенного (Зенова и др., 2000). Наиболее распространены
среди ацидотолерантных и ацидофильных актиномицетов представители родов
Streptomyces и Micromonospora, а также Streptosporangium (Закалюкина и др.,
2002; Закалюкина, 2003; Широких, Широких, 2004). К числу основных
механизмов ацидотолерантности микроорганизмов в настоящее время относят
структурные особенности клеточной стенки и мембраны, компенсаторные
ферментативные сдвиги метаболизма и энергозависимый транспорт ионов Н+ из
40
клетки (Широких, 2011). Высокая скорость колонизации среды, образование
развитого субстратного мицелия и возможная интенсификация биохимических
процессов приводят к тому, что стрептомицеты повышают значение рН среды до
уровня, на
котором
возможно спорообразование
и реализация полного
жизненного цикла (Зенова и др., 2011). В почвах с высоким значением рН
формируются
специфические
комплексы
алкалофильных
актиномицетов,
приспособленных для жизни в условиях щелочной среды. Специфический
механизм адаптации позволяет алкалофильным актиномицетом интенсивнее
колонизировать щелочную почву, что позволяет снижать в ней конкуренцию
нейтрофильных актиномицетов (Селянин и др., 2005; Зенова и др., 2011).
В литературе имеется много данных о выделении из засоленных почв
актиномицетов с разной степенью галофилии (Звягинцев и др., 2008). Так,
актиномицет Microbispora coralline из засоленных почв способен расти при
концентрации 3% NaCl, а из почвы тропического леса Сингапура выделен вид
Actinopolymorpha singapurensis, способный расти в присутствии 15% NaCl
(Nakajima et al., 1999; Wang et al., 2001). В актиномицетном комплексе засоленных
почв обнаружены представители родов Streptomyces и Micromonospora (Зенова и
др, 2011). Значительное распространение стрептомицетов в засоленных почвах
объясняется их способностью к развитию высокого осмотического давления в
клетке (Гришко, Сыщикова, 2010).
Актиномицеты способны хорошо противостоять засухе. Так, например, в
условиях лабораторного эксперимента в бурой полупустынной почве споры
актиномицета Streptomyces odorifer, даже при экстремально низких уровнях
активности воды и давления почвенной влаги, проходили полные циклы развития
(Звягинцев и др., 2012). Актиномицеты сохраняют свою жизнеспособность в
почвах после пожара (Зенова и др., 2008б). Термотолерантные актиномицеты
способны существовать в почвах, нагревающихся до 50-60°С (горные и
пустынные почвы, вулканические почвы вблизи горячих источников) (Зенова и
др., 2009; Курапова и др., 2012). Существует группа психрофильных и
психротолерантных актиномицетов способных существовать в условиях низких
41
температур (Иванова и др., 2008; Звягинцев и др., 2011). Из антарктических почв
методом посева был выделен стрептомицет, способный расти при температуре
4°С (Gesheva, 2009). В торфяных и подзолистых почвах тундры и тайги в
условиях температур, не превышающих 10°С, активно растут и развиваются
почвенные психротолерантные актиномицеты. При температуре 5°С они
способны проявлять пектинолитическую, амилолитическую и антагонистическую
активность (Зенова и др., 2010).
Актиномицеты,
в
подавляющем
большинстве,
являются
аэробными
микроорганизмами, однако существуют также микроаэрофильные актиномицеты.
Они характерны для почвы с постоянно меняющимся водно-воздушным
режимом. Так, в актиномицетном
комплексе торфяных почв выявлены
микроаэрофильные актиномицеты, способные расти и выделять СО2 при
содержании кислорода в воздухе 2% (Зенова и др., 2008а).
Таким образом, несмотря на постоянно меняющиеся факторы внешней
среды, такие как температура, влажность, реакция среды, осмотическое давление,
актиномицеты успешно осваивают почву и сопряженные с ней субстраты
практически во всех климатических зонах.
1.1.3 Структурно-функциональная организация сообществ актиномицетов в
природных и антропогенно нарушенных почвах
Актиномицеты обнаружены во всех типах почв, за исключением рухляка
выветривания и примитивных почв сухих пустынь Центральной Антарктики
(Звягинцев, Зенова, 2001). Выявлению общих закономерностей распределения
этих микроорганизмах в почвенных субстратах способствовало введение понятия
комплекса
почвенных
актиномицетов.
Структура
комплекса
почвенных
актиномицетов определяется составом и численностью типичных родов и видов и
величиной видового спектра, и она специфична для каждого биогеоценоза
(Рисунок 4) (Зенова, Звягинцев, 1994). К настоящему времени наиболее подробно
42
охарактеризована структура актиномицетного комплекса почв лесных экосистем
(Звягинцев и др., 1993; Зенова и др., 1996; Звягинцев и др., 1996; Звягинцев,
Зенова, 1998), степных экосистем (Теппер, 1976; Чормонова, Преображенская,
1990; Зенова и др., 1994; Грачева, 2004), серо-бурых почв пустынных ландшафтов
(Добровольская и др., 1994; Звягинцев, Зенова, 2001), а также торфяных и
болотных почв (Зенова и др., 1991; Зенова и др., 1993; Широких, 1993; Зенова,
Звягинцев, 2002; Широких, 2004).
Рисунок 4. – Распространение доминирующих родов актиномицетов в почвах различных
биомов (ширина фигуры показывает относительное обилие группы в условных баллах)
(Звягинцев и др., 2005)
Таким образом, почва является тем природным субстратом, из которого
актиномицеты выделяются в наибольшем количестве и разнообразии. Каждый
почвенный
биогеоценоз
характеризуется
своим
характерным
комплексом
актиномицетов. Это определяется климатическими условиями, характерными для
данной местности, агрохимическими свойствами почвы и другими природными
факторами.
Влияние сельскохозяйственного освоения почвы на структуру комплекса
актиномицетов изучено достаточно подробно (Сорокина и др., 1991; Зенова,
Звягинцев, 1994; Звягинцев, Зенова, 2001). Сведений об изменении структуры
комплекса актиномицетов в урбоэкосистемах имеется значительно меньше.
43
Рядом авторов отмечается более высокая устойчивость актиномицетов по
сравнению с другими группами почвенных микроорганизмов к урбаногенному и
техногенному воздействию. Об этом свидетельствует увеличение долевой
представленности актиномицетов в почвенном микробном комплексе крупных
промышленных городов (Овчинникова и др., 2010; Свистова и др., 2003;
Артамонова и др., 2007). Все это согласуется с общей тенденцией к
доминированию в микробных сообществах техногенно-загрязненных почв
микроорганизмов с К-стратегией (Благодатская и др., 2008).
Четкие изменения таксономической структуры комплекса актиномицетов в
промышленной и транспортной городских зонах отмечаются в связи с
повышенным уровнем антропогенной нагрузки. В почвах этих зон возрастала
частота
встречаемости
пигментированных
серий
стрептомицетов
Roseus
Roseoviolaceus, Roseus Ruber. По сравнению с контролем, в городских почвах
отмечено возрастание доли представителей рода Nocardia. В целом структура
комплекса актиномицетов почв г. Воронежа оказалась довольно устойчивой к
урбаногенному воздействию (Назаренко, 2013).
В почвах зеленых зон города Калининграда отмечено варьирование
количественного состава актиномицетов в широких пределах в зависимости от
сезона, с летним максимумом. Была установлена положительная корреляционная
зависимость между количеством актиномицетов и температурой почвы. В почвах
зеленых зон Калининграда обнаружены актиномицеты рода Streptomyces с
преобладанием представителей секций Cinereus, Albus и Roseus (Куркина и др.,
2011).
В итоге можно заключить, что адаптационные возможности актиномицетов
к воздействию природных и антропогенных факторов достаточно велики.
Количественный и качественный состав сообщества актиномицетов (структура
комплекса) антропогенно нарушенных почв, по сравнению с почвой фоновых
территорий, может дать информацию о нарушенности почвенной микробной
системы в целом.
44
Глава 2. Объекты и методы исследования
2.1
Характеристика и основные экологические проблемы города Кирова
Кировская область расположена в центрально-восточной части Европейской
России и занимает 120,8 тыс. кв. км. Поверхность области характеризуется общим
равнинным характером с наклоном с северо-востока на юго-запад. По
центральной части с севера на юг тянется пологая возвышенность – Вятский увал
со средней высотой 175 м над уровнем моря (История Кировской области, 1975).
В центре Кировской области находится город Киров. На территории города по
данным на 1 января 2013 года проживает 483176 человек (Численность населения
РФ…, 2013). По данным на 01.01.2012 г. площадь города Кирова составляет 757
км2 (Государственный доклад…, 2012). Город Киров расположен в бассейне реки
Вятки в среднем её течении в месте рассечения Верхнекамской возвышенности
долиной реки Вятки. Основная часть городской территории располагается на
левом крутом берегу Вятки, в Средневятской (Кировской) низменности, на семи
крупных холмах. Заречная часть располагается на правом пологом берегу, в
северной части Вятского Увала (Исупова, 1997).
Климат Кировской области континентальный с продолжительной холодной
многоснежной зимой и умеренно теплым и коротким летом, с неустойчивой по
температуре и осадкам погодой. Из-за близости к Северному Ледовитому океану
и отсутствия барьеров для проникновения полярных воздушных масс возможны
вторжения холодного воздуха, порождающие сильные морозы зимой и заморозки,
резкие похолодания летом. Среднегодовая температура воздуха в г. Кирове 1,6°С,
среднегодовое количество осадков 585 мм (Френкель, 1997; Жуйкова, 2008). По
данным генерального плана развития г. Кирова, зеленые насаждения в городе
занимают 283,8 га, что не соответствует рекомендованным нормам. Зеленые
45
насаждения сосредоточены в центральной части города, тогда как новые районы
имеют крайне малую площадь озеленения (Государственный доклад…, 2010).
Киров – город с развитой промышленной, транспортной и энергетической
инфраструктурой. Электроэнергией и теплом город и область обеспечивают 4
электростанции, 3 из которых расположены в городе Кирове (ТЭЦ-1; ТЭЦ-4;
ТЭЦ-5).
Общая
установленная
мощность
кировских
электростанций
по
электрической энергии – 940,3 МВт, по тепловой энергии – 3369 Гкал/ч
(Кулябина, 2008).
Киров является крупным транспортным узлом, рядом с городом проходит
федеральная автомагистраль А 119 «Вятка», региональная автодорога соединяет
Киров
с
Нижним
Новгородом
и
другими
городами
области.
Общая
протяженность улично-дорожной сети в Кирове составляет 562 км. В городе
расположено 5 многоуровневых развязок, 30 мостов (2 через Вятку) и
путепроводов.
Обеспеченность
населения
индивидуальными
легковыми
автомобилями составляет 250 машин на 1000 человек. Общая протяжённость
пассажирской маршрутной сети в Кирове в 2007 году составила 816 км.
Перевозка
пассажиров
осуществляется
троллейбусами,
автобусами
и
маршрутными такси. Крупными магистральными улицами северо-южного
направления являются Октябрьский проспект и проспект Строителей, улицы
Ленина, Карла Маркса, Ивана Попова, Луганская и Производственная, а
восточно-западного направления – улицы Дзержинского, Лепсе, Профсоюзная,
Московская, Воровского, Некрасова, Комсомольская и Щорса (Генеральный план,
2007). Киров является центром Кировского отделения Горьковской железной
дороги, через город проходят Северный и Новый ходы Транссибирской
железнодорожной магистрали. В Кирове расположено 8 железнодорожных
станций и 3 остановочные платформы. Через Киров ежесуточно проходит в
зависимости от времени года от 36 до 58 пар поездов, а также курсируют 20
пригородных
электропоездов.
Общая
протяжённость
двухпутной
электрифицированной железной дороги в черте города составляет 60 км
(Салтыков, 2007).
46
В городе Кирове расположены крупные предприятия машиностроения и
металлообработки: ОАО «Вятское машиностроительное предприятие «АВИТЕК»,
ОАО
«Электромашиностроительный
машзавод 1 Мая»,
завод
«ЛЕПСЕ»,
ОАО
«Кировский
ОАО «Кировский завод «Маяк», ОАО «Кировский
станкостроительный завод», ЗАО «Красный инструментальщик», ОАО «Завод
«Сельмаш», ОАО «Веста»; металлургии: ОАО «Кировский завод по обработке
цветных металлов»; химической и нефтехимической промышленности: ОАО
«Кировский
шинный
завод»,
ООО
«БиоХимЗавод»,
ОАО
«Кировская
фармацевтическая фабрика», ОАО «Завод полимерных изделий» ЛИТОН; а также
предприятия пищевой и легкой промышленности (Энциклопедия земли Вятской,
2008).
Важнейшими экологическими
загрязнение
атмосферного
проблемами города
воздуха
от
стационарных
Кирова
являются
промышленных
и
передвижных источников; низкое качество питьевого водоснабжения; загрязнение
грунтовых вод и почв технофильными металлами – свинцом, никелем, медью,
цинком, кобальтом, ванадием; радиационное, акустическое, электромагнитное,
вибрационное воздействие на окружающую среду; активация оползневых
процессов. Напряженной является ситуация в сфере утилизации отходов
производства, золы от объектов энергетики, синтетических и полимерных
материалов. Эксплуатация свалок ТБО в большинстве случаев ведется с
нарушением природоохранных требований (Ашихмина, 2012). Среди тяжелых
металлов, загрязняющих атмосферу Кирова, преобладающими являются свинец,
цинк, кадмий и медь (Безденежных и др., 2011).
На территории города Кирова сочетаются дерново-подзолистые и дерновокарбонатные почвы с песчаными и супесчаными подзолистыми, подзолистоболотными
и
болотными
почвами
северных
отрогов
Вятского
Увала.
Значительные городские территории закрыты, запечатаны искусственными
покрытиями.
Нарушенные
открытые
почвы
представлены
урбо-почвами,
урбаноземами и техноземами. Ненарушенные почвы встречаются на окраинах
города в лесопарковых зонах и пригородах и чередуются с агро-почвами садовых
47
товариществ, овощеводческих хозяйств, а также с почвами рекультивируемых и
функционирующих полигонов бытовых и промышленных отходов (Дабах, 2012).
В 2009 году в городе Кирове доля проб почв, неудовлетворительных по
санитарно-химическим
показателям,
в
селитебной
зоне
превысила
среднеобластной показатель. Отмечено превышение количества проб почвы в
селитебной
зоне,
не
соответствующих
гигиеническим
нормативам
по
содержанию ТМ (Государственный доклад…, 2010). По материалам исследований
наиболее
загрязненными
свинцом
в
Кирове
являются
почвы
участков,
расположенных вдоль крупных автодорог: ул. Ленина, ул. Карла Маркса,
Октябрьский проспект, ул. Московская и Производственная, площадь Лепсе
(Вараксина, 2003). Вблизи шламонакопителя промышленных отходов ОАО
«Кировский завод по обработке цветных металлов» в верхнем горизонте почвы в
течение нескольких лет отмечалось повышенное содержание меди, цинка,
марганца, никеля (Дабах, Лемешко, 2007). В районе действующих городских ТЭЦ
в почве было показано наличие Pb, Cu, Cd, Cr, Zn. Железо и медь в повышенных
концентрациях были обнаружены в почвах, находящихся в зоне влияния
железнодорожного транспорта (Заикина, Тимонюк, 2007). Также было отмечено
повышенное содержание в городских почвах никеля (Абрамова, Фокина, 2006). В
пробах почвы Александровского сада, расположенного в историческом центре
города, отмечено высокое содержание свинца и цинка, превышение норматива
валовой формы цинка обнаружено также в почвах Юго-Западного района г.
Кирова (Шабалина и др., 2014). Почвы города Кирова, как любого крупного
промышленного
города,
характеризуются
неравномерным
распределением
в
повышенным
почвенном
покрове
содержанием
ТМ,
и
мышьяка,
нефтепродуктов (Ашихмина, 2012).
Таким образом, Киров по своей инфраструктуре является городом с
характерными чертами большинства крупных городов нашей страны, в которых
интенсивно протекающие процессы урбанизации с каждым годом все сильнее
влияют на естественные биологические процессы,
экологическую обстановку.
ухудшая тем самым
48
2.2
Отбор и подготовка образцов почвы к посеву
Объектами исследования служили образцы почв, отобранные в летний
период, в различных функциональных зонах города в следующих экотопах:
санитарные зоны промышленных предприятий (промышленная зона); газоны
вдоль наиболее крупных автомагистралей (транспортная зона); дворовые
территории (селитебная зона); садово-огородные участки, расположенные в черте
города; лесопарковые насаждения в заречной части города (рекреационная зона).
Глубина отбора – 0-7 см. Для каждого участка анализировали средний почвенный
образец,
составленный
смешиванием
пяти
индивидуальных
проб.
Для
характеристики каждой зоны выполняли химический и микробиологический
анализ пространственно удалённых образцов, отобранных на участках в
различных районах города (Рисунок 5).
В промышленной зоне отбор проб производили в санитарной зоне ОАО
ВМП «Авитек» (образец №50); в санитарной зоне ОАО «Кировский завод по
обработке цветных металлов» (ОЦМ) (№51); в санитарной зоне ОАО «Лепсе»
(№52); в санитарной зоне «Кировского шинного завода» (КШЗ) (№53); на
промплощадке ОАО «Кирово-Чепецкое управление строительства плюс К°»
(КЧУС+К)(№54).
В транспортной зоне пробы почвы отбирали на пересечениях
улицы
Воровского и Октябрьского проспекта (№ 32); улиц Воровского и Сурикова
(№34); улиц Воровского и Попова (№35); улиц Воровского и Производственной
(№36); Октябрьского проспекта с Северным кольцом (№ 39); на улице Лепсе
(№40); на перекрестке улиц Производственной и Щорса (№44).
В селитебной зоне пробы почвы отбирали в следующих микрорайонах: ул.
Свердлова (образец № 56), Центральный рынок (№57), кинотеатр «Дружба» ул.
Пугачева (№58), Юго-западный район ул. Конева (№59), ул. Чистопрудненская
(№60).
Садово-огородные участки, где осуществлялся отбор почвенных проб,
располагались в районе поселка Новый (№55); в районе поселка Чистые пруды
49
Рисунок 5. – Карта-схема участков отбора проб почвы:
зоне;
участки;
- участки в транспортной зоне;
- участки в рекреационной зоне
- участки в промышленной
- участки в селитебной зоне;
- садово-огородные
50
(№61); на Советском тракте - остановка «Сады» (№62); в районе улицы Щорса
при выезде из города (№63); в районе улицы Производственной и Солнечного
проезда (№64). Отбор проб почвы рекреационной зоны, расположенной в
заречной части города, происходил в «Заречном парке» (№46); в посадке тополей
напротив городского пляжа (№47); вблизи д. Дымково, недалеко от старого моста
через р. Вятку (№48).
Для
сравнения
использовали
образцы
природных зональных почв,
отобранные на территории Государственного природного заповедника «Нургуш».
Эта
особо
охраняемая
природная
территория
федерального
значения
располагается на юго-востоке Котельничского района Кировской области.
Государственный природный заповедник «Нургуш» организован в 1994 г. и (по
результатам межевания 2008 г.) имеет площадь 5634 га. Заповедник занимает
участок поймы Вятки и представляет собой сплошной массив широколиственнохвойных заболоченных лесов. Долина Вятки в районе заповедника представлена
серией из четырех террас – пойменной (заливной) и трех надпойменных.
Согласно почвенному районированию «Нургуш» находится на восточной окраине
Среднерусской провинции южно-таежной подзоны таежной зоны дерновоподзолистых почв. На территории заповедника и его охранной зоны никогда не
проводились сельскохозяйственные работы, связанные с обработкой почвы,
пойменные луга использовались под сенокосы и пастбища (Прокашев, 2009).
2.3
Методы химического исследования почв
Содержание подвижных форм ТМ кадмия, цинка, свинца, железа, меди и
никеля в почвах определяли на атомно-абсорбционном спектрометре «СПЕКТР-54», предварительно экстрагируя воздушно-сухие почвенные образцы аммонийноацетатным буфером (рН 4,8) (Воробьева, 2006). Значения рН солевой вытяжки
измеряли потенциометрически на рН-метре. Органическое вещество почвы
определяли фотометрически по методу Тюрина в модификации ЦИНАО
(Практикум по агрохимии, 2001).
51
Для оценки уровня химического загрязнения отобранных образцов почвы
использовали показатели коэффициента концентрации химического вещества Кс и
суммарного показателя загрязнения Zc (Бурков, 2008):
Кс = С/Сф, (1)
где С – фактическое содержание загрязняющего вещества, мг/кг; Сф –
фоновое содержание, мг/кг.
Zc =
- (n – 1), (2)
где n – число учитываемых веществ.
2.4
Методы микробиологического анализа почв
Численность актиномицетов определяли методом посева из разведений
почвенных
суспензий
на
агаризованные
среды
(Методы
почвенной
микробиологии…, 1991). Родовую структуру комплексов характеризовали на
среде с пропионатом натрия, видовую структуру рода Streptomyces – на казеинглицериновом агаре (КГА) (Зенова, 2002). Перед посевом образцы почв
прогревали при 70°С в течение 4 часов для ограничения роста немицелиальных
бактерий. Чашки с посевами инкубировали при 27°С в течение 2-3 недель. Состав
основных сред, использованных в данной работе, приведен в таблице (Таблица 2).
Дифференцированный учёт колоний актиномицетов проводили в
световом
микроскопе
Биолам
Р-11
при
увеличении
×120
и
×600.
Морфологические свойства использовали для отнесения актиномицетов к
определённым таксонам. Принадлежность выделенных культур актиномицетов к
роду Streptomyces определяли на основании характерных морфологических
признаков: нефрагментированный мицелий, длинные цепочки спор – на
воздушном и отсутствие спор – на субстратном мицелии (Рисунок 6-1).
Актиномицеты, имеющие одиночные споры на субстратном мицелии, лишенные
или
со
слабым
развитием
стерильного
воздушного
мицелия,
с
не
52
фрагментированным
мицелием
предварительно
идентифицировали
как
представителей рода Micromonospora (Рисунок 6-2).
Таблица 2. – Состав питательных сред, используемых для работы с актиномицетами (г/л)
(Зенова, 2000; Звягинцев, Зенова, 2001)
Компонент
среды
К2НРО4
Среда с
КазеинОрганический Глицеринпропионатом Овсяная
агар 2
глицериновая
нитратная
натрия
2,0
1,0
КН2РО4
0,5
Na2HPO4
0,7
KNO3
2,0
0,5
0,1
1,0
KCl
NaCl
ПептонноМинеральный
дрожжевая
агар 1
с железом
0,5
2,0
0,3
5,0
0,5
NaNO3
2,0
MgSO4
0,5
0,5
0,01
0,01
MgSO4·7H2O
0,05
0,1
CaCO3
0,02
0,02
FeSO4·7H2O
0,01
0,0002
FeSO4
MnSO4·7H2O
ZnSO4·7H20
Цитрат
железа
Пропионат
натрия
Глицерин
Гидролизат
казеина
Овсяная
крупа
Глюкоза
Бульон
Хоттингера
Пептон
Дрожжевой
экстракт
Крахмал
растворимый
рН
0,00002
0,00018
0,5
0,2
10,0
0,3
30,0
20,0
10,0
30мл
5,0
10,0
1,0
20,0
7,15
7,0-7,2
7,2
7,0-7,2
7,2
7,0-7,2
7,2-7,4
53
Рисунок 6.
–
Актиномицеты.
Представители
родов:
1
–
Streptomyces;
2
–
Micromonospora; 3 – Streptosporangium; 4 – представитель олигоспоровых актиномицетов
(шкала на рисунке – 50 мкм)
Культуры, принадлежащие к роду Streptosporangium, определяли по наличию
ветвящегося, не фрагментированного субстратного мицелия, не несущего споры,
и воздушных гиф с цепочками спор и спорангиями (Рисунок 6-3) (Определитель
бактерий Берджи, 1997). Актиномицеты, образующие одиночные споры на
воздушном
мицелии,
либо
короткие
цепочки
более
крупных,
чем
стрептомицетные, спор на ветках воздушного и/или субстратного мицелия
объединяли в группу олигоспоровых актиномицетов (Рисунок 6-4).
Видовую идентификацию стрептомицетов проводили по определителю
Гаузе с соавт. (Гаузе и др. 1983) на основании морфологических (форма цепочек
спор) и культуральных (окраска воздушного и субстратного мицелия, наличие
растворимых и меланоидных пигментов на диагностических средах) признаков.
54
Оценку видового и родового разнообразия актиномицетов осуществляли
с помощью индекса разнообразия Шеннона (Н) (Одум, 1975):
Н = - ∑ P(i) log2 Р (i), (3)
где Р (i) – вероятность значимости для каждого вида.
Структуру комплекса актиномицетов характеризовали на основании
расчёта показателей долевого участия (доля – отношение численности данного
рода или вида микроорганизмов к общей численности микроорганизмов в
образце) и частоты встречаемости отдельных представителей актиномицетов
(частота встречаемости – отношение числа образцов, в которых вид
обнаружен, к общему числу исследованных образцов) (Звягинцев, Зенова, 2001).
По показателю частоты встречаемости встретившиеся роды и виды
актиномицетов
были
дифференцированы
в
комплексе
на:
типичные
доминирующие (≥80%), типичные частые (≥50%), типичные редкие (≥10%) и
случайные (<10%).
Для количественной оценки степени сходства комплексов актиномицетов из
различных экотопов пользовались коэффициентом Соренсена (S) (Мэггаран,
1992):
, (4)
где S – показатель сходства, Сmin – сумма минимальных частот
встречаемости общих для двух биогеоценозов видов, А – сумма частот
встречаемости видов первого биогеоценоза, В – сумма частот встречаемости
видов второго биогеоценоза.
55
2.5
Условия и методы проведения модельных экспериментов
Реакция актиномицетов на подщелачивание и загрязнение свинцом в
модельном опыте. Информация о влиянии ключевых урбаногенных факторов,
таких как подщелачивание почвы и её загрязнение ТМ, на почвенные
актиномицеты была получена в серии модельных опытов по наблюдению за
динамикой численности актиномицетов в ходе сукцессии, инициированной
увлажнением воздушно-сухой почвы. Почва была отобрана в черте города в
летний период и характеризовалась реакций, близкой к нейтральной (рНКС1 6,2).
Для создания лабораторных микрокосмов, имитирующих условия реальной
почвы в урбоэкосистеме, навески почвы массой 50 г помещали в чашки Петри и
добавляли карбонат кальция в количестве, соответствующем схеме опыта
(Таблица 3). Почву увлажняли до 60% от полной влагоемкости, в зависимости от
варианта, водой или раствором ацетата свинца.
Таблица 3. – Схема внесения добавок в почву по вариантам опыта
0
1
5
0
1
2
3
20
4
5
6
40
Концентрация ионов Pb2+ , мкг/г
СаСО3, % от веса сухой почвы
7
8
9
Микрокосмы инкубировали при естественном освещении и комнатной
температуре, периодически отбирая образцы почвы для микробиологического
посева. Определение рНКС1 почвы при снятии опыта показало, что водородный
показатель в вариантах с добавлением 1% СаСО3 сместился от исходного
56
значения на 0,5, а в вариантах с добавлением 5% СаСО3 – на 1,0 ед. рН в
щелочную сторону.
Численность актиномицетов учитывали методом посева из разведений
почвенных суспензий на агаризованную среду с пропионатом натрия (Зенова,
2000).
Схема
опыта
предусматривала
обработку
результатов
методом
многофакторного дисперсионного анализа. Рассматривали влияние следующих
факторов: А – подщелачивание (градации фактора: 0, 1 и 5% СаСО3 от веса
почвы), В – загрязнение свинцом (градации фактора: 0, 20 и 40 мкг Pb2+/г почвы),
С – стадия сукцессии (градации фактора: 4-е, 11-е и 18-е сутки с момента
увлажнения почвы).
Кинетическую реакцию культур стрептомицетов на ионы ТМ свинца,
меди и цинка изучали в модельных опытах, определяя радиальную скорость роста
колоний. Колонии стрептомицетов дифференцировали по культуральным и
морфологическим признакам и выделяли по три - пять представителей каждого
типа в чистую культуру. Каждый штамм нумеровали и фиксировали его
принадлежность к определенному почвенному образцу, что необходимо для
дальнейшей обработки данных. Полученная в результате коллекция составила
около 60 штаммов, из которых для дальнейшей работы были отобраны 30
представителей. По 10 культур рода Streptomyces, выделенных из почв с
различной степенью загрязнения ТМ, выращивали на агаризованной среде Гаузе
1. В зависимости от варианта добавляли в среду соли ТМ (ацетат свинца,
сульфаты меди (II) и цинка) в концентрациях, соответствующих в пересчете на
металл 3, 6 и 30 мг/кг для свинца, 3, 6 и 15 мг/кг для меди 3, 6 и 115 мг/кг для
цинка. Каждый изолят выращивали в пяти повторениях, при температуре 280 С.
Динамику роста колоний бактерий оценивали на 3-и и 6-е сутки после посева.
Измеряли
суточный
перпендикулярных
прирост
направлениях.
рассчитывали по формуле:
диаметра
колоний
Радиальную
в
двух
взаимно
скорость
роста
колоний
57
Kr=(d2 - d1)/(t2 - t1), (5)
где d1 и d2 - диаметр колонии (мм) в начальный и конечный моменты
измерения соответственно; t1 и t2 - время (сутки) начального и конечного
измерения.
Биосорбцию свинца
и накопление биомассы стрептомицетами в
присутствии ТМ изучали, используя по три культуры
из почв различных
функциональных зон города, характеризующихся высоким, умеренным и низким
уровнем загрязнения ТМ. Стрептомицеты выращивали в жидкой среде, с
добавлением (СН3СОО)2Pb∙3Н2О из расчета 9 мг/л Pb2+, на качалке при 25◦С в
течение 7 сут. Биомассу измеряли гравиметрическим методом после фильтрации
жидкой культуры и её высушивания при 105◦С до постоянного веса.
Содержание Pb2+ в фильтрате и биомассе
адсорбционном
Культуральный
спектрофотометре
фильтрат
«Спектр-5-4»
предварительно
определяли на атомно(пламя:
осветляли
ацетилен-воздух).
кратковременным
кипячением с небольшим количеством концентрированных HNO3 и H2SO4 (по 2
мл). Биомассу озоляли при 600◦С, затем обрабатывали последовательно 1М и 1%
растворами HNO3, фильтровали и анализировали фильтрат. Рассчитывали степень
извлечения свинца из жидкой среды различными штаммами и процентное
содержание металла в биомассе каждого штамма. Повторность в опыте
трехкратная. Полученные данные усредняли для штаммов, относящихся к одной
почвенной разности.
Изменение антагонистической активности стрептомицетов под
действием ТМ. Влияние добавления свинца (Pb2+) и кадмия (Cd2+) в среду для
культивирования стрептомицетов на их антагонистическую активность в
отношении других бактерий изучали в модельных опытах. Исследовали по пять
природных изолятов из двух экотопов с различной степенью загрязнения –
урбанозёмы г. Кирова и почвы Государственного природного заповедника
«Нургуш». Исследуемые штаммы стрептомицетов параллельно высевали на три
среды: 1) овсяный агар – ОА; 2) ОА + 20 мкг/мл Pb2+ в форме сульфата; 3) ОА + 2
58
мкг/мл
Cd2+
в
форме
хлорида.
В
качестве
тест-культур
использовали
Flavobacterium sp. L 30, Pseudomonas sepacia, Ervinia herbicola, Corynebacterium
M1-1, Bacillus subtilis 26-Д и B. subtilis ИПМ-215 из коллекции культур ФГБНУ
«НИИСХ Северо-Востока им. Н.В. Рудницкого». Антибиотическую активность
стрептомицетов определяли методом диффузии в агар (Егоров, 1979).
Статистическая обработка данных была выполнена с использованием
пакета программ Excel и STATGRAFIСS Plus версия 7.0. Расчеты средних
значений, погрешности измерений, построения диаграмм и графиков были
выполнены с использованием программы Excel (Лакин, 1990). Многофакторный
дисперсионный
анализ
и
выявление
достоверного
влияния
факторов
(рассчитывали уровень значимости каждого фактора и их взаимодействия) в
модельном эксперименте проводился с использованием возможностей программы
STATGRAFIСS.
59
Глава 3. Характеристика комплексов актиномицетов в городских почвах с
разным уровнем загрязнения ТМ
3.1
Оценка содержания в почве ТМ, органического вещества и реакции
почвенного раствора в различных функциональных зонах города
Определение содержания тяжёлых металлов в почвенных образцах показало
неравномерность в распределении элементов на территории города и более
высокое по сравнению с природными зональными почвами ГПЗ «Нургуш»
содержание в урбанозёмах цинка, меди, свинца и кадмия (Таблица. 4).
Содержание свинца в урбанозёмах было максимальным в зоне транспортного
загрязнения и превышало
фоновые
концентрации в 37
раз
(4
ПДК).
Максимальные концентрации кадмия, меди и цинка наблюдали в санитарных
зонах промышленных предприятий. При этом содержание кадмия превышало
фоновое в 4 раза, меди – в 77 раз (4,1 ПДК), цинка – в 14 раз (2,3 ПДК).
Самая высокая концентрация кадмия (1,51±0,01 мг/кг) и меди (51,19±0,34
мг/кг), наблюдалось в почве санитарной зоны завода «Лепсе», что возможно
обусловлено спецификой производства (электромашиностроение), а также
расположением
предприятия
вблизи
железнодорожной
ветки.
Высокие
показатели по загрязнению медью и цинком отмечены для участка санитарной
зоны завода ОЦМ, по меди ПДК превышено в 2 раза (6,64±0,26 мг/кг), а по цинку
– в 1,7 раза (39,23±1,59 мг/кг). Превышение ПДК по цинку в 1,5 раза было
отмечено для двух участков селитебной зоны. В почве селитебной зоны также
отмечено в 3 раза большее по сравнению с фоновыми территориями накопление
свинца, и в 2,8 раз – меди. Неудовлетворительное санитарно-химическое
состояние почв селитебной зоны города в последние годы также отмечалось в
докладах о состоянии окружающей среды Кировской области (Государственный
доклад…, 2010, 2012). В 8,3 раза превышает фоновые показатели содержание
цинка в почве садовых участков.
60
Таблица 4. – Содержание тяжёлых металлов, органического вещества и реакция почвенного раствора в исследуемых
образцах почв
Функциональная
зона
Зона
промышленного
загрязнения
Зона
транспортного
загрязнения
Селитебная зона
Садовые участки
Рекреационная
зона
Природные
зональные
почвы
(фоновые)
Подвижные формы, мг/кг
Cd
Fe
0,43
0,04-1,51
1,57
0,78-3,22
Ni
Cu
-
-
0,09
0,05-0,11
0,09
0,06-0,14
0,35
0,14-0,46
0,44
0,20-0,66
0,06
0-0,31
-
-
-
0,10
0,09-0,10
5,14
4,96-5,32
1,75
1,741,77
0
Сорг, %
Pb
Zn
Сумма
2,82
1,04-4,97
28,23*
12,07-46,6
46,02
17,3-107,3
7,7
7,5-8,0
6,83±0,76
1,95
0-2,26
23,94*
2,96-39,48
10,94
9,05-13,04
36,83
12,01-54,78
6,7
6,4-6,8
-
0,43
0,20-0,78
0,25
0,09-0,40
1,39
1,26-1,60
2,09
1,08-4,49
1,56
0,89-2,79
1,09
0-2,77
22,07
25,09
11,05-36,32 12,96-39,61
15,97
18,31
3,50-53,25 4,74-57,18
1,64
4,12
0-3,48
1,26-7,85
7,1
6,8-7,5
6,9
6,5-7,1
5,1
4,9-5,2
0,16
0,15-0,17
0,65
0,59-0,72
0,64
12,35*
0,3-1,62 0,65-51,19
-
рНKCl
1,92
1,67-2,15
9,72
9,20-10,23
4,4
4,3-4,4
9,80±1,07
6,83±0,74
11,87±1,19
Примечание: над чертой – среднее значение по функциональной зоне; под чертой – максимальное и минимальное значения; «-» –
определение не проводилось; «*» – наблюдалось превышение ПДК (предельно допустимые концентрации подвижных форм ТМ в почве)
61
Возможно, это связано с применением на участках цинковых микроудобрений.
Особенно высокие значения (53,25±0,14 мг/кг) были отмечены для почвы
садового товарищества, расположенного ближе к центру города, рядом с
оживленной
автомагистралью
(ул.
Производственная).
Данный
участок
характеризуется самой высокой концентрацией цинка из всех исследованных
образцов. Это может быть объяснено тем, что в непосредственной близости от
садовых участков располагается промплощадка «КЧУС+К», производящего
бетон-раствор и железобетонные изделия, что приводит к поступлению в
атмосферу и почву большого количества цементной пыли. Как известно, одним из
основных источников поступления антропогенного цинка в почву, наряду с
цинковым удобрением и осадком сточных вод, является промышленная пыль
(Водяницкий, 2010).
Почва природных территорий ГПЗ «Нургуш» по сравнению с городскими
почвами характеризовалась более высоким содержанием подвижных форм никеля
и железа, что, скорее всего, связано с естественным литогенным фоном данных
почв.
В целом, суммарное содержание подвижных форм исследуемых металлов
было максимальным в промышленной зоне. Полученное значение превышало в
среднем в 1,8 раза концентрацию ТМ в почвах селитебной зоны, в 2,5 раза – в
почвах садовых участков, и в 5 раз – суммарное содержание ТМ в природных
почвах «Нургуша».
Почвы на территории города характеризовались более щелочными
значениями реакции среды и меньшим содержанием органического вещества по
сравнению с почвами природных территорий. Более высокими значениями рНKCl.,
чем в других функциональных зонах, характеризовались почвы промышленной
зоны. Максимальные значения рНKCl 7,9 и 8,0 отмечены для почвы участка
промплощадки «КЧУС+К». Из всех городских функциональных зон, только в
рекреационной зоне были отмечены кислые и слабокислые значения рН
почвенного раствора (4,9-5,2), что было наиболее близко к значениям почв
природных территорий. Это, а также небольшие значения по загрязнению ТМ,
62
говорит о том, что почвы рекреации испытывают невысокую антропогенную
нагрузку и по этой характеристике близки к естественным почвам.
Почвы селитебной зоны характеризовались более высоким содержанием
органического вещества по сравнению с почвами садовых участков и
промышленной зоны. Это может быть как следствием благоустройства дворовых
территорий (обустройство газонов и цветников, привоз торфа), так и следствием
высокой антропогенной нагрузки (наличие свалок ТБО, выгул собак и проч.).
Невысокое содержание органического вещества в почвах садовых товариществ
возможно связано с агротехникой, применяемой на участке (прополка, удаление
опада не содействуют накоплению органического вещества в почве), а также с
недостаточным применением органических удобрений.
Если
ранжировать
исследованные
почвы
различных
городских
функциональных зон по степени загрязнения, используя для этого сумму трех
наиболее значимых металлов-загрязнителей (Pb, Cu, Zn), то функциональные
зоны расположатся в порядке убывания суммарного содержания данных ТМ в
почве в следующий ряд: промышленная зона (сумма Pb, Cu, Zn – 43,4 мг/кг);
транспортная зона (36,8 мг/кг); селитебная зона (24,6 мг/кг); садово-огородные
участки (17,8 мг/кг); рекреационная зона (4,1 мг/кг); фоновая территория ГПЗ
«Нургуш» (2,7 мг/кг).
При расчете суммарного показателя загрязнения Zc по трем ТМ (Pb, Cu, Zn)
наиболее максимальное значение (96,2) было отмечено для почв промышленной
зоны, что позволяет по данному показателю отнести эти почвы к опасной
категории загрязнения. Почвы транспортной зоны хоть и характеризовались более
низким значением Zc (52,7), но по этому показателю также относятся к опасной
категории загрязнения. В разы меньше значения суммарного показателя
загрязнения в почвах селитебной зоны (15,4) и почвах садово-огородных участков
(12,26). Эти почвы относятся к допустимой категории загрязнения. Наименьшим
показателем Zc (9,23) характеризуются почвы рекреационной зоны – допустимая
категория.
63
Таким
образом,
проведённые
исследования
позволили
установить
особенности накопления подвижных форм ТМ в экотопах промышленной,
транспортной, селитебной, садовой и рекреационной зоны города Кирова и
сравнить их с результатами, полученными при исследовании природной почвы
фоновой территории ГПЗ «Нургуш». Урбаноземы города Кирова, по сравнению с
природными зональными почвами ГПЗ «Нургуш», характеризуются более
высоким содержанием подвижных форм свинца, меди, кадмия и цинка; более
высоким значением рН почвенного раствора, достигающим слабощелочных
показателей, а также более низким содержанием органического вещества по
сравнению с фоновыми территориями.
3.2
Численность и таксономический состав почвенных актиномицетов в
различных функциональных зонах города
Загрязнение почв обследуемых участков ТМ в легкодоступных для
микроорганизмов формах привело к изменению некоторых количественных
характеристик комплекса почвенных актиномицетов.
При посеве на агаризованные среды почвенных образцов, отобранных в
различных функциональных зонах города, общая численность актиномицетов
изменялась в пределах 105 – 106 колониеобразующих единиц (КОЕ) в 1 г субстрата
(Рисунок 7).
При сопоставлении численности актиномицетов с содержанием в почвах
ТМ и рН почвенной вытяжки (Таблица 4) было установлено, что наличие высоких
концентраций ТМ в почвах промышленной и транспортной зон загрязнения не
оказало существенного влияния на численность актиномицетов. В этих
функциональных зонах численность актиномицетов находилась на среднем
уровне значений, тогда как максимальная численность актиномицетов была
отмечена в почве селитебной зоны (до 1,4 ×106 КОЕ/г), а минимальная − в почвах
рекреации (1,5×105 КОЕ/г).
64
lg N
7
6
5
на среде с
пропионатом
натрия
4
3
на КГА
2
1
0
промы шленная
транспортная
селитебная
садовая
рекреационная
функциональ ны е зоны
Рисунок 7. – Численность актиномицетов (lg N,
КОЕ/г) в почвах различных
функциональных зон города: 1 – промышленная, 2 – транспортная, 3 – селитебная, 4 – садовоогородная, 5 – рекреационная
Максимальная численность актиномицетов, вырастающих на среде с
пропионатом натрия (135,9±116,6×104 КОЕ/г), отмеченная в почвах селитебной
зоны, возможно обусловлена более высоким содержанием органического
вещества в данных почвах (9,79%), превышающим этот показатель в почвах
других функциональных зон города (6,86-6,83%)
(табл. 5). Численность
актиномицетов в образцах почвы из промышленной зоны (45,3±20,5×104 КОЕ/г)
при посеве на среду с пропионатом натрия, в три раза уступала численности
актиномицетов в почвах селитебной зоны. В образцах почвы транспортной зоны
(61,6±22,6×104 КОЕ/г) и зоны садово-огородных (57,9±25,1×104 КОЕ/г) участков
наблюдалось уменьшение численности актиномицетов более чем в два раза.
Минимальную численность актиномицетов наблюдали в почвах рекреационной
зоны (15,5±4,9×104 КОЕ/г), что можно объяснить более кислой (рН 5,1), по
сравнению с другими исследованными функциональными зонами (рН 6,8-7,7),
реакцией почвенного раствора. Наличие высоких концентраций ТМ в почвах
промышленной и транспортной зон загрязнения не оказало существенного
65
влияния на численность актиномицетов. По-видимому, негативное влияние
металлов не проявилось в условиях нейтральной и слабощелочной реакции среды,
при которой металлы находятся в малоподвижных формах. С другой стороны,
нейтральная
среда
является
благоприятной
для
роста
большинства
актиномицетов, в частности – представителей рода Streptomyces.
Согласно
ранее
опубликованным
данным,
общая
численность
актиномицетов, вырастающих на среде с пропионатом натрия, отмеченная для
почв заповедника «Нургуш», варьирует в пределах от 94×104 до 217×104 КОЕ/г
субстрата (Широких и др., 2011а). Эти показатели находятся на том же уровне,
что и полученные показатели численности актиномицетов в комплексах почвы
исследуемых городских функциональных зон. Это указывает на то, что в
условиях города негативное влияние антропогенного химического загрязнения на
почвы не проявляется в величине достаточной, чтобы существенно повлиять на
численность актиномицетов.
Доля актиномицетов от общего количества прокариот в почве из
промышленной зоны была максимальной и составила 36,6%, что более чем в три
раза превысило этот же показатель для почвы селитебной зоны (11,0%) и в четыре
раза − для садовой почвы (8,7%). Для почвы рекреационной (22,7%) и
транспортной (25,5%) зоны этот показатель находился примерно на одном уровне.
Комплекс актиномицетов, выделяемый из городских почв на среде с
пропионатом
натрия,
включал
представителей
родов
Streptomyces,
Micromonospora, Streptosporangium и олигоспоровые виды, т.е. по составу
представителей не отличался от природных почв подзоны южной тайги.
3.3
Реакция
актиномицетов
на
ключевые
факторы
урбаногенного
загрязнения почвы в модельном опыте
Для урбоэкосистем характерно комбинированное воздействие на почвенный
покров комплекса загрязняющих факторов. Наличие воздействия нескольких
66
факторов на актиномицеты в условиях городской почвенной среды усложняет
выявление зависимости численности актиномицетов от уровня загрязнения
почвы, т.к. общее загрязнение складывается из множества факторов, каждый из
которых может воздействовать на актиномицетный комплекс по-разному, а также
их воздействия могут суммироваться или нивелировать друг друга.
К числу ключевых воздействий на почвенную микробную систему в
условиях города относят смещение, по сравнению с зональными почвами,
реакции почвенного раствора в щелочную сторону (Строганова и др., 1997).
Помимо подщелачивания, для городских почв отмечается загрязняющее действие
различных тяжелых металлов, из которых одним из самых распространенных
является свинец.
Как уже отмечено выше, во всех исследованных городских
функциональных зонах было отмечено превышение содержания подвижной
формы свинца по сравнению с фоновой территорией, а в почве транспортной
зоны наблюдалась его максимальная концентрация и превышение ПДК в среднем
в 4 раза. Практически для всех почвенных образцов различных функциональных
зон города Кирова было выявлено повышение значений рН (6,7 – 7,7) по
сравнению с фоновыми почвами (рН 4,4). Исключение составили почвы
рекреационной зоны (рН 5,1). Токсическое действие свинца на мицелиальные
прокариоты может маскироваться за счёт повышенных значений водородного
показателя в большинстве городских почв, поскольку в щелочной и нейтральной
среде подвижность ионов металлов заметно ниже, чем в кислой. Изменение среды
обитания
актиномицетов
комбинации
с
через
токсическим
подщелачивание
действием
почвенного
раствора
в
металлов
изучено
в
тяжёлых
экологическом аспекте недостаточно. Представляло интерес выяснить, что же в
большей
степени
влияет
на
численность
компонентов
актиномицетного
комплекса городских почв – изменение реакции почвенной среды в щелочную
сторону или уровень загрязнения почвы ТМ, а также как влияет на
актиномицетный комплекс взаимодействие этих факторов.
Информация о влиянии ключевых урбаногенных факторов на почвенные
актиномицеты была получена в серии модельных опытов по наблюдению за
67
динамикой численности актиномицетов в ходе сукцессии, инициированной
увлажнением воздушно-сухой почвы. Схема
экспериментов предусматривала
обработку результатов методом многофакторного дисперсионного анализа.
Рассматривали влияние следующих факторов: А – подщелачивание (градации
фактора: 0, 1 и 5% СаСО3 от веса почвы), В – загрязнение свинцом (градации
фактора: 0, 20 и 40 мкг Pb2+/г почвы), С – стадия сукцессии (градации фактора: 4е, 11-е и 18-е сутки с момента увлажнения почвы).
Наблюдение за динамикой общей численности актиномицетов в ходе
сукцессии, вызванной увлажнением воздушно-сухой почвы, показало, что
основные изменения показателя происходили за счёт представителей рода
Streptomyces, численность которых варьировала от 4,4×105 до 1,2×106 КОЕ/г в
зависимости от варианта опыта и стадии сукцессии. Вклад микромоноспоровых
(от 1,0×104 до 1,1×105 КОЕ/г) и олигоспоровых (от 1,7×104 до 1,3×105 КОЕ/г)
видов в общую численность мицелиальных прокариот (от 5,2×105 до 1,4×106
КОЕ/г) уступал полиспоровым видам на порядок и более. Динамичный характер
показателя численности различных родов актиномицетов свидетельствовал об
активно протекающих в почве процессах размножения, гибели и перестройки
популяционной структуры актиномицетов – организмов со сложными циклами
развития, включающими мицелиальную и споровую стадии.
Сукцессионная динамика численности отдельных родов актиномицетов в
вариантах с исходной почвой и с почвами, подвергнутыми воздействию
подщелачивания и загрязнения свинцом высокой интенсивности, носила
различный характер (Рисунок 8).
В наибольшей степени под воздействием
урбаногенных факторов изменялась динамика численности микромоноспоровых и
олигоспоровых актиномицетов, тогда как динамика численности стрептомицетов
и общей численности мицелиальных прокариот сохраняла большую стабильность.
68
А
lg N
6
5,5
5
4,5
4
4
C
B
6,5
11
18
6,5
6,5
6
6
5,5
5,5
5
5
4,5
4,5
4
4
4
11
1
2
4
18
3
11
18
сутки
4
Рисунок 8. – Динамика общей численности актиномицетов (1), представителей рода
Streptomyces (2), Micromonospora (3) и олигоспоровых форм (4) в ходе сукцессии, вызванной
увлажнением почвы без добавок (А), при добавлении к почве 40 мкг/г Pb2+(B), 5% СаСО3 (С).
Результаты
трёхфакторного
дисперсионного
анализа
показали,
что
варьирование общей численности актиномицетов и рода Streptomyces в почве
существенно (уровень значимости р<0,001) обусловлены стадией сукцессии и
изменением реакции среды, а численность микромоноспор зависит только от
стадии
сукцессии
(р<0,0001).
На
численность
олигоспоровых
видов
в
трёхфакторном дисперсионном комплексе, ни один из рассмотренных факторов
не оказал достоверного влияния. Дальнейший анализ факторных воздействий на
мицелиальные прокариоты проводили, рассматривая отдельно двухфакторные
дисперсионные комплексы на каждом этапе сукцессии.
В начале сукцессии (4-е сутки) под воздействием 20 мкг/г Pb2+ наблюдали
снижение численности стрептомицетов и общей численности актиномицетов (с
1,2±0,19 до 0,76±0,057×106 КОЕ/г). Под воздействием свинца более высокой
интенсивности (40
мкг/г
Pb2+)
значительных
изменений
в
численности
мицелиальных прокариот по сравнению с исходной почвой не выявлено (Рисунок
9, А). Т.е. реакция на загрязнение почвы ионами Pb2+ имела различный характер в
зависимости
от
интенсивности
воздействия.
Рост
стрептомицетов
при
воздействии низкой интенсивности был подавлен (стратегия «выжидания»), а при
69
воздействии более высокой интенсивности, напротив, активизирован (стратегия
«убегания»).
A
lg N
Б
6,1
6,05
6,1
6
5,95
6
5,9
5,9
5,85
5,8
5,8
CaCO3, %
5,75
5
5,7
1
5,65
0
0
20
40
Pb 2+, мкг/г
5,7
5,6
CaCO3, %
5,5
5
1
5,4
0
0
20
40
Pb 2+, мкг/г
Рисунок 9. – Изменение численности стрептомицетов в почве, подвергнутой разным видам
урбаногенного загрязнения, на раннем (А) и позднем (Б) этапах сукцессии
В связи с неоднозначностью реакции стрептомицетов на загрязнение почвы
свинцом влияние фактора B при дисперсионном анализе оценивалось как
недостоверное, а существенное влияние на варьирование численности рода
Streptomyces и общей численности актиномицетов оказал фактор подщелачивания
почвы (Таблицы 5 и 6). При смещении реакции среды в щелочную сторону на 0,51,0 ед. рН показатели численности стрептомицетов на раннем этапе сукцессии
снизились по сравнению с исходной почвой во всех вариантах загрязнения
(Рисунок 9, А).
На более позднем этапе сукцессии (18-е сутки) численность стрептомицетов
при подщелачивании среды достоверно возрастала, тогда как при внесении
свинца, отдельно и в сочетании с подщелачиванием, имела более низкие
значения, чем в контроле (Рисунок 9, Б). Особенно низкой численность
стрептомицетов (4,4×105 КОЕ/г) была при одновременном воздействии двух
факторов высокой интенсивности.
70
Таблица 5. – Оценка степени влияния факторов на численность актиномицетов на
ранней стадии сукцессии
df
Источник варьирования
SS
F
р
Стрептомицеты
Подщелачивание почвы (фактор А)
2
6536,9
5,11
0,0175*
Загрязнение Pb2+ (фактор В)
2
1689,8
1,32
0,2916
Взаимодействие факторов А×В
4
492,1
0,19
0,9393
Общее варьирование
18
11514,7
-
-
Микромоноспоры
Подщелачивание почвы (фактор А)
2
153,5
33,98
0,0000*
Загрязнение Pb2+ (фактор В)
2
24,8
5,51
0,0136*
Взаимодействие факторов А×В
4
54,89
6,07
0,0028*
Общее варьирование
18
40,7
-
-
Олигоспоровые формы
Подщелачивание почвы (фактор А)
2
128,1
7,39
0,0045*
Загрязнение Pb2+ (фактор В)
2
50,3
2,90
0,0809
Взаимодействие факторов А×В
4
105,0
3,03
0,0449*
Общее варьирование
18
156
-
-
Общая численность актиномицетов
Подщелачивание почвы (фактор А)
2
8267,8
6,16
0,0091*
Загрязнение Pb2+ (фактор В)
2
2453,6
1,83
0,1891
Взаимодействие факторов А×В
4
1153,5
0,43
0,7851
Общее варьирование
18
12072,0
-
-
Примечание. Здесь и далее df – число степеней свободы, SS - сумма квадратов, F- критерий
Фишера, р - уровень значимости. *Влияние достоверно.
71
Таблица 6. – Оценка степени влияния факторов на численность актиномицетов
на поздней стадии сукцессии
df
Источник варьирования
SS
F
р
Стрептомицеты
Подщелачивание почвы (фактор А)
2
11384,7
21,35
0,0000*
Загрязнение Pb2+ (фактор В)
2
500,2
0,94
0,4097
Взаимодействие факторов А×В
4
1795,1
1,68
0,1976
Общее варьирование
18
-
-
Микромоноспоры
Подщелачивание почвы (фактор А)
2
100,1
3,81
0,0418*
Загрязнение Pb2+ (фактор В)
2
3,63
0,14
0,8720
Взаимодействие факторов А×В
4
27,3
0,52
0,7234
Общее варьирование
18
236,7
-
-
Олигоспоровые формы
Подщелачивание почвы (фактор А)
2
32,7
1,41
0,2690
Загрязнение Pb2+ (фактор В)
2
70,2
3,04
0,0730
Взаимодействие факторов А×В
4
65,8
1,42
0,2667
Общее варьирование
18
208
-
-
Общая численность актиномицетов
Подщелачивание почвы (фактор А)
2
15086,9
23,54
0,0000*
Загрязнение Pb2+ (фактор В)
2
222,0
0,35
0,7118
Взаимодействие факторов А×В
4
2885,8
2,25
0,1039
Общее варьирование
18
5768,0
-
-
72
Численность рода Micromonospora на раннем этапе сукцессии существенно
снижалась по сравнению контролем при подщелачивании почвы и возрастала при
загрязнении свинцом (Рисунок 10, А). Оба фактора, а также их взаимодействие,
оказали на микромоноспоровые актиномицеты достоверное влияние (Таблица 5),
однако вклад фактора «подщелачивание» в общее варьирование численности
микромоноспор в шесть раз превышал вклад фактора «загрязнение свинцом».
Наиболее
существенно
в
(1,1×105
микромоноспор
начале
КОЕ/г)
сукцессии
в
почве,
увеличилась
подвергнутой
численность
одновременно
подщелачиванию и загрязнению свинцом (Рисунок 10, А).
Б
А
lg N
lg N
5
5
4,5
4,5
4
4
3,5
1
3
0
5 СаСО3 , %
0
20
3,5
5
1
3
0
40
2+
Pb , мкг/г
СаСО3, %
0
20
40
2+
Pb , мкг/г
Рисунок 10. – Изменение численности микромоноспор в почве, подвергнутой разным видам
урбаногенного загрязнения, на раннем (А) и позднем (Б) этапах сукцессии
На последующих этапах сукцессии влияние фактора «загрязнение свинцом»
оценивалось уже как несущественное (Таблица 6), и только «подщелачивание»
почвы
оказало
значимое
влияние
на
варьирование
численности
рода
Micromonospora (Рисунок 10, Б).
Численность олигоспоровых актиномицетов на первом этапе сукцессии в
результате моделирования урбаногенного воздействия снизилась по сравнению с
исходной почвой (Рисунок 11, А).
73
Б
А
lg N
5,2
5,2
5
5
4,8
4,8
4,6
4,6
4,4
4,4
4,2
5
4
1
3,8
0
1
4
0
0
20
5
4,2
0
20
40
40
В
5
4,8
4,6
4,4
4,2
CaCO3, %
5
4
1
3,8
0
0
20
40
Pb2+, мкг/г
Рисунок 11. – Изменение численности олигоспоровых форм в почве, подвергнутой разным
видам урбаногенного загрязнения, на раннем (А), промежуточном (Б) и позднем (В) этапах
сукцессии
По данным дисперсионного анализа, достоверное влияние на варьирование
численности олигоспоровых форм на этом этапе оказали фактор А и
взаимодействие
факторов
А×В
(Таблица
5).
В
дальнейшем,
на
фоне
сукцессионного снижения в почве без добавок численности олигоспоровых форм
(Рисунок 8, А), наблюдали возрастание уровня их численности в результате
добавления в почву свинца (F=8,58, p<0,0024) и подщелачивания среды (F=13,62,
p<0,0003) (Рисунок 11, Б и В). Значимое влияние на варьирование численности
олигоспоровых форм на промежуточном этапе сукцессии (11-е сутки) оказало
также взаимодействие факторов А×В (Таблица 7).
74
Таблица 7. – Оценка степени влияния факторов на численность олигоспоровых
актиномицетов на промежуточной стадии сукцессии
Источник варьирования
df
SS
F
Подщелачивание почвы (фактор
А)
2
112,96
13,62
0,0003*
Загрязнение Pb2+ (фактор В)
2
71,18
8,58
0,0024*
Взаимодействие факторов А×В
4
130,37
7,86
0,0008*
Общее варьирование
18
74,67
-
В
отношении
стрептомицетов
и
микромоноспор
р
-
ни
один
из
рассматриваемых факторов на промежуточных стадиях сукцессии не был
существенным, а общая численность актиномицетов в почве достоверно
определялась только взаимодействием факторов А×В (F=2,97, p<0,048).
Таким образом, полученные в модельном опыте результаты показали, что
реакция почвенных актиномицетов на такие факторы городской среды, как
подщелачивание и загрязнение почвы ионами свинца, в значительной степени
зависит от стадии почвенной сукцессии и наиболее выражена в ранние сроки её
развития. Это обстоятельство следует учитывать при выборе сроков почвенного
микробиологического обследования.
При
одновременном
воздействии
рассмотренных
факторов
на
мицелиальные прокариоты влияние подщелачивания является определяющим.
Смещение рН почвенного раствора в щелочную сторону вызывает в начале
сукцессии снижение общей численности актиномицетов, в первую очередь –
стрептомицетов, в меньшей степени – олигоспоровых видов. Подщелачивание
среды на более поздних этапах сукцессии, напротив, становится фактором,
способствующим увеличению численности стрептомицетов и олигоспоровых
форм актиномицетов. Воздействие ионов свинца на варьирование численности
актиномицетов в почве, как правило, уступает по силе фактору подщелачивания.
В присутствии свинца на первом этапе сукцессии общая численность
75
актиномицетов
увеличивается,
главным
образом,
за
счёт
численности
микромоноспор и стрептомицетов. Это может объясняться структурными
особенностями клеточной стенки грамположительных бактерий. Однако к концу
сукцессии под воздействием ионов свинца численность микромоноспоровых,
олигоспоровых
и
полиспоровых
(стрептомицетов)
представителей
актиномицетного комплекса снижается.
Наибольшей
диагностической
значимостью
в
отношении
факторов
городской среды по данным, полученным в результате модельного эксперимента,
обладают представители рода Micromonospora, изменение численности которых в
почве достоверно обусловлено влиянием обоих рассмотренных факторов, а также
их взаимодействием, как на ранних, так и на поздних этапах сукцессии.
3.4
Структура
комплексов
актиномицетов
в
почвах
различных
функциональных зон г. Кирова
Комплексы актиномицетов, выделяемые из городских почв на среде с
пропионатом натрия, были представлены родами Streptomyces, Micromonospora,
Streptosporangium
и
видами,
объединенными
нами
условно
в
группу
олигоспоровых. В наиболее загрязненных ТМ промышленной, транспортной и
селитебной функциональных зонах доминировали по частоте встречаемости и
относительному обилию (частота встречаемости – 100%) стрептомицеты и
микромоноспоры
(83
–
93%)
(Рисунок
12).
В
почвах
более
чистых
функциональных зон доминанты были представлены только родом Streptomyces, а
микромоноспоры, на основании более низкой частоты встречаемости, были
отнесены к типичным частым в комплексе садово-огородных почв (57%) и к
типичным редким - в почвенном комплексе рекреаций (30%).
76
% 100
90
80
70
60
I
II
III
IV
50
40
30
20
10
0
1
2
3
4
5
Рисунок 12. – Частота встречаемости родов Streptomyces - I, Micromonospora - II,
Streptosporangium – III и олигоспоровых видов – IV в комплексах актиномицетов из почв
различных функциональных зон: 1 – промышленные, 2 – транспортные, 3 - селитебные, 4 –
садовые, 5 – рекреационные
Комплексы актиномицетов из почв различных функциональных зон города
различались
также
по
долевому
участию
и
соотношению
отдельных
представителей. В почвах из относительно чистой рекреационной зоны, с
наиболее низкими значениями рН в ряду исследованных нами почв, долевое
участие стрептомицетов (96,8 ±2,1%) в комплексе было максимальным (Рисунок
13.). По литературным данным, в актиномицетном комплексе аллювиальной
дерновой почвы заповедника «Нургуш» доля представителей рода Streptomyces
достигала 97,6% от общего количества мицелиальных прокариот (Широких и др.,
2011). Т.е. по этому показателю почвы рекреационной зоны были ближе всех
остальных к почве фоновой территории. В более щелочных и загрязненных ТМ
почвах доля стрептомицетов снижалась до 89,1±4,2% в почве селитебной зоны, до
85,1 ±5,7% в почве транспортной зоны; до 78,5±11,7% в почве промышленной
зоны.
Соответственно,
долевое
участие
микромоноспор
в
комплексе
промышленной зоны (16,8±2,1%) было более чем в шесть раз выше, чем в
77
актиномицетным комплексе почвы из рекреационной зоны (2,6±1,5%), и в три
раза выше, чем в почвенных комплексах селитебной (5,1±1,6%) и садовой зон
(5,1±1,3%). Для сравнения, доля микромоноспор в комплексе почвы заповедника
«Нургуш» варьировала от 1,8 до 12,8% (Широких и др., 2011а).
100%
80%
IV
60%
III
II
I
40%
20%
0%
1
2
3
4
5
Рисунок 13. – Долевое участие представителей родов Streptomyces - I, Micromonospora II, Streptosporangium – III и олигоспоровых видов – IV в комплексах актиномицетов из почв
различных экотопов: 1 – промышленные, 2 – транспортные, 3- .селитебные, 4 – садовые, 5 –
рекреационные.
Соответственно, долевое участие микромоноспор в комплексе промышленной
зоны (16,8±2,1%) было более чем в шесть раз выше, чем в актиномицетным
комплексе почвы из рекреационной зоны (2,6±1,5%), и в три раза выше, чем в
почвенных комплексах селитебной (5,1±1,6%) и садовой зон (5,1±1,3%). Для
сравнения, доля микромоноспор в комплексе почвы заповедника «Нургуш»
варьировала от 1,8 до 12,8% (Широких и др., 2011).
78
Высокие
значения
частот
встречаемости и
относительного
обилия
микромоноспор в наиболее загрязненных городских функциональных зонах
связаны с их биологическими особенностями. Известно (Зенова, Звягинцев, 2002),
что
в
природе
микромоноспоры
и
стрептомицеты
занимают
сходные
экологические ниши, и между ними велика вероятность конкуренции. По
сравнению
со
стрептомицетами-убиквистами,
микромоноспоры
более
чувствительны к низким значениям рН среды (Широких, Широких, 2004),
вследствие чего, они в условиях слабощелочной реакции загрязненных городских
почв приобретают дополнительное конкурентное преимущество. Обладающие
более сложными, чем стрептомицеты, пищевыми потребностями (Steckebrant et al.
1997), микромоноспоры
находят в городской среде более широкий спектр
факторов роста и трофических субстратов, способны развиваться в особом
газовом режиме при повышенной концентрации СО2. Выделенные из городских
почв представители рода Micromonospora, чаще всего, имели темную окраску.
Благодаря наличию пигментов, микромоноспоры, возможно, способны связывать
токсичные ионы ТМ (Schmidt et al. 2010). Благодаря этим качествам
микромоноспоры могут вполне успешно существовать в условиях загрязненной
городской среды, тогда как в природных зональных почвах и в близких к ним
почвах рекреационной зоны, частота встречаемости
и относительное обилие
представителей рода Micromonospora, значительно ниже (частота встречаемости –
30%, доля – 2,6±1,5%).
Характерной особенностью комплексов мицелиальных прокариот в почвах
большинства исследованных городских функциональных зон, по сравнению с
природными почвами территории заповедника «Нургуш», является высокая
частота
встречаемости и относительного обилия представителей группы
олигоспоровых актиномицетов. На основании величины показателя частоты
встречаемости (Рисунок 12) в почвах, отобранных в промышленной (77%),
транспортной
(60%),
функциональных
зонах,
селитебной
(76%)
олигоспоровые
и
садово-огородной
актиномицеты
были
(67%)
отнесены
к
типичным частым, тогда как в актиномицетном комплексе почвы рекреационной
79
зоны (7%) выявлялись лишь как случайные, то есть занимали ту же позицию, что
и в природных почвах зонального типа.
Доля
участия
олигоспоровых
актиномицетов
в
комплексе
почвы
заповедника «Нургуш» составила в среднем 0,65% (Широких и др., 2011).
Максимальное долевое участие олигоспоровых актиномицетов выявлено в
почвенном комплексе селитебной зоны (5,7±2,6%) (Рисунок 13). Это значение
практически совпадало с относительным обилием олигоспоровых актиномицетов
в комплексе почвы промышленной функциональной зоны (5,0±1,8%). Доля
олигоспоровых
актиномицетов
в
комплексе
почв
садовых
участков
и
транспортной зоны находилось тоже практически на одном уровне (2,1 – 2,8%), и
была ниже максимума в два раза. Минимальное долевое участие олигоспоровых
актиномицетов, как и следовало ожидать, наблюдали в почвенном комплексе
рекреационной зоны (0,3±0,2%).
Высокую частоту встречаемости олигоспоровых форм в комплексе
актиномицетов
садово-огородных
почв
можно
объяснить
распространённой среди садоводов практикой использования
широко
в качестве
почвоулучшающего субстрата торфа. Известно, что в торфяниках, в отличие от
большинства зональных почв, олигоспоровые актиномицеты обнаруживаются в
большем
числе
и
разнообразии
(Звягинцев,
Зенова,
2001).
В
других
функциональных зонах с высоким загрязнением (промышленная, транспортная,
селитебная
зоны)
частая
встречаемость
и
высокая
представленность
олигоспоровых форм, как и микромоноспор, может быть связана с щелочностью
среды и наличием факторов роста, обеспечивающих олигоспоровым видам более
благоприятные, чем в природных зональных почвах, условия обитания.
Различались комплексы актиномицетов в различных функциональных
зонах и по частоте встречаемости видов рода Streptosporangium, которые в почвах
фоновой территории могут занимать позиции от случайных до типичных редких.
В актиномицетных комплексах почв из промышленной и рекреационной зон
стрептоспорангиумы на основании низкой частоты встречаемости (3%) были
отнесены к случайным. По частоте встречаемости в комплексах селитебных (17%)
80
и транспортных (20%) экотопов стрептоспорангиумы заняли позицию типичных
редких видов (Рисунок 12). Возможной причиной более частой встречаемости и
относительного обилия
(до 2,1±1,4%) стрептоспорангиумов в этих экотопах
может являться занос спор из других местообитаний с автотранспортом. В
садово-огородных
почвах
Streptosporangium,
что
не
стало
были
одним
обнаружены
из
отличий
представители
этого
комплекса
рода
от
актиномицетных комплексов других городских экотопов. Возможно, отсутствие
стрептоспорангиумов в садово-огородных почвах связано с применением
минеральных
удобрений
на
садовых
участках.
Ранее
выпадение
рода
Streptosporangium из актиномицетного комплекса выработанного торфяника было
отмечено в полевом опыте при длительном применении минерального удобрения
под многолетние травы (Широких, Широких, 2004).
Таким образом, анализируя полученные результаты по родовой структуре
комплекса актиномицетов, следует выделить некоторые особенности. В целом,
просматриваются общие черты в родовой структуре комплекса актиномицетов
природных фоновых почв и наиболее чистых городских функциональных зон
(рекреационная зона и садово-огородные участки). Долевое участие и частота
встречаемости
микромоноспор
в
комплексе
почвенных
актиномицетов
существенно возрастают в более загрязненных функциональных зонах, таких как
промышленная и транспортная зона. В городских почвах с высокой частотой
встречаются темно окрашенные виды микромоноспор. Следует отметить также
высокую частоту встречаемости олигоспоровых актиномицетов в почве всех
городских функциональных зон, кроме рекреации, а также более существенное,
по сравнению с другими почвами, долевое участие представителей рода
Streptosporangium в комплексе актиномицетов почвы транспортной и селитебной
зон.
Родовое разнообразие актиномицетов, рассчитанное с помощью индекса
Шеннона (Н, бит/г), в почвах функциональных зон, загрязнённых ТМ, было
несколько выше, чем в более чистых почвах. Значения индекса Шеннона
постепенно снижались в следующем ряду функциональных зон: промышленные
81
(Н=0,864±0,256) ≥ транспортные (Н= 0,850±0,360)≥ селитебные (Н=0,625±0,126)
≥садово-огородные (Н=0,438±0,215)≥ рекреационные (Н=0,244±0,158). Более
высокое, чем в природных почвах разнообразие
актиномицетов определяется
значительной субстратной гетерогенностью городских почв, особенностями
микроклимата в условиях городской среды, более разнообразными путями заноса
актиномицетных спор извне.
В зависимости от категории экотопа различалась видовая представленность
в почвенных комплексах рода Streptomyces. Так, наиболее широкое видовое
разнообразие стрептомицетов наблюдали в почвах селитебной зоны (Н=
1,923±0,318) и в садово-огородных почвах (Н=1,838±0,399). В промышленно
загрязненных почвах разнообразие стрептомицетов (Н=1,513±0,417), также как их
доля в комплексе, заметно снижалось. Величина индекса Шеннона в почвах
транспортной зоны имела промежуточное значение (Н=1,758±0,384).
В почвах с относительно высоким содержанием ТМ, таких как урбанозёмы
промышленной и транспортной зоны, преобладали представители секции и серии
Imperfectus, составляя 67,5±12,4% и 60±10,2% соответственно от общего числа
выросших на КГА стрептомицетов (Рисунок 14).
Рисунок 14. – Долевое участие видов стрептомицетов 1-Albus Albus, 2- Albus
Albocoloratus, 3- Cinereus Chromogenes, 4- Cinereus Achromogenes, 5- Cinereus Violaceus, 6Cinereus Aureus, 7- Helvolo-Flavus Flavus, 8- Helvolo-Flavus Helvolus, 9- Roseus Ruber, 10Imperfectus в зависимости от экотопа: I – почвы промышленной зоны, II – почвы транспортной
зоны, III – почвы селитебной зоны, IV – садово-огородные почвы
82
Секция Imperfectus объединяет стрептомицеты, для которых характерным
признаком является отсутствие воздушного мицелия при выращивании на
минеральном агаре Гаузе I (Гаузе, 1983). В менее загрязненных ТМ почвах доля
представителей Imperfectus была значительно меньше и составила 29±15,4% в
селитебной и 41%±17,8 в садово-огородной функциональной зоне.
Таким образом, высокое долевое участие представителей секции Imperfectus
является
характерной
загрязненных
ТМ
особенностью
городских
комплекса
функциональных
стрептомицетов
зон
–
наиболее
транспортной
и
промышленной. В почвах селитебной и садово-огородной функциональной зон
доля неокрашенных стрептомицетов, принадлежащих к секциям и сериям Albus
Albus и Cinereus Achromogenes, превышала в 3-5 раз аналогичный показатель в
почвах транспортной и промышленной зоны.
В почвах промышленной зоны преобладали по частоте встречаемости, по
сравнению со стрептомицетными комплексами почв остальных функциональных
зон виды секций и серий Imperfectus и Roseus Ruber (Рисунок 15). В
промышленно загрязненных почвах, по сравнению с комплексами остальных
изучаемых почв, увеличивалась частота встречаемости видов секций и серий
Cinereus Chromogenes, Helvolo-Flavus Flavus. Это говорит в пользу более высокой
устойчивости данных стрептомицетов по сравнению с видами из секций и серий
Albus
Albus,
Helvolo-Flavus
Helvolus,
секции
Cinereus
серий
Violaceus,
Achromogenes, частота встречаемости которых в почвах более чистых селитебных
и садовых почв были выше.
В садово-огородных и селитебных почвах доминировали неокрашенные
виды секций и серий Albus Albus, Cinereus Achromogenes и Imperfectus, а в
комплексе стрептомицетов промышленной зоны и транспортных экотопов –
только виды секции Imperfectus (Рисунок 15). В работе, посвященной комплексам
почвенных стрептомицетов заповедника «Нургуш», отмечается доминирование
среди стрептомицетов представителей видов серий Cinereus Achromogenеs (50%
изученных изолятов) (Широких и др., 2011а).
83
% 100
90
80
70
60
I
II
III
IV
50
40
30
20
10
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
Рисунок 15. – Частота встречаемости видов стрептомицетов в зависимости от вида
экотопа: I – почвы промышленной зоны, II – почвы транспортной зоны, III – почвы селитебной
зоны, IV – садово-огородные почвы. 1-Albus Albus, 2- Albus Albocoloratus, 3- Cinereus
Chromogenes, 4- Cinereus Achromogenes, 5- Cinereus Violaceus, 6- Cinereus Aureus, 7- HelvoloFlavus Flavus, 8- Helvolo-Flavus Helvolus, 9- Roseus Ruber, 10- Imperfectus
Стрептомицетный комплекс в садово-огородных почвах был представлен
видами восьми секций и серий, в селитебной зоне – видами девятью секций и
серий. Почвенный комплекс стептомицетов более загрязненных транспортной и
промышленной зон был шире и включал виды десяти цветовых секций и серий
(Рисунок 15). Преобладание неокрашенных видов стрептомицетов, а также
меньшую, по сравнению с транспортной и промышленной зоной, насыщенность
стрептомицетного комплекса пигментированными формами в садово-огородных и
селитебных почвах города можно объяснить более низким уровнем загрязнения
этой категории земель.
Известно, что определённые виды актиномицетов образуют комплекс
пигментов различных типов, качественный и количественный состав которых
зависит от компонентного состава, рН и других условий среды (Калакуцкий,
Агре, 1977). Условия наиболее загрязненных промышленной и транспортной
84
городских зон, по всей видимости, способствуют насыщению актиномицетного
комплекса
пигментированными
видами,
обладающими
соответствующей
биохимической защитой от воздействия загрязняющих веществ.
Сопоставление полученных данных о родовой структуре комплекса
актиномицетов и видовой представленности стрептомицетов в почвах разных
функциональных зон города с содержанием в почвах ТМ указывает на то, что в
загрязнённых почвах происходит существенная перестройка в структуре
актиномицетных комплексов и, как результат, формирование резистентного к
загрязнению сообщества мицелиальных прокариот.
О специфичности актиномицетных комплексов, сформировавшихся под
воздействием селективного давления ТМ и других загрязнителей, характерных
для отдельных функциональных зон города, говорят результаты проведённой с
использованием совокупности полученных характеристик количественной оценки
сходства и различий в их структуре. Полученные в результате попарного
сравнения комплексов актиномицетов в почвах исследованных функциональных
зон, значения коэффициента Соренсена изменялись в пределах от 3 до 57,9%, что
позволяет говорить скорее о различии данных комплексов, нежели об их сходстве
(Таблица 8).
Таблица 8. – Матрица степени сходства (S, %) актиномицетных комплексов различных
функциональных зон города
Функциональная Промышленная Транспортная
зона
зона
зона
Промышленная
зона
Транспортная
зона
Селитебная зона
Садовоогородные
участки
Рекреационная
зона
8,6
8,6
Селитебная
зона
Рекреационная
зона
7,2
Садовоогородные
участки
57,9
13,5
52
11,4
56,4
9,5
7,2
13,5
57,9
52
56,4
3
11,4
9,5
3
40,6
40,6
85
Так, в наибольшей степени различались между собой комплексы актиномицетов
промышленной и рекреационной зон города (S=3%). Чуть в меньшей степени
отличался актиномицетный комплекс промышленной зоны
по структуре от
комплекса селитебной (S=7,2 %) и транспортной зон (S=8,6 %). С комплексом
почвы садово-огородных участков комплекс промышленной зоны проявил уже
некоторое сходство (S=57,9 %). Следует отметить, что садово-огородные почвы
по структуре актиномицетных комплексов были близки также к почвам
транспортной (S=52,0 %) и селитебных (S=56,4 %) зон, и довольно существенно
отличались от почв рекреаций (S=40,6 %), расположенных, в отличие от других
исследованных биотопов, в заречной части города.
Комплекс почвенных
актиномицетов селитебной зоны довольно существенно отличался от комплексов
транспортной (S=13,5 %) и рекреационной (S=9,5 %) зон.
Два последних
актиномицетных комплекса также имели существенные различия в своей
структуре (S=11,4 %).
Таким образом, наиболее высокий уровень различий между комплексами
актиномицетов в исследованных городских почвах был установлен для
комплекса почвы рекреационной зоны, расположенной, в отличие от других
функциональных зон, в заречной части города. Некоторое сходство его структуры
прослеживалось только в отношении актиномицетного комплекса садовоогородных почв (S=40,6%), тогда как сходство с актиномицетными комплексами
других функциональных зон, измеренное с помощью коэффициента Соронсена,
не превышало 3-11%.
Полученные данные указывают на такую особенность урбоэкосистемы, как
формирование в каждой функциональной зоне города разнообразных по своим
условиям экотопов. Каждая функциональная зоны города, таким образом,
характеризуется
специфическим
комплексом
почвенных
актиномицетов.
Выявленные различия в составе комплексов мицелиальных прокариот в
исследуемых
экотопах,
объясняются,
по-видимому,
избирательной
устойчивостью отдельных представителей к специфическим условиям городской
среды, имеющим место в различных функциональных зонах города.
86
Глава 4. Физиологические реакции почвенных актиномицетов на действие
ТМ
4.1
Изменение антибиотического потенциала почвенных стрептомицетов
под воздействием ТМ
В модельном эксперименте изучали, как влияет добавление свинца (20 мг/л
Pb2+) и кадмия (2 мг/л Cd2+) в среду для культивирования стрептомицетов на их
антагонистическую активность в отношении других бактерий.
Метаболиты, продуцируемые стрептомицетами на среде без добавления
ТМ,
существенно
влияли,
как
на
грамотрицательные,
так
и
на
грамположительные тест-бактерии, ограничивая их рост в 80% случаев попарных
взаимодействий (Таблица 9). Спектры антагонистической активности и величины
зон ингибирования роста бактерий для изолятов из разных местообитаний
существенно не отличались.
Таблица 9. – Величина зон ингибирования (мм) роста тест-бактерий изолятами
стрептомицетов, выращенных на среде без добавления ТМ
Стрептомицеты
Штаммы тест-культур
S. canescens*
S. violaceus*
Corynebacterium M1-1
12
12
B. subtilis
26-Д
0
19
B. subtilis
ИПМ-215
0
16
P.
cepacia
0
10
Flavobacterium
L30
0
16
E.
herbicola
0
0
S. clavuligerus*
S. spheroids*
12
12
13
12
10
12
9
11
16
15
11
12
S. globisporus*
S. candidus**
S. bacilaris**
S. globisporus**
S. globisporus**
S. sindenensis**
12
11
12
12
11
10
12
0
11
18
9
20
11
0
11
14
10
19
11
0
11
11
11
0
15
13
15
11
12
19
11
0
12
11
11
0
Примечание. Цветом выделены парные взаимодействия, в которых наблюдалось
ингибирование роста бактерий; * - изоляты из городских почв; ** - изоляты из почвы
заповедника «Нургуш»
87
Добавление в среду 20 мкг/мл Pb2+ практически не оказало влияния на рост
культур стрептомицетов, но вызвало изменение антагонистической активности,
по сравнению с активностью культур, выращенных в контроле. Особенно ярко
эти изменения проявлялись в отношении тест-бактерий B. subtilis ИПМ-215, B.
subtilis 26-Д и Flavobacterium sp. L 30 (Рисунок 16).
Рисунок 16. – Изменение антагонистической активности стрептомицетов, выращенных
на среде без добавления свинца и среде с добавлением 20 мкг/мл Pb2+, по отношению к тесткультуре Bacillus subtilis ИПМ-215, B. subtilis 26-Д, Flavobacterium sp. L 30
У большинства изолятов стрептомицетов, выращенных на среде с добавлением
свинца, наблюдалось уменьшение зоны ингибирования роста тест-культур по
сравнению с изолятами, выросшими в контроле. Максимальными зонами
ингибирования характеризовался изолят из почвы заповедника «Нургуш» S.
sindenensis. Самая низкая антагонистическая активность проявилась у изолятов S.
canescens и S. globisporus, которые были выделены из городских почв. На среде с
88
добавлением ионов свинца антагонистическая активность стрептомицетов в
отношении
тест-культур
чаще
(в
18
из
60
попарных
метаболических
взаимодействий) снижалась или утрачивалась полностью, и только в пяти случаях
появлялась de novo (Таблица 10). Снижение или полная утрата антагонистической
активности в основном наблюдались в отношении грамотрицательных, но не
грамположительных тест-культур.
Таблица 10. – Зоны ингибирования (мм) роста бактерий изолятами стрептомицетов,
выращенных на среде с добавлением свинца
Стрептомицеты
Штаммы тест-бактерий
Corynebacterium
M1-1
B. subtilis
26-Д
B. subtilis
ИПМ-215
P.
cepacia
Flavobacterium
L30
E.
herbicola
S. canescens*
12
0
0
0
0
9
S. violaceus*
11
18
16
10
12
11
S. clavuligerus*
12
0
0
10
10
11
S. spheroids*
12
11
11
0
14
11
S. globisporus*
11
0
0
0
12
9
S. candidus**
10
0
10
0
10
11
S. bacilaris**
12
0
10
0
13
11
S. globisporus**
12
0
9
0
10
11
S. globisporus**
11
9
10
0
12
10
S. sindenensis**
12
22
19
0
18
11
Примечание. Красным цветом выделены парные взаимодействия, в которых зона
ингибирования уменьшалась или исчезала полностью, зеленым цветом – увеличение зоны
ингибирования или ее появление вновь по сравнению с контролем, белым – отсутствие
изменений по сравнению с контролем
Добавление в культуральную среду соли кадмия, препятствовало росту 40%
исследуемых изолятов, у остальных культур наблюдалась задержка роста на 7 –
14 дней. Из шести видов стрептомицетов, выросших на среде с добавлением
89
кадмия, четыре являлись изолятами из почвы заповедника «Нургуш», а два были
выделены из урбанозёмов. Практически не наблюдалось задержки роста на среде
с добавлением кадмия у изолята S. canescens, выделенного из городской почвы, и
не проявившего в контроле антагонистических свойств к большинству тесткультур. Антагонистическая активность стрептомицетов в присутствии кадмия
снижалась в 8, а появилась – в 6 из 36 попарных метаболических взаимодействий
с тест-культурами (Таблица 11).
Таблица 11. – Величины зон ингибирования роста бактерий (мм) для изолятов
стрептомицетов, выращенных на среде с добавлением кадмия
Стрептомицеты
Штаммы тест-бактерий
Corynebacterium
M1-1
B.
subtilis
26-Д
B. subtilis
ИПМ215
P.
cepacia
Flavobacterium
L30
E.
herbicola
S. canescens*
11
0
10
10
13
9
S. clavuligerus*
11
0
9
11
11
0
S. candidus**
10
0
9
10
12
10
S. bacilaris**
11
12
12
10
14
0
S. globisporus**
10
9
9
10
13
0
S. globisporus**
9
0
0
10
11
0
Примечание. Красным цветом выделены парные взаимодействия, в которых зона
ингибирования уменьшалась или исчезала полностью, зеленым цветом – увеличение зоны
ингибирования или ее появление вновь по сравнению с контролем, белым – отсутствие
изменений по сравнению с контролем
Для изолята S. canescens из городских почв под воздействием кадмия было
отмечено появление зон ингибирования роста, по отношению к четырем тесткультурам, тогда как в контроле они отсутствовали. Усиление антагонистической
активности под воздействием ионов кадмия проявлялось в основном в отношении
грамотрицательных, а ее снижение, наоборот, – в отношении грамположительных
тест-культур бактерий.
90
В целом, при сравнении культур стрептомицетов, изолированных из разных
экотопов, был отмечен различный характер изменений их антагонистической
активности под воздействием тяжёлых металлов. Так к воздействию свинца
оказались менее чувствительны изоляты из урбаноземов (Рисунок 17).
Рисунок 17. – Долевое соотношение изолятов из урбанозёмов и почвы заповедника,
изменивших в присутствии свинца и кадмия антагонистическую активность в отношении
грамположительных и грамотрицательных
тест-культур: а – в сторону увеличения, б – в
сторону снижения, в – без изменений к контролю
Не изменили свою активность по сравнению с контролем 73% изолятов в
отношении грамположительных и 47% изолятов в отношении грамотрицательных
тест-культур. Для изолятов из «Нургуша» эти величины были несколько ниже, и
составили соответственно
67 и 40%. Доля изолятов, снизивших свою
антагонистическую активность при добавлении в культуральную среду свинца,
составила 27% в отношении грамположительных и 40% в отношении
грамотрицательных тест-культур от общего количества культур, выделенных из
урбанозёмов (Рисунок 17). Приблизительно такая же картина наблюдалась в
отношении изолятов из почвы «Нургуша». Увеличение антагонистической
активности у изолятов из урбанозёмов наблюдалось только по отношению к
91
грамотрицательным бактериям, тогда как изоляты из «Нургуша» обнаружили
увеличение
антагонистической
активности
по
отношению,
как
к
грамположительным, так и к грамотрицательным бактериям (по 13%).
К воздействию кадмия менее устойчивыми оказались изоляты из городских
почв (Рисунок 17). В отношении грамположительных тест-культур 66% городских
изолятов не изменили свою антагонистическую активность, 17% увеличили и 17%
уменьшили её по сравнению с контролем. В отношении грамотрицательных
бактерий все изоляты из урбанозёмов изменили свою антагонистическую
активность по сравнению с контролем: 33% снизили и 67% увеличили. Для
стрептомицетов из почвы заповедника «Нургуш» были получены другие
результаты. Доля изолятов, не изменивших свою антагонистическую активность,
составила около 50%. Уменьшили свою активность 50% изолятов в отношении
грамположительных и 25% изолятов в отношении грамотрицательных бактерий.
Доля
изолятов,
изменивших
антагонистическую
активность
в
сторону
увеличения, составила 8% в отношении грамположительных и 25% в отношении
грамотрицательных тест-культур (Рисунок 17).
Таким образом, добавление свинца (20 мг/л Pb2+) и кадмия (2 мг/л Cd2+) в
среду
для
культивирования
стрептомицетов
оказало
влияние
на
их
антагонистическую активность в отношении других бактерий. Причем это
влияние не однозначно и различается для разных видов тест-бактерий и изолятов
стрептомицетов. Однако, в ходе модельного эксперимента практически у трети
парных взаимодействий и в опыте со свинцом (18 из 60) и в опыте с кадмием (12
из 36) наблюдалось снижение или полная утрата антогонистической активности
стрептомицетами. Полученные результаты свидетельствуют о возможности
снижения естественной супрессивности городских почв под воздействием
загрязнения
тяжёлыми
металлами.
В
остальных
случаях
рассмотренных
взаимодействий имело место увеличение или появление антибиотической
активности вновь под воздействием ТМ. Это дает основание для более
подробного
изучения
данного
явления
в
плане
оптимизации
условий
промышленного синтеза антибиотических веществ культурами стрептомицетов.
92
4.2
Изменение кинетики роста стрептомицетов под действием токсических
доз ТМ
Целью следующего модельного эксперимента стало изучение влияния
свинца, меди и цинка в градиенте концентраций на кинетические характеристики
представителей рода Streptomyces, выделенных из городских почв, отличающихся
по уровню загрязнения ТМ.
В эксперименте использовали изоляты стрептомицетов, выделенные из
городских почв с повышенным и умеренным уровнем загрязнения и изоляты из
почвы ГПЗ «Нургуш» (фоновая территория) с низким уровнем загрязнения ТМ
(Таблица 12).
Таблица 12. – Характеристика почвенных образцов
Степень
загрязнения
ТМ
Повышенная
Место отбора
образцов
Содержание подвижных форм ТМ, мг/кг
суммарное
в том числе
Cu
Pb
Zn
Транспортная и
промышленная
зоны города
41,43
12,01-107,3
7,50
0,34-51,1
Умеренная
Селитебная и
садово-огородная
зоны города
21,7
4,77-57,18
0,33
0,09-0,78
1,83
0,89-4,49
19,02
3,5-36,32
Низкая
ГПЗ «Нургуш» в
50 км от города
4,4
4,3-4,4
0,16
0,15-0,17
0,65
0,59-0,72
1,92
1,67-2,15
13,38
1,04-39,48
19,58
9,04-46,60
Примечание. Над чертой – средние, под чертой – минимальные и максимальные
значения
показателя
по
пяти
пространственно
разобщённым
образцам
из
каждой
функциональной зоны
Определение кинетики роста природных изолятов стрептомицетов на
кислых средах с добавлением ионов свинца, меди и цинка показало, что
радиальная скорость роста (Кr) колоний под воздействием ионной токсикации
может изменяться, в зависимости от природы и концентрации металла, а также
93
вида стрептомицета, как в сторону снижения, так и повышения по сравнению с Кr
в обычных условиях. Реакция большинства исследованных штаммов на
добавление в среду ионов металлов в низкой концентрации (3 мг/л) заключалась
в увеличении Кr по сравнению с контролем (Таблица 13). Наиболее существенно
скорость роста увеличилась в присутствии свинца у изолятов из городских почв S.
griseolus у-53 и S. californicus у-53 (соответственно в 2 и 2,7 раза), у изолятов из
фоновой почвы S. sindenensis н-3 и S. aureofaciens н-4 (в 3 раза по сравнению с
контролем). В присутствии меди скорость роста городских изолятов S. сalifornicus
у-53, S. globisporus у-55 и S. bacillaris у-52 увеличилась более чем в 2 раза, а в
присутствии цинка возросла в 2,5 раза у изолята S. bacillaris у-52 и в 3 раза − у
изолята S. californicus у-53. У выделенных из фоновой почвы S. sindenensis н-3 и
S. aureofaciens н-4 скорость роста колоний на среде с 3 мг/л цинка превосходила в
6 и 3 раза соответственно контрольные значения Кr. Если рассматривать
кинетическую
реакцию
как
проявление
физиологической
адаптации
стрептомицетов в токсическому действию металла, то выделившиеся по
возрастанию
Кr
почвенные
стрептомицеты,
обладали
толерантностью
одновременно к двум (S. bacillaris у-52, S. sindenensis н-3, S. aureofaciens н-4) и
трем (S. сalifornicus у-53) различным металлам. В то же время, более чем у
половины штаммов, выделенных из фоновой почвы, добавление в среду металлов
в низкой концентрации, напротив, замедляло рост колоний. Анализ средних
значений Кr для культур стрептомицетов, выделенных из экотопов с различной
степенью загрязнения ТМ, не выявил существенных различий между ними в
кинетике роста.
Однако стрептомицетные комплексы из почв с различной степенью
загрязнения различались по частоте встречаемости (%) представителей, ответная
реакция которых на низкие дозы металлов заключалась в увеличении Кr (Рисунок
18). С большей частотой культуры, увеличивающие Кr, встречались в комплексе
стрептомицетов, выделенных из городских почв с умеренным (70-90%) и
повышенным (60-70%) загрязнением ТМ, чем в комплексе фоновой почвы (4050%).
94
Таблица 13. – Радиальная скорость роста стрептомицетов из почв различной степени
загрязнения ТМ на средах с добавлением ионов металлов
Штаммы
S. clavuligerus у-21
S. nigrifaciens у-13
S. spheroides у-24
S. globisporus у-22
S. griseolus у-53
S. lavendulae у-51
S. californicus у-53
S. bacillaris у-52
S. bacillaris у-53
S. spiroverticillatus
у- 52
Кr (мкм/час)
на средах с добавлением 3 мг/л
контроль
Pb2+
Zn2+
Cu2+
Почвы с повышенным загрязнением ТМ
28,5±10,5 27,8±0
26,4±10,3 56,2±18,2
34,9±6,8
20,8±6,9
23,6±6,2
15,3±3,1
19,4 ±7,5
27,8±0
30,5±7,9
25,0±3,8
29,8±12,0 13,9±0
45,8±6,2
44,4±6,2
24,9±6,2
50,0±13,4
23,6±3,8
23,6±6,2
18,1±9,3
25,0±3,8
37,4±9,3
27,8±0
13,9±0
37,5±3,8
43,0±5,8
34,7±6,9
16,7±3,8
25,0±3,8
41,6±9,8
37,5±6,2
27,7±4,9
20,8±6,9
29,2±7,6
30,6±6,2
23,6±3,8
38,9±7,9
22,2±12,6 41,7±13,9
Синтез (по Гаузе
и др., 1983)
мелани антибио
нов
-тиков
нет
нет
нет
нет
нет
есть
нет
есть
есть
нет
Почвы с умеренным загрязнением ТМ
S. cinereorectus у-56
21,8±2,3
36,1±5,8
33,3±7,6
38,8±6,2
нет
S. helvaticus у-58
35,4±5,7
40,2±10,3
41,6±4,9
38,8±3,8
нет
S. felleus у-57
41,6±3,6
47,2±5,8
41,6±8,5
25,0±6,2
нет
S. tuberoidicus у-58
44,7±4,7
44,4±3,8
51,4±16,7
51,3±6,2
нет
S. exfoliatus у-56
38,5±8,7
47,2±5,8
31,9±6,2
44,4±6,2
нет
S. aureofaciens у-61
30,2±2,3
45,8±3,8
45,8±16,7
27,8±4,9
нет
S. aburaviensis у-55
38,5±7,0
49,9±7,6
37,5±6,2
41,6±4,9
нет
S. mutomycini у-64
48,9±4,7
55,5±13,0
59,7±6,2
73,6±9,3
нет
S. globisporus у-55
22,9±8,7
52,8±22,8
62,5±6,9
61,1±3,1
нет
S. filamentosus у-63
33,3±9,5
55,5±0
51,4±3,8
54,1±3,1
нет
Почвы с низким загрязнением ТМ фоновых территорий
A. сremeospinus н-1
16,4±5,6
20,8±0
29,2±11,4
0±0
нет
S. bacillaris н-2
38,8±3,8
39,6±11,4
29,2±8,7
10,4±5,1
есть
S. sindenensis н-3
8,3±7,6
20,8±0
50,0±11,4
14,6±9,3
нет
S. aureofaciens н-4
6,9±4,9
20,8±0
20,8±0
8,3±11,4
нет
S. candidus н-5
22,2±9,0
18,7±8,7
20,8±16,5
41,7±0
нет
S. globisporus н-6
31,9±3,8
29,2±11,4
29,2±11,4
37,5±9,3
нет
S. globisporus н-7
15,3±3,1
20,8±14,7
14,6±9,3
0±0
нет
S. bacillaris н-8
43,0±7,6
39,6±11,4
35,4±9,3
33,3±11,4 есть
S. sindenensis н-9
25,0±6,2
4,2±5,6
8,3±8,7
8,3±11,4
нет
S. candidus н-10
25,0±3,8
16,6±5,7
29,2±13,6
27,1±14,0 нет
есть
нет
есть
есть
есть
есть
есть
есть
есть
нет
есть
нет
есть
есть
есть
есть
есть
есть
есть
есть
есть
есть
есть
есть
есть
есть
есть
есть
есть
есть
95
%
1
100
2
80
3
60
40
20
0
Pb
Zn
Cu
Рисунок 18. – Частота встречаемости (%) представителей, увеличивающих Кr под
воздействием низких концентраций металлов, в комплексах стрептомицетов в почвах с
повышенным (1), умеренным (2) загрязнением и фоновой (3)
По-видимому, представители рода Streptomyces, развивавшиеся в условиях
загрязненной ТМ городской среды, успешнее реализуют стратегию «ухода» от
токсиканта, чем представители, прежде не имевшие контакта с ТМ. Роль
преадаптации
в
развитии
у
стрептомицетов
устойчивости
к
ТМ
на
метаболическом уровне отмечалась неоднократно (Albarracin et al., 2008;
Haferburg et аl., 2009; Schmidt et аl., 2009), тогда как значение преадаптации на
уровне кинетики мицелиального роста, в доступной нам литературе, ранее не
рассматривалось. Очевидно, стратегию «ухода» реализуют виды, не способные
справляться с токсичностью металла на метаболическом уровне, или же,
наоборот − виды, достаточно устойчивые для того, чтобы изменять под его
воздействием кинетику роста.
Следует отметить, что пределы выносливости культур S. bacillaris у-52 и S.
сalifornicus у-53, выделенных из городских почв, были шире, чем у изолятов из
фоновой почвы S. sindenensis н-3 и S. aureofaciens н-4, рост которых прекращался
при увеличении в среде концентраций меди до 6 мг/л, цинка − до 115 мг/л. В
отличие от всех других культур в опыте, штаммы S. bacillaris у-52
и S.
96
сalifornicus у-53 из загрязненных почв, росли в присутствии 15 мг/л меди и 115
мг/л цинка. При этом Кr S. bacillaris у-52 снижалась в 2-3 раза, составляя 7 и 5,6
мкм/час, а Кr культуры S. сalifornicus у-53 оставалась в обоих случаях более
высокой (20,5 и 20,8 мкм/час соответственно), чем в контроле (13,9 мкм/час). Уже
в ранней работе была отмечена толерантность вида S. californicus к цинку, а также
к ртути, кадмию и кобальту (Abbas, Edwards, 1989).
Распространенной стратегией внеклеточного связывания токсичных ионов
у стрептомицетов является продукция меланинов и других пигментов, а также
синтез антибиотиков, способных понижать биодоступность металлов (Haferburg,
Kothe, 2007). Определение частоты встречаемости видов, способных к синтезу
меланинов, не выявило значительных различий в структуре сравниваемых
стрептомицетных
комплексов.
К
меланинобразующим,
из
всей
выборки
стрептомицетов, были относены только виды S.bacillaris и S. lavendulae. Один из
них (S.bacillaris) часто встречался как в фоновой, так и в загрязненных городских
почвах (Таблица 13). В то же время, комплексы стрептомицетов из почв с
повышенным (80%), умеренным (90%) загрязнением и фоновой (100%)
различались по частоте встречаемости представителей, способных к синтезу
антибиотиков. Это совпадает с ранее полученными данными о более низком
антибиотическом потенциале стрептомицетов в урбаноземах, чем в почвах за
пределами городской черты (Широких и др., 2011б).
В ходе эксперимента были выявлены различия между группами изолятов
стрептомицетов, выделенных из почв с различным уровнем загрязнения, по
средней радиальной скорости роста в градиенте концентраций исследуемых ТМ
(Рисунок
19).
Минимальная
концентрация
меди,
ингибирующая
рост
исследуемых штаммов стрептомицетов, составила 6 мг/л. Эффективным способом
защиты стрептомицетов от меди является деятельность экстрацеллюлярных Cu
(II)-редуктаз, которые катализируют превращение токсичных форм в менее
токсичные – Cu (I) (Albarracin et al., 2008).
97
Рисунок 19. – Средние значения радиальной скорости роста для групп изолятов
стрептомицетов из почв с повышенным (1) и умеренным (2) загрязнением, фоновой почвы (3) в
зависимости от концентрации ТМ в среде
Авторы подчеркивают роль преадаптации в развитии данного защитного
механизма, указывая, что активность Cu-редуктаз обнаруживалась как у
адаптированных, так и у неадаптированных к меди культур, но в первом случае
этот показатель был в 100 раз выше. Невысокое в целом содержание меди во всех
исследуемых почвах (Таблица 12) не могло обеспечить бактериям преадаптацию
ни в одном из рассмотренных экотопов, поэтому стрептомицетные комплексы в
почвах
с
разной
степенью
загрязнения
незначительно
различались
по
встречаемости (70-80%) представителей, чувствительных к этой дозе меди.
Для цинка минимальная ингибирующая рост стрептомицетов концентрация
была существенно выше, чем для меди и составила 115 мг/л (Рисунок 19). Цинк
относится к числу элементов, для которых характерен активный транспорт ионов
98
из клетки (эффлюкс). Эффлюкс представляет наиболее обширную группу систем
устойчивости бактерий к ионам металлов, в состав которых могут входить белки,
принадлежащие к 3 семействам: RND (resistance nodulation cell division), CDF
(cation diffusion facilitator) и ATФазы P-типа (Янева, 2009). Транспортные белки
ATФаз P-типа, принимающие участие в эффлюксе ионов Zn2+, обнаружены у
актинобактерий (Riccardi et al., 2008). У представителей рода Streptomyces в
поддержании внутриклеточного гомеостаза также участвуют ATФазы P-типа
(Amoroso et al., 2000). О том, что их работа тоже индуцируется повышенным
содержанием токсичного металла в среде, говорит то, что представители
стрептомицетных комплексов из городских почв в присутствии 115 мкг/л ионов
цинка, в основном, сохраняли способность к росту мицелия. Этому, очевидно,
способствовало
формирование
соответствующих
систем
устойчивости
в
результате селективного давления среды: содержание цинка в городских почвах
было на порядок выше, чем в фоновой (Таблица 12). Частота встречаемости (50%)
чувствительных к цинку видов в комплексе стрептомицетов фоновой почвы была
в 5 раз выше, чем в городских почвах (10%).
В результате добавления в среду свинца ни у одного из штаммов рост в
диапазоне исследуемых концентраций полностью не прекратился, а около трети
представителей (Actinomyces сremeospinus н-1, S. bacillaris н-8, S.globisporus н-7, S.
globisporus у-22, S. helvaticus у-58, S. tuberoidicus у-58) в комплексах каждой из
почвенных разностей, характеризовались в присутствии 30 мг/л Pb2+, напротив,
более высокой Кr, чем при более низких концентрациях и в контроле. Повидимому, механизмы защиты стрептомицетов от свинца, как абсолютного
ксенобиотика, более широко распространены в популяциях мицелиальных
прокариот, чем механизмы устойчивости к избытку эссенциальных элементов –
цинка и меди. Устойчивость стрептомицетов к свинцу связывают с его
внеклеточным осаждением белком, имеющим высокую степень гомологии с FeZn- содержащей супероксиддисмутазой (СОД) из S. griseus, но отличающимся
высоким содержанием триптофана и низким – тирозина от других известных СОД
стрептомицетов (So et al., 2001; Rho, Kim, 2002). СОД снижает также в клетке
99
уровень активных форм кислорода, обусловленный токсификацией ионами
металлов.
Таким образом, в ходе модельного эксперимента было установлено, что
комплексы стрептомицетов в почвах сходного генезиса, но с различной степенью
загрязнения ТМ, при относительно высоком сходстве таксономической структуры
могут значительно различаться по своим функциональным проявлениям.
Стрептомицетные комплексы, подвергшиеся селективному давлению металловзагрязнителей городской среды, характеризовались в нашей работе более высокой
частотой встречаемостью представителей, увеличивающих радиальную скорость
роста под влиянием невысоких доз свинца, меди и цинка, чем комплекс
стрептомицетов фонового участка. Кинетическая реакция на возрастающие
концентрации металлов в среде зависела от природы металла и вида
стрептомицета. Минимальная ингибирующая рост стрептомицетов концентрация
для меди (6 мкг/мл), была значительно ниже, чем для цинка (115 мкг/л). Для
свинца ингибирующая концентрация в исследованном диапазоне (3-30 мкг/мл) не
выявлена. Устойчивые к свинцу, цинку и меди штаммы стрептомицетов
встречались как в городских (S. bacillaris у-52, S. сalifornicus у-53) почвах, так и в
почве фоновой (S. sindenensis н-3, S. aureofaciens н-4).
4.3
Особенности роста стрептомицетов в жидких средах с добавлением
свинца
В ходе модельного эксперимента по изучению кинетики роста природных
изолятов
стрептомицетов
в
присутствии
ТМ
было
установлено,
что
стрептомицеты более устойчивы к свинцу, чем к меди и цинку. Учитывая, что в
городских почвах свинец среди изученных металлов является
наиболее
распространенным загрязнителем, представляло интерес выяснить, является ли
это результатом преадаптации бактерий к токсичным ионам или обусловлено
100
иными причинами. Поэтому целью следующего модельного эксперимента стало
изучение
особенностей роста стрептомицетов, выделенных из экотопов с
различной степенью загрязнения свинцом, на основании данных о накоплении
ими биомассы в присутствии свинца и способности сорбировать свинец из
растворов.
В работе использовали по три культуры стрептомицетов, выделенных из
почв с различным уровнем загрязнения свинцом: высоким, умеренным и низким
(Таблица 14).
Таблица 14. – Характеристика почвенных образцов, использованных для выделения
культур стрептомицетов
Место отбора образцов
Транспортная и
промышленная зоны
города
Уровень
загрязнения
почвы ТМ
высокий
Селитебная и садовоогородная зоны города
умеренный
ГПЗ «Нургуш» в 50 км
от города
низкий
Содержание
подвижной формы
свинца, мг/кг
13,38
1,04-39,48
Выделенные культуры
S. bacillaris y-53
S. lavendulae y-51
S. clavuligerus y-21
1,83
0,89-4,49
S. exfoliates y-56
S. felleus y-57
S. aureofaciens y-61
0,65
0,59-0,72
S. bacillaris H-2
S. aureofaciens H-4
S. globisporus H-6
Определение концентрации свинца в культуральных фильтратах, спустя 7
суток от начала культивирования стрептомицетов в жидкой среде с добавлением
9 мг/л ионов свинца, показало, что количество извлеченного металла во всех
случаях было значительным (уменьшение на 81,7 – 98,4% от начальной), вне
зависимости, из какого почвенного местообитания были выделены культуры.
Однако максимальные значения наблюдались для изолятов из заповедника
«Нургуш» (98,5 – 99,4%) (Рисунок 20).
101
%
100
80
60
40
20
0
1
2
3
Рисунок 20. – Степень извлечения свинца из растворов изолятами стрептомицетов,
выделенных из почв с высоким (1), умеренным уровнем загрязнения (2), почвы «Нургуша» (3)
Содержание свинца в биомассе стрептомицетов существенно изменялось, в
зависимости от штамма и места его изоляции (от 4,1 до 8,81 мг/г). Минимальные
значения при этом наблюдалось в основном у изолятов из почв с высоким
уровнем загрязнения, а максимальные – для изолятов из почв фоновой
территории. Различия в полученных результатах для изолятов стрептомицетов из
фоновых и городских почв подтверждают мнение некоторых исследователей, что
сорбция металлов мицелием стрептомицетов сводится к физико-химической
реакции ионов металла с компонентами клеточной стенки бактерий и не
коррелирует с устойчивостью культуры к металлу (Rho, Kim, 2002).
Рост мицелиальной массы стрептомицетов, в жидкой среде с добавлением
(9 мг/л) свинца различался по интенсивности, в зависимости от места выделения
культур. Накопление биомассы изолятами из почв с повышенным и умеренным
загрязнением ТМ было меньше, чем в контроле, в среднем на 20,1 и 6,5%
соответственно (Рисунок 21). Биомасса изолятов из фоновой почвы в тех же
условиях, напротив, превышала на 17,2% средние значения, полученные в
контрольном варианте.
102
1,6
1,4
масса, г
1,2
1
контроль
опыт
0,8
0,6
0,4
0,2
0
3
2
1
Рисунок 21. – Наращивание мицелиальной биомассы изолятами стрептомицетов из почв
с высоким (1), умеренным уровнем загрязнения (2), фоновой почвы ГПЗ «Нургуш» (3)
Обусловленные
свинцом
различия
в
накоплении
прослеживались не только между средними значениями для
биомассы
сравниваемых
выборок стрептомицетов, но и при сравнении штаммов одного вида, относящихся
к почвам, различающимся между собой по степени загрязнения ТМ (Рисунок 22).
140
а
%
120
в
100
80
60
40
20
0
1
2
S. bacillaris
1
2
S.aureofaciens
Рисунок 22. – Изменение биомассы (а) и концентрации свинца в растворе (в) для
изолятов стрептомицетов выделенных из почв с различным уровнем загрязнения: 1- изоляты из
городских почв; 2- изоляты из фоновой почвы (ГПЗ «Нургуш»)
103
Так, биомасса культур Streptomyces aureofaciens и S. bacillaris, выделенных
из фоновой почвы, превосходила на 12 и 30% биомассу штаммов этих же видов,
изолированных из городских почв. По эффективности удаления ионов Pb2+ из
жидкой среды, штаммы между собой различались несущественно. Стимуляция
свинцом роста мицелиальной массы у культур из фоновой почвы, ранее не
контактировавших с металлами, может быть связана с усилением метаболической
активности стрептомицетов в присутствии ионов металла на уровне транскрипции
(Weinberg, 1990) или же − в результате индукции так называемых «спящих»
генов. Анализ структуры генома резистентных к ТМ представителей рода
Streptomyces показал, что системы устойчивости к ионам металлов появились у
актинобактерий задолго до техногенного загрязнения окружающей среды (Alvarez
et al., 2013). Поэтому известные случаи выделения устойчивых штаммов из
незагрязнённых природных источников объясняются индукцией металлами
«спящих» генов устойчивости (Haferburg et al., 2009).
Таким образом, в результате эксперимента было выявлено, что к сорбции
ионов свинца из растворов способны как фоновые изоляты стрептомицетов, так и
изоляты из городских почв. Уровень адсорбции высокий в том и другом случае,
однако, максимальная степень извлечения свинца наблюдалась у стрептомицетов
из фоновых почв. В жидкой среде с добавлением 9 мг/л Pb2+ более высокую, чем
в контроле, биомассу наращивали культуры стрептомицетов из фоновой почвы, а
более низкую – культуры из городских почв.
104
Заключение
Киров по своей инфраструктуре является типичным крупным городом
средней полосы России, в котором проживает значительное число населения,
хорошо развиты промышленное производство, транспорт, отрасли жилищнокоммунального хозяйства. Все это обусловливает интенсивное антропогенное
загрязнение городских почв.
Определение содержания тяжёлых металлов в почвенных образцах
различных функциональных зон г. Кирова показало неравномерность в
распределении элементов на территории города и более высокое, по сравнению с
фоновыми территориями, содержание в урбанозёмах цинка, меди, свинца и
кадмия. Содержание свинца в урбанозёмах было максимальным в зоне
транспортного загрязнения и превышало фоновые концентрации в 37 раз (4 ПДК).
Максимальные концентрации кадмия, меди и цинка наблюдали в санитарных
зонах промышленных предприятий. В отличие от почв фоновых
природных
территорий (ГПЗ «Нургуш), урбанозёмы характеризовались реакцией почвенного
раствора, близкой к нейтральной (рН 6,7 – 7,7), исключая зону рекреации (рН 5,1).
Все это подтверждает данные о том, что городские почвы в целом
характеризуются более щелочной реакцией среды (Обухов, Лепнева, 1989;
Хакимов и др., 2006), а также о том, что одними из основных химических
загрязнителей почвы урбоэкосистем являются тяжелые металлы (Дабахов и др.,
2005; Li, Huang, 2007; Onder et al, 2007; Wei, Yang, 2010; Водяницкий и др., 2012;
Водяницкий, 2013).
Токсичность металлов сильно зависит от кислотности, гранулометрического
состава, содержания органического вещества, емкости катионного обмена,
степени
увлажнения
почвы.
В
соответствующих
эдафических
условиях
повышенные концентрации ТМ вызывают негативные изменения в структуре
микробного сообщества почвы или в его функциональной активности, а зачастую
− то и другое одновременно (Evdokimova, Mozgova, 2003). Превышение
105
количества легкодоступных подвижных форм ТМ в почвах некоторых городских
функциональных зон может являться одним из существенных факторов,
оказывающих влияние на численность, состав и структуру микробного
сообщества почвы, однако нужно учитывать, что этот фактор не является
единственным. На почвенные актиномицеты в условиях городской среды
действует комплекс химических факторов, совместное действие которых может
как усиливать токсичный эффект для микробиоты, так и наоборот, ослаблять его.
При определении численности актиномицетов было отмечено, что наличие
высоких концентраций ТМ в почвах промышленной и транспортной зон не
оказало существенного влияния на численность актиномицетов. По видимому,
негативное влияние металлов на численность актиномицетов в почвах не
проявилось в условиях нейтральной и слабощелочной реакции, которая, с одной
стороны, способствует переводу подвижных форм ТМ в малоактивные формы, а с
другой способствует росту большинства актиномицетов.
В ходе модельного эксперимента было установлено, что реакция почвенных
актиномицетов на такие факторы городской среды, как подщелачивание и
загрязнение почвы ионами свинца, в значительной степени зависит от стадии
почвенной сукцессии и наиболее выражена на первом этапе её развития. В начале
сукцессии
присутствие
свинца
способствует
увеличению
численности
микромоноспор, стрептомицетов и, как следствие – общего количества
актиномицетов.
При
одновременном
воздействии
на
актиномицеты
рассмотренных факторов влияние подщелачивания выступает на первый план.
Наибольшей диагностической значимостью в отношении факторов городской
среды обладают представители рода Micromonospora, изменение численности
которых достоверно обусловлено влиянием, как фактора подщелачивания, так и
загрязнения свинцом.
Характеризуя уровень загрязнения городской почвы тяжелыми металлами,
таким образом, нельзя ограничиваться только численностью мицелиальных
прокариот. Показатели численности актиномицетов должны приводиться в
комплексе
с
другими
показателями,
характеризующими
структуру
106
актиномицетного комплекса (долевое участие, частота встречаемости, родовое и
видовое разнообразие, степень сходства).
Синэкологические критерии, по которым характеризуются актиномицетные
комплексы экотопов ненарушенных природных почв, применимы и для
экологической характеристики почвенного актиномицетного комплекса экотопов
городских функциональных зон. Полученные данные могут быть использованы
для решения задач микробиологической диагностики антропогенных изменений
урбоэкосистем.
В нашем исследовании было установлено, что в почвах городских
функциональных зон с высоким уровнем загрязнения происходит существенная
перестройка в структуре актиномицетных комплексов и, как результат,
формирование устойчивого к загрязнению сообщества актиномицетов. В родовой
структуре
комплекса
почвенных
актиномицетов
более
загрязненных
функциональных зон (промышленная и транспортная) существенно возрастает
долевое участие (в 3-5 раз) и частота встречаемости микромоноспор по
сравнению с более чистыми почвами садово-огородных участков, селитебной
зоны и рекреации. Представители рода Micromonospora по частоте встречаемости
(83 – 93%) являлись доминирующим родом (наряду со стрептомицетами) в
комплексе актиномицетов промышленной и транспортной зоны. Характерной
чертой рода Micromonospora является наличие окрашенных видов, а различные
пигменты,
благодаря
разнообразию
функциональных
групп,
могут
непосредственно связывать ионы ТМ, защищая тем самым клетку от их
негативного
влияния.
Особенностью
комплекса
актиномицетов
почвы
исследованных городских функциональных зон, кроме рекреации, является
высокая частота встречаемости олигоспоровых актиномицетов, что не характерно
для природных почв зонального типа. Отмечено также более существенное, по
сравнению
с
другими
почвами,
долевое
участие
представителей
рода
Streptosporangium в комплексе почвенных актиномицетов транспортной и
селитебной зон.
107
Родовое разнообразие актиномицетов в почвах функциональных зон с
высоким уровнем загрязнения ТМ было несколько выше, чем в более чистых
функциональных зонах. Оно последовательно увеличивалось в следующем ряду
функциональных
зон:
рекреационные,
садово-огородные,
селитебные,
транспортные и промышленные. Более высокое, чем в природных почвах
разнообразие
актиномицетов
определяется
значительной
субстратной
гетерогенностью городских почв, особенностями микроклимата в условиях
городской среды, более разнообразными путями заноса актиномицетных спор
извне.
В
видовой
структуре
рода
Streptomyces
в
загрязненных
почвах
промышленной и транспортной зон по сравнению с почвами селитебной и садовоогородной зон преобладают окрашенные виды стрептомицетов секций и серий
Cinereus Chromogenes, Helvolo-Flavus Flavus, Roseus Ruber. Высокое долевое
участие представителей секции Imperfectus (стрептомицетов с отсутствием
воздушного
мицелия)
является
характерной
особенностью
комплексов
стрептомицетов наиболее загрязненных ТМ городских функциональных зон –
транспортной и промышленной, в которых доминируют представители данной
секции. В более чистой почве селитебной зоны и зоны садово-огородных
участков доминирующими видами стрептомицетов, помимо секции Imperfectus,
являются также неокрашенные виды секций и серий Albus Albus, Cinereus
Achromogenes. Доля непигментированных видов секций и серий Albus Albus и
Cinereus Achromogenes, в 3-5 раз превышает их содержание почве промышленной
и транспортной зон.
Известно, что определённые виды актиномицетов образуют комплекс
пигментов различных типов, качественный и количественный состав которых
зависит от компонентного состава, рН и других условий среды (Калакуцкий,
Агре, 1977). Ряд образуемых актиномицетами пигментов, таких как меланины
(Зенова,1977), каротиноиды (Kato et al, 1995) способны эффективно влиять на
ключевые процессы клеточного метаболизма, выполняя функции универсальных
протекторов при воздействии на клетку неблагоприятных факторов физической и
108
химической природы (Барабой, 2001; Капитанов, Пименов, 1996). По всей
видимости, более высокий уровень загрязнения почвы промышленной и
транспортной городских зон способствует насыщению комплекса стрептомицетов
пигментированными видами, обладающими соответствующей биохимической
защитой от воздействия загрязняющих веществ. Комплекс актиномицетов садовоогородных почв, как и комплекс селитебной зоны, представлен преимущественно
неокрашенными видами стрептомицетов, что обусловливает его большее
сходство с комплексом почвенных стрептомицетов зональных почв.
Результаты проведённых исследований показали, что почвы из различных
функциональных зон города существенно отличаются по структуре своих
актиномицетных
комплексов,
и
эти
отличия
обусловлены
различной
устойчивостью представителей мицелиальных прокариот к урбаногенному
загрязнению. Наиболее устойчивыми в условиях городской среды являются
представители рода Micromonospora, которые наряду со стрептомицетами
становятся доминирующим родом в комплексе, а также олигоспоровые
актиномицеты, участие которых в комплексе становится более значимым. Среди
представителей
рода
Streptomyces
наиболее
устойчивыми
в
условиях
повышенного содержания ТМ являются окрашенные виды стрептомицетов и
виды секции Imperfectus, наиболее чувствительными к загрязнению оказались
непигментированные виды стрептомицетов из секций и серий Albus Albus,
Cinereus Achromogenes.
Загрязнение ТМ может влиять не только на таксономическую структуру
комплекса почвенных актиномицетов, но и на физиологическую активность его
отдельных
представителей.
Одним
из
важнейших
качеств
почвенных
актиномицетов является способность к синтезу антибиотических веществ. Среди
известных сегодня микробных антибиотиков 70% синтезируется штаммами,
принадлежащими к порядку Actinomycetales и, в большинстве случаев, роду
Streptomyces (Воейкова и др., 2008). Благодаря антибиотической активности
почвенной микробиоты и особенно актиномицетов, происходит сохранение
109
супрессивности почвы в отношении патогенных и оппортунистических видов
микроорганизмов.
В модельном эксперименте нами было установлено, что под воздействием
ТМ (свинца и кадмия) изменяется антибиотическая активность стрептомицетов в
отношении других бактерий (городские изоляты более устойчивы к свинцу и
менее устойчивы к кадмию), у трети всех рассмотренных взаимодействий под
воздействием ТМ наблюдалось снижение антагонистической активности или
полная её утрата. Это подтверждает имеющиеся данные о том, что под
воздействием различных загрязнителей, в том числе ТМ, в городских почвах
может
происходить
подавление
антибиотической
активности
микробов-
антагонистов, что увеличивает сроки самоочищения почв и создаются условия,
благоприятные для развития токсичных форм микроорганизмов (Артамонова,
2002). Вместе с тем, увеличение или появление вновь антибиотической
активности под воздействием ТМ дает основания для более подробного изучения
данного
явления
в плане
создания
оптимальных
условий для
синтеза
антибиотических веществ стрептомицетами.
Перестройки в таксономической структуре стрептомицетного комплекса
почв с различным уровнем загрязнения, которые были отмечены нами ранее,
также могут сопровождаться изменением физиологической толерантности к ТМ
его отдельных представителей.
Известно, что наиболее устойчивые к воздействию ТМ стрептомицеты
выделяются,
преимущественно,
из
источников,
подвергшихся
сильному
загрязнению ТМ: шахт, промышленных отвалов, сточных вод (Guo et al., 2009;
Lin et al., 2011). Однако, для бактерий отмечены случаи выделения штаммов,
устойчивых к ТМ, и из незагрязнённых природных источников (De et al., 2003;
Смирнова,
особенности
2005).
Высокая
дают
активность
стрептомицетам
метаболизма
возможность
и
морфологические
колонизировать
новые
пространства в экстремальных условиях, в т.ч. в условиях загрязнения ТМ
(Schütze, Kothe, 2012).
110
В ходе модельного эксперимента было установлено, что комплексы
стрептомицетов в почвах сходного генезиса, но с различной степенью загрязнения
ТМ, при относительно высоком сходстве таксономической структуры могут
значительно различаться по своим функциональным проявлениям. Наблюдались
различия в скорости роста изолятов в зависимости от природы ТМ и вида
стрептомицета. Стрептомицетные комплексы, выделенных из городских почв
загрязненных ТМ, характеризовались более высокой частотой встречаемости (до
90%) представителей, увеличивающих радиальную скорость роста под влиянием
невысоких доз свинца, меди и цинка, чем комплекс стрептомицетов почв с низким
загрязнением ТМ фоновых территорий. Минимальная ингибирующая рост
выделенных изолятов стрептомицетов концентрация ТМ для меди составила 6
мкг/мл, для цинка – 115 мкг/л, для свинца в ходе модельного эксперимента не
была выявлена. Пределы выносливости культур, выделенных из городских почв,
были шире, чем у изолятов из фоновой почвы. Однако, устойчивые к изученным
ТМ штаммы стрептомицетов встречались как в городских, так и в фоновой почве.
Выделены культуры стрептомицетов, устойчивые к свинцу, цинку и меди
одновременно: из городских почв – S. bacillaris у-52, S. сalifornicus у-53; из почвы
фоновой территории – S. sindenensis н-3, S. aureofaciens н-4.
Полученные результаты согласуются с данными о различной устойчивости
целого ряда видов стрептомицетов к воздействию ТМ, приведенными в одной из
ранних работ (Abbas, Edwards, 1989.). Поскольку устойчивость к ионам ТМ часто
кодируется плазмидами, а перенос генов с их помощью распространён в природе,
действие ионов металлов может приводить к селекции штаммов, несущих гены
устойчивости. Селекция может быть неспецифической, т.е. определённый
токсический агент может приводить к возникновению устойчивости бактерий к
другим соединениям, поскольку плазмиды несут целые системы устойчивости к
нескольким токсическим агентам (Янева, 2009).
Благодаря способности к сорбции и различным механизмам интоксикации
ТМ на поверхности и внутри клетки, стрептомицеты, в скором времени могут
найти применение в качестве функциональных агентов в биотехнологиях,
111
связанных с инактивацией тяжелых металлов в природных средах и объектах
(Kothe et al., 2005; Lakshmipathy et al., 2010; Majzlik et al., 2011).
Рассматривая способность к сорбции ионов свинца из раствора (9 мг/л Pb2+)
изолятами стрептомицетов, в ходе модельного эксперимента, была установлена
высокая сорбционная способность как изолятов стрептомицетов фоновых
территорий, так и изолятов из городских почв. Максимальные значения сорбции
(до 99,4%) при этом наблюдались в эксперименте с изолятами стрептомицетов
фоновых территорий. Также эти культуры стрептомицетов наращивали в опыте
большую биомассу по сравнению с культурами стрептомицетов из городских
почв. Таким образом, изоляты стрептомицетов из фоновой почвы в модельном
опыте показали себя в большей степени способными к сорбции свинца из
растворов и наращиванию биомассы в данных условиях. Это может быть
объяснено индукцией металлами так называемых «спящих» генов устойчивости
(Haferburg et al., 2009). Системы устойчивости к ионам металлов появились у
актинобактерий задолго до техногенного загрязнения окружающей среды, что
показал анализ структуры генома резистентных к ТМ представителей рода
Streptomyces (Alvarez et al., 2013).
Возможно, «впервые» встречаясь с
повышенной концентрацией ТМ, не характерной для естественной природной
среды,
стрептомицеты используют сорбционный
механизм адаптации к ТМ
максимально, тогда как стрептомицеты, которые прежде имели в почве контакт с
ТМ, реализуют, по- видимому, помимо сорбционного, другие адаптационные
механизмы.
В итоге можно заключить, что адаптационные возможности актиномицетов
к комплексному воздействию урбаногенных факторов и стрессовому воздействию
ТМ в частности достаточно велики. Полученные данные об особенностях
стуктурно-функциональной организации комплексов актиномицетов в условиях
техногенного загрязнения дают основание для включения актиномицетных
комплексов в систему индикационных показателей для
биомониторинга
урбоэкосистем. Количественный и качественный состав актиномицетного
112
населения урбаноземов при сравнении с фоновыми территориями может дать
информацию о степени нарушенности почвенной микробиоты в целом.
Также,
изучение
комплексов
актиномицетов,
адаптированных
к
загрязнению ТМ в городской среде, представляет интерес не только с точки
зрения фундаментальной науки, расширяя наши представления об экологических
нишах, занимаемых мицелиальными бактериями, но и в отношении возможного
применения
процессах.
актиномицетов
в
биотехнологических
и
биоремедиационных
113
Выводы
1. Исследование широкого набора почв из различных функциональных зон
города Кирова показало в них более высокое содержание подвижных форм ТМ,
по сравнению с природными почвами. Содержание свинца превышало фоновые
концентрации в 37 раз, кадмия – в 4 раза, меди – в 77 раз, цинка – в 14 раз.
Суммарное содержание трех приоритетных для городской среды ТМ (Pb, Zn, Cu)
в почвах функциональных зон снижалось в следующем ряду: промышленная
>транспортная >селитебная >садово-огородные участки >рекреационная зона.
2. Комплекс актиномицетов в городских почвах представлен родами
Streptomyces,
Micromonospora,
Streptosporangium
и
олигоспоровыми
актиномицетами. Общая численность актиномицетов в исследованном ряду почв
изменялась в пределах 105 – 106 КОЕ/г.
3. Экспериментально выявлено значимое влияние подщелачивания среды и
загрязнения
почвы
ионами
Pb2+
на
варьирование
общей
численности
актиномицетов, которое зависело от стадии сукцессии. При одновременном
воздействии на почву этих факторов изменение численности представителей рода
Streptomyces определяется фактором подщелачивания в большей степени, чем
фактором загрязнения свинцом, а изменение численности представителей рода
Micromonospora – практически в равной степени влиянием свинца и смещения
реакции среды в щелочную сторону.
4. Структура комплексов актиномицетов в почвах наиболее загрязненных
ТМ функциональных зон отличается от комплексов ненарушенных зональных
почв более высоким родовым разнообразием, иным соотношением таксонов и
специфическим
составом
доминирующим
родом
в
доминантов.
Наряду
комплексе
становятся
со
стрептомицетами,
представители
рода
Micromonospora, а олигоспоровые актиномицеты, переходят из разряда редких в
разряд
типичных
частых.
Происходит существенное
изменение
видовой
представленности рода Streptomyces. Почвы промышленной и транспортной зон,
114
по сравнению с более чистыми селитебными и садовыми почвами, отличаются
более высоким долевым участием в комплексе пигментированных видов секций
и серий Cinereus Chromogenes, Helvolo-Flavus Flavus, Roseus Ruber, Imperfectus. В
более чистых почвах в 3-5 раз, по сравнению с загрязненными, выше доля видов,
принадлежащих к сериям Albus Albus, Cinereus Achromogenes.
5. Экспериментально показано, что антибиотическая активность культур
стрептомицетов в отношении грамотрицательных и грамположительных тестбактерий изменяется под воздействием 20 мг/л Pb2+ и 2 мг/л Cd2+ различным
образом. У трети всех рассмотренных попарных взаимодействий в присутствии
ионов ТМ наблюдалось снижение антагонистической активности или её полная
утрата. В остальных случаях рассмотренных взаимодействий антагонистическая
активность не изменялась или, наоборот, увеличивалась.
6. На основе данных о кинетике роста культур рода Streptomyces в
присутствии ионов ТМ впервые установлены различия в функциональной
структуре комплексов почвенных стрептомицетов из экотопов с различной
степенью загрязнения ТМ. Стрептомицетные комплексы из городской почвы,
характеризовались более высокой частотой встречаемостью представителей,
увеличивающих радиальную скорость роста под влиянием 3 мг/л ионов Pb2+, Cu2+
и Zn2+, чем комплекс стрептомицетов природной почвы. Установлено, что
минимальная ингибирующая рост исследованных штаммов стрептомицетов
концентрация меди (6 мг/л), значительно ниже, чем цинка (115 мг/л). Для свинца
ингибирующая концентрация в исследованном диапазоне (3-30 мг/л) не выявлена.
7. Показана способность стрептомицетов при выращивании в жидкой среде
с добавлением 9 мг/л Pb2+ извлекать до 99% свинца из раствора. Сорбция
мицелием свинца из раствора характерна как для изолятов из природной почвы,
так и для изолятов из
загрязненных ТМ городских почв. Максимальную
сорбционную активность и интенсивность роста в присутствии ионов свинца
проявляли изоляты из природной почвы.
115
Список литературы:
1)
Абрамова, А.М. Содержание никеля в почвах города Кирова / А.М.
Абрамова, А.И. Фокина // Актуальные проблемы регионального экологического
мониторинга: научный и образовательный аспекты: сб. материалов Всерос.
научной школы. – Киров: Изд-во ВятГГУ, 2006. – С. 194 – 195.
2)
Авцын, П.А. Микроэлементозы человека: этиология, классификация,
органопатология / П.А. Авцын, А.А. Жаворонкова, М.А. Риш, Л.С. Строчкова. –
М.: Медицина, 1991. – 496 с.
3)
Артамонова, В.С. Микробиологические особенности антропогенно
преобразованных почв Западной Сибири / В.С. Артамонова. – Новосибирск: Издво СО РАН, 2002. – 225 с.
4)
Артамонова, В.С. Микробные комплексы почв урбанизированных
территорий / В.С. Артамонова, С.Б. Бортникова, И.Б. Ившина, Т.И. Каменских,
Н.В. Смирнова, Н.А. Шапорина // Сибирский экологический журнал. – 2007. – №
5. – С. 797 – 808.
5)
Ашихмина,
Т.Я.
Экологические
проблемы
и
особенности
урбоэкосистем (на примере города Кирова) / Т.Я. Ашихмина // Особенности
урбоэкосистем подзоны южной тайги Европейского Северо-Востока. Под ред.
Т.Я. Ашихминой, Л.И. Домрачевой. – Киров: Изд-во ВятГГУ, 2012. – С. 6 – 24.
6)
Барабой, В.А. Структура, биосинтез меланинов, их биологическая
роль и перспективы применения / В.А. Барабой // Успехи современной биологии.
– 2001. – Т. 121. – №1. – С. 36 – 46.
7)
Безденежных, М.А. Оценка состояния атмосферного воздуха г.
Кирова по снежному покрову / М.А. Безденежных, Г.И. Березин, С.С. Злобин,
Т.Я.
Ашихмина,
Н.А.
Бурков
//
Биологический
мониторинг
природно-
техногенных систем: Сб. материалов Всерос. науч.-практ. конф. с межд. участием:
В 2 ч, Ч. 1. – Киров: ООО «Лобань», 2011. – С. 129 – 131.
116
8)
Бекасова,
О.Д.
О
механизме
детоксикации
ионов
кадмия
цианобактерий Nostoc muscorum / О.Д. Бекасова, А.А. Бреховских, М.И.
Москвина // Микробиология. – 2003. – Т. 72. – № 6. – С. 792 – 805.
9)
Благодатская, Е.В. Влияние выбросов медно-никелевого комбината на
микробное сообщество почв лесных биогеоценозов Кольского полуострова / Е.В.
Благодатская, Т.В. Памура, И.Н. Богомолова, Г.Н. Копцик, Н.В. Лукина //
Известия РАН. Серия биологическая. – 2008. – № 2. – С. 232 – 242.
10)
Бурков, Н.А. Прикладная экология с практикумом: учебное пособие /
Н.А. Бурков. – Киров: Вятка, 2008. – 448 с.
11)
Бурова,
Т.Ю.
Основные
уровни и
стадии функционирования
урбоэкосистемы г. Казани (на примере пространства исторического центра) /
Т.Ю. Бурова // Известия КазГАСУ. – 2011. – № 2(16). – С. 63 – 68.
12)
Вараксина, А.И. О содержании свинца в почвах города Кирова / А.И.
Вараксина // Актуальные проблемы регионального экологического мониторинга:
теория, методика, практика: Сб. материалов Всерос. науч. шк. (г. Киров, 13-15
ноября 2003 г.). – Киров, 2003. – С. 155 – 160.
13)
Варшал,
Г.М.
Гуминовые
кислоты
как
природный
комплексообразующий сорбент, концентрирующий тяжелые металлы в объектах
окружающей среды / Г.М. Варшал, Т.К. Велюханова, Д.Н. Чхетия //
Геохимические барьеры в зоне гипрегенеза. Межд. cимпозиум. – М., 1999. – С. 51
– 53.
14)
Владимиров, В.В. Урбоэкология: курс лекций / В.В.Владимиров. –
М.: Изд-во МНЭПУ, 1999. – 204 с.
15)
Водяницкий, Ю.Н. Загрязнение почв тяжелыми металлами / Ю.Н.
Водяницкий, Д.В. Ладонин, А.Т. Савичев. – М., 2012. – 305 с.
16)
Водяницкий, Ю.Н.
Загрязнение почв тяжелыми металлами и
металлоидами и их экологическая опасность (аналитический обзор) / Ю.Н.
Водяницкий // Почвоведение. – 2013. – №7. – С. 872 – 881.
117
17)
Водяницкий, Ю.Н. Нормативы содержания тяжелых металлов и
металлоидов в почвах / Ю.Н. Водяницкий // Почвоведение. – 2012. – №3. – С. 368
– 375.
18)
Водяницкий, Ю.Н. Об опасных тяжелых металлах/металлоидах в
почвах / Ю.Н. Водяницкий // Бюллетень Почвенного института им. В.В.
Докучаева. – 2011. – Вып. 68. – С. 56 – 82.
19)
Водяницкий, Ю.Н. Тяжелые металлы и металлоиды в почвах / Ю.Н.
Водяницкий. – М.: ГНУ Почвенный институт им. В.В. Докучаева РАСХН, 2008. –
85 с.
20)
Водяницкий, Ю.Н. Формы цинка в загрязненных почвах (обзор
литературы) / Ю.Н. Водяницкий // Почвоведение. – 2010. – №3. – С. 293 – 302.
21)
Воейкова, Т.А. Анализ макролидных, тетрациклиновых и пептидных
антибиотиков методом тонкослойной хроматографии / Т.А. Воейкова, Б.В.
Тяглов, С.В. Антонова, Е.Д. Барсуков, И.А. Сизова, И.И. Малахова, В.Д. Красиков
// Биотехнология. – 2008. – № 2. – С. 74 – 87.
22)
Воробьева, Л.А. Теория и практика химического анализа почв / Л.А.
Воробьева. – М.: ГЕОС, 2006. – 400 с.
23)
Галиулин, Р.В. Ферментативная диагностика окружающей среды
тяжелыми металлами / Р.В. Галиулин, Р.А. Галиулина // Вестник РАН. – 2012. – Т.
82. – № 11. – С. 999 – 1003.
24)
Гаузе,
Г.Ф.
Определитель
актиномицетов.
Роды
Sreptomyces,
Streptoverticillium, Chainia / Г.Ф. Гаузе, Т.П. Преображенская, М.А. Свешникова,
Л.П. Терехова, Т.С. Максимова. – М.: Наука, 1983. – 248 с.
25)
Генеральный план города Кирова / Кировская городская Дума 4
созыва. – Киров, 2007.
26)
Герасимова,
М.И.
Антропогенные
почвы:
генезис,
география,
рекультивация: учебное пособие / М.И. Герасимова, М.Н. Строганова, Н.В.
Можарова, Т.В. Прокофьева; под редакцией академика РАН Г.В. Добровольского.
– Смоленск: Ойкумена, 2003. – 268 с.
118
27)
Глазовская, М.А. Геохимические функции микроорганизмов / М.А.
Глазовская, Н.Г. Добровольская. – М: Изд-во МГУ, 1984. – 152 с.
28)
Государственный
доклад
«О
санитарно-эпидемиологической
обстановке в Кировской области в 2009 году» / Под общей ред. Г.Н. Грухиной,
Управление Федеральной службы в сфере защиты прав потребителей и
благополучия человека по Кировской области, ФГУЗ «Центр гигиены и
эпидемиологии в Кировской области» – Киров, 2010. – 287 с.
29)
Государственный
доклад
«О
санитарно-эпидемиологической
обстановке в Кировской области в 2011 году» / Под общей ред. Е.А. Белоусовой,
Управление Федеральной службы в по надзору в сфере защиты прав
потребителей и благополучия человека по Кировской области, ФГУЗ «Центр
гигиены и эпидемиологии в Кировской области» – Киров, 2012. – 279 с.
30)
Грачева, Т.А. Актиномицеты рода Micromonospora в наземных
экосистемах: дис. ... канд. биол. наук: 03.00.07 / Грачева Татьяна Александровна. –
Москва, 2004. – 112 c.
31)
Гришко, В.Н. Структурно-функциональные особенности сообщества
актиномицетов в некоторых черноземах и засоленных почвах Украины / В.Н.
Гришко, О.В. Сыщикова // Почвоведение. – 2010. – № 2. – С. 221 – 228.
32)
Дабах, Е.В. Особенности городских почв. Введение / Е.В. Дабах //
Особенности урбоэкосистем подзоны южной тайги Европейского СевероВостока. Под ред. Т.Я. Ашихминой, Л.И. Домрачевой. – Киров: Изд-во ВятГГУ,
2012. – С. 68 – 70.
33)
Дабах, Е.В. Химическое загрязнение почв отходами производства
предприятий цветной металлургии / Е.В. Дабах, А.П. Лемешко // Современные
проблемы загрязнения почв: Сб. материалов II Междунар. конф. – М.: МГУ, 2007.
– С. 34 – 37.
34)
Дабахов, М.В. Тяжелые металлы: экотоксикология и проблемы
нормирования / М.В. Дабахов, Е.В. Дабахова, В.И. Титова. Нижегородская гос. сх академия. – Н. Новгород: Изд-во ВВАГС, 2005. – 165 с.
119
35)
Девятова, Т.А. Функционально-экологическое состояние почв г.
Воронежа / Т.А.Девятова, Н.В.Стороженко, А.П.Щербаков // Современные
проблемы загрязнения почв. I Межд. конф. – М.: 2004. – С. 203 – 206.
36)
Денисов, В.В. Экология города: учебное пособие / В.В.Денисов, А.С.
Курбатов, И.А. Денисова, В.Л. Бондаренко, В.А. Грачев, В.В. Гутнев, Б.А.
Нагнибеда; под ред. проф. В.В. Денисова. – М.: ИКЦ «МарТ», Ростов н/Д, 2008. –
832 с.
37)
Добровольская, Т.Г. Бактериальные сообщества пустыни Каракум:
пространственная дисперсия и таксономический состав / Т.Г. Добровольская,
И.Ю. Чернов, Л.В. Лысак, Г.М. Зенова, Т.А. Грачева, Д.Г. Звягинцев //
Микробиология. – 1994. – Т. 63. – В. 2. – С. 334 – 342.
38)
Добровольская, Т.Г. Почвы и микробное разнообразие / Т.Г.
Добровольская, Л.В. Лысак, Д.Г. Звягинцев // Почвоведение. – 1996. – № 6. – С.
699 – 704.
39)
Добровольский, Г.В. Функции почв в биосфере и экосистемах
(экологическое значение почв) / Г.В. Добровольский, Е.Д. Никитин. – М.: Наука,
1990. – 261 с.
40)
Добровольский, Г.В. Экология почв. Учение об экологических
функциях почв: учебник / Г.В. Добровольский, Е.Д. Никитин. – 2-е изд., уточн. и
доп. – М.: Издательство Московского университета, 2012. – 412 с.
41)
Доклад о свинцовом загрязнении окружающей среды Российской
Федерации и его влиянии на здоровье населения (Белая книга) / Под ред. В.В.
Снакина. – М.: РЭФИА, 1997. – 233 с.
42)
Домрачева, Л.И. Микробная детоксикация тяжелых металлов / Л.И.
Домрачева, И.Г. Широких, Л.В. Кондакова // Биологический мониторинг
природно-техногенных
систем.
Под
общ.
ред.
Т.Я.
Ашихминой,
Н.М.
Алалыкиной. – Сыктывкар, 2011. – С. 19 – 26.
43)
Домрачева,
Л.И.
Микроорганизмы
в
биомониторинге
/
Л.И.
Домрачева // Биологический мониторинг природно-техногенных систем. Под
общ. ред. Т.Я. Ашихминой, Н.М. Алалыкиной. – Сыктывкар, 2011. – С. 9 – 19.
120
44)
Домрачева, Л.И. «Цветение» почвы и закономерности его развития. –
Сыктывкар, 2005. – 336 с.
45)
Дорохова, М.Ф. Микробиота как интегральный показатель состояния
почв города Москвы / М.Ф. Дорохова, Н.Е. Кошелева, Е.В. Терская //
Биодиагностика
материалы
XII
состояния
природных
Всероссийской
и
природно-техногенных
научно-практической
систем:
конференции
с
международным участием. Книга 1. Киров: Изд-во ООО «Веси», 2014. – С.323 –
325.
46)
Дуган, А.М. Оценка мутагенной активности и газовых частиц
атмосферного воздуха с помощью микробиологического теста / А.М. Дуган, И.Р.
Бариляк // Мiкробiол. ж.. – 1995. – Т. 57. – №4. – С. 66 – 72.
47)
Евдокимова, Г.А. Изменение свойств почв и почвенной биоты в зоне
воздействия аэротехногенных выбросов Кандалакшского алюминиевого завода /
Г.А. Евдокимова, М.В. Корнейкова, Н.П. Мозгов // Почвоведение. – 2013. – № 10.
– С. 1274 – 1280.
48)
Евдокимова, Г.А. Эколого-микробиологические основы охраны почв
Крайнего Севера / Г.А. Евдокимова. – Апатиты, 1995. – 272 с.
49)
Евреинова,
А.В.
Использование
показателей
биологической
активности для мониторинга и диагностики загрязнения почв тяжелыми
металлами II класса опасности / А.В. Евреинова, А.А. Попович, С.И.Колесников //
Современные проблемы загрязнения почв. I Межд. конф. М.: 2004. – С. 207–208.
50)
Егоров, Н.С. Основы учения об антибиотиках / Н.С. Егоров. – М.:
Высшая школа, 1979. – 485 с.
51)
Еремченко, О.З. Эколого-биологические свойства урбаноземов г.
Перми / О.З. Еремченко, И.Е. Шестаков, В.И. Каменщикова // Вестник
удмуртского университета. Биология. Науки о Земле. – 2010. – Вып.4. – С. 56 – 63.
52)
Жилин, О.В. Биосорбция и трансформация золота и сопутствующих
тяжелых металлов микромицетами: автореф. дис. … канд. биол. наук: 03.00. 07 /
Олег Викторович Жилин. – Владивосток, 2003. – 24 с.
121
53)
Жуйкова, И.А. Климат / И.А. Жуйкова // Леса Кировской области. Под
ред. А.И. Видякина, Т.Я. Ашихминой, С.Д. Новосёлова – Киров: ОАО «Киров.
обл. тип.», 2008. – С. 15 – 26.
54)
Зайцев, Д.А. Об особенностях атмосферной миграции цинка / Д.А.
Зайцев, Н.Н. Гребенкин, Н.Н. Роева, С.С. Воронич // Экологическая безопасность,
2013. – № 1. – С. 55 – 58.
55)
Заикина, Н.Н. Загрязнение почвенного покрова в зоне влияния
железнодорожного транспорта / Н.Н. Заикина, В.М. Тимонюк // Экология родного
края: проблемы и пути их решения: материалы II обл. научно-практич. конф.
молодежи. – Киров: ООО «Старая Вятка», 2007. – С. 23 – 25.
56)
Закалюкина,
Ю.В.
Антагонистические
свойства
почвенных
ацидофильных актиномицетов / Ю.В. Закалюкина, Г.М. Зенова / Известия РАН.
Серия биологическая. – 2007. – № 4. – С. 402 – 405.
57)
Закалюкина, Ю.В. Почвенные ацидофильные актиномицеты / Ю.В.
Закалюкина, Г.М. Зенова, Д.Г. Звягинцев // Микробиология. – 2002. – Т. 71. – №
3. – С. 399 – 403.
58)
Закалюкина, Ю.В. Почвенные ацидофильные актиномицеты: автореф.
дис. … канд. биол. наук: 03.00.07 / Юлия Владимировна Закалюкина. – М.: Изд-во
МГУ, 2003. – 23 с.
59)
Звягинцев, Д.Г. Актиномицеты засоленных и щелочных почв / Д.Г.
Звягинцев, Г.М. Зенова. – М.: Книжный дом университет, 2007. – 108 с.
60)
Звягинцев, Д.Г. Биология почв: учебник / Д.Г. Звягинцев, И.П.
Бабьева, Г.М. Зенова. – 3-е изд., испр. и доп. – М.: Изд-во МГУ, 2005. – 445 с.
61)
Звягинцев,
Д.Г.
Вертикально-ярусная
организация
микробных
сообществ лесных экосистем / Д.Г. Звягинцев, И.П. Бабьева, Т.Г. Добровольская,
Г.М. Зенова, Л.В. Лысак, Т.Г. Мирчинк // Микробиология, 1993, Т. 62, В. 1, С. 5 –
36.
62)
Звягинцев, Д.Г. Микробиологические и биохимические показатели
загрязнения свинцом дерново-подзолистой почвы / Д.Г. Звягинцев, А.В. Кураков,
М.М Умаров, З.Филип // Почвоведение. – 1997. – №9. – С. 1124 – 1131.
122
63)
Звягинцев, Д.Г. Мицелиальные бактерии засоленных почв / Д.Г.
Звягинцев, Г.М. Зенова, Г.В. Оборотов // Почвоведение. – 2008. – № 10. – С. 1250
– 1257.
64)
Звягинцев, Д.Г. Почва и микроорганизмы / Д.Г. Звягинцев. – М.: Изд-
во МГУ, 1987. – 256 с.
65)
Звягинцев, Д.Г. Развитие актиномицетов в бурой полупустынной
почве при низком давлении влаги / Д.Г. Звягинцев, Г.М. Зенова, И.И. Судницын,
Т.А. Грачева, Е.Е. Лапыгина, К.Р. Напольская, А.Е. Судницина // Почвоведение. –
2012. – № 7. – С. 799 – 806.
66)
Звягинцев, Д.Г. Разнообразие грибов и актиномицетов и их
экологические функции / Д.Г. Звягинцев, И.П. Бабьева, Г.М. Зенова, Л.М.
Полянская // Почвоведение. – 1996. – № 6. – С. 705 – 713.
67)
Звягинцев,
комплексов,
Д.Г.
обусловленное
Разнообразие
температурными
почвенных
адаптациями
актиномицетных
мицелиальных
актинобактерий / Д.Г. Звягинцев, Г.М. Зенова, Т.А. Грачёва, А.И. Курапова, М.С.
Дуброва // Теоретическая и прикладная экология. – 2011. – № 1. – С. 4 – 23.
68)
Звягинцев,
Д.Г.
Роль
микроорганизмов
в
биогеоценотических
функциях почв / Д.Г. Звягинцев, Т.Г. Добровольская, И.П. Бабьева, Г.М. Зенова,
Л.В. Лысак, О.Е. Марфенина // Почвоведение, 1992, № 6, С. 63 – 77.
69)
Звягинцев, Д.Г. Специфика распределения актиномицетов в наземных
экосистемах / Д.Г. Звягинцев, Г.М. Зенова // Вестник МГУ. Сер. 17.
Почвовоедение. – 1998. – № 3. – С. 48 – 57.
70)
Звягинцев, Д.Г. Экология актиномицетов / Д.Г. Звягинцев, Г.М.
Зенова. – М.: ГЕОС, 2001. – 256 с.
71)
Зенова, Г.М. Актиномицетные сообщества лесных экосистем / Г.М.
Зенова, Т.А. Грачева, Н.А. Манучарова, Д.Г. Звягинцев // Почвоведение. – 1996. –
№ 11. – С. 1347 – 1351.
72)
Зенова, Г.М. Актиномицеты в наземных биогеоценозах / Г.М. Зенова,
Д.Г. Звягинцев // Журнал общей биологии. – 1994. –Т. 55. – № 2. – С. 198 – 210.
123
73)
Зенова, Г.М. Актиномицеты рода Micromonospora в наземных
экосистемах / Г.М. Зенова, Т.А. Грачева, А.А. Лихачева // Микробиология. –
1994. – Т. 63. – В. 3. – С. 553 – 560.
74)
Зенова, Г.М. Ацидотолерантные актиномицеты в почвах / Г.М. Зенова,
Ю.В. Закалюкина, Д.Г. Звягинцев // Почвоведение. – 2000. – № 9. – С. 1124 –
1131.
75)
Зенова,
Г.М.
Аэробные
и
микроаэрофильные
актиномицеты
агроторфяной и торфяной типичных почв / Г.М. Зенова, А.А. Грядунова, А.И.
Позднякова, Д.Г. Звягинцев // Почвоведение. – 2008 а. – № 2. – С. 235 – 240.
76)
Зенова,
Г.М.
Выделение
и
рост
почвенных
ацидофильных
актиномицетов рода Micromonospora / Г.М. Зенова, Ю.В. Закалюкина, В.В.
Селянин, Д.Г. Звягинцев // Почвоведение. – 2004. – № 7. – С. 847 – 852.
77)
Зенова,
Г.М.
Галофильные
и
алкалофильные
стрептомицеты
засоленных почв / Г.М. Зенова, Г.В. Оборотов, Ж. Норовсурэн, А.В. Федотова,
Л.В. Яковлева // Почвоведение. – 2007. – № 11. – С. 1347 – 1351.
78)
Зенова, Г.М. Изменение комплекса почвенных актиномицетов при
длительном применении минеральных удобрений в выработанном торфянике /
Г.М. Зенова, И.Г. Широких, Д.Г. Звягинцев // Вестник МГУ. Сер.17.
Почвоведение. – 1993. – № 2. – С. 43 – 47.
79)
Зенова, Г.М. Комплексы актиномицетов в осушенных торфяных
типичных почвах таежной зоны при пирогенной сукцессии / Г.М. Зенова, Н.А.
Глушкова, М.В. Банников, А.П. Шваров, А.И. Поздняков, Д.Г. Звягинцев //
Почвоведение. – 2008 б. – № 4. – С. 441 – 447.
80)
Зенова, Г.М. Мезофильные и термотолерантные актиномицеты в
рекультивируемых торфяниках подзоны южной тайги / Г.М. Зенова, И.Г.
Широких, Л.В. Лысак, Д.Г. Звягинцев // Почвоведение. – 1991. – № 12. – С. 54 –
61.
81)
Зенова, Г.М. Меланиновые пигменты актиномицетов / Г.М. Зенова //
Биологические науки. – 1977. – № 7. – С. 4 – 13.
124
82)
Зенова, Г.М. Почвенные актиномицеты: учебное пособие / Г.М.
Зенова. – М.: Изд-во МГУ, 1992. – 78 с.
83)
Зенова, Г.М. Почвенные актиномицеты редких родов / Г.М. Зенова. –
М.: Изд-во МГУ, 2000. – 81 с.
84)
Зенова, Г.М. Разнообразие актиномицетов в наземных экосистемах /
Г.М. Зенова, Д.Г. Звягинцев. – М: Изд-во МГУ, 2002. – 132 с.
85)
Зенова, Г.М. Структурно-функциональные особенности комплексов
почвенных психротолерантных актиномицетов / Г.М. Зенова, М.С. Дуброва, Д.Г.
Звягинцев // Почвовоедение. – 2010. – № 4. – С. 482 – 487.
86)
Зенова, Г.М. Структурно-функциональная организация комплексов
термотолерантных актиномицетов пустынных и вулканических почв / Г.М.
Зенова, А.И. Курапова, А.М. Лысенко, Д.Г. Звягинцев // Почвоведение. – 2009. –
№ 5. – С. 575 – 580.
87)
Зенова, Г.М. Экстремофильные и экстремотолерантные актиномицеты
в почвах разных типов / Г.М. Зенова, Н.А. Манучарова, Д.Г. Звягинцев //
Почвоведение. – 2011. – № 4. – С. 457 – 478.
88)
Иванова, А.М. Микромицеты в антропогенно загрязненной среде
Санкт-Петербурга / А.М. Иванова, И.Ю. Кирцидели, В.А. Мельник // Проблемы
лесной фитопаталогии и микологии: Матер. IV Междунар. конф. – Петрозаводск,
2005. – С. 158 – 162.
89)
Иванова,
Т.И.
Численность
микроорганизмов
и
уровни
микробиологической активности мерзлотных антропогенно-трансформированных
палевых почв Якутии / Т.И. Иванова, Н.П. Кузьмина, А.П. Чевычелов //
Почвоведение. – 2008. – № 11. – С. 1371 – 1380.
90)
Иванников, Ф.А. Особенности органического вещества антропогенно
трансформированных почв и почвоподобных тел г. Москва / Ф. А. Иванников, Т.
В. Прокофьева, М. С. Розанова // Материалы докладов VI съезда Общества
почвоведов им. В.В. Докучаева. Всерос. с межд. участием науч. конф. «Почвы
России: современное состояние, перспективы изучения и использования».
Петрозаводск: Карельский научный центр РАН, 2012. – Кн. 1. – С. 410 – 411.
125
91)
История Кировской области: учеб. пособие. – Киров, 1975. – 184 с.
92)
Исупова, Е.М. Рельеф / Е. М. Исупова // Энциклопедия земли
Вятской, Т. 7, Природа / Отв. В. А. Ситников. – Киров: ГИПП «Вятка», 1997. –
С. 112 – 141.
93)
Кабиров, Т.Р. Использование многоуровневой системы индикации
биологической
активности
почв
для
оценки
эффективности
методов
биорекультивации нефтезагрязненных территорий: дис. … канд. биол. наук:
03.00.16, 03.00.23 / Тагир Рустэмович Кабиров. – Уфа, 2009. – 168 с.
94)
Калакуцкий, Л.В. Актиномицеты и растения / Л.В. Калакуцкий, Л.С.
Шарая // Успехи микробиологии. – 1990. – Т.25. – С.26 – 65.
95)
Калакуцкий, Л.В. Развитие актиномицетов / Л.В. Калакуцкий, Н.С.
Агре. – М.: Наука, 1977. – 287 с.
96)
Калакуцкий, Л.В. Экология актиномицетов / Л.В. Калакуцкий, Г.М.
Зенова // Успехи микробиологии. – 1984. – №19. – С. 203 – 221.
97)
Капитанов, А.Б. Каротиноиды как антиоксидантные модуляторы
клеточного метаболизма / А.Б.Капитанов, А.М.Пименов // Успехи современной
биологии. – 1996. – Т. 116, №2, С. 32 – 39.
98)
Кашулина, Г.М. Трансформация органического вещества почв в
условиях экстремального загрязнения выбросами комбината «Североникель» /
Г.М. Кашулина, В.Н. Переверзев, Т.И. Литвинова // Почвоведение, 2010, №10, С.
1265 – 1275.
99)
Кондакова, Л.В. Изменение сообществ почвенных водорослей при
мелиорации дерново-подзолистых почв: автореф. дис. … канд. биол. наук:
03.00.05 / Любовь Владимировна Кондакова. – Киров, 1983. – 16 с.
100) Кондакова,
использованием
Л.В.
Принципы
количественных
диагностики
характеристик
состояния
почвы
с
альго-микологических
комплексов / Л.В. Кондакова, Л.И. Домрачева, Е.В. Дабах, А. Плетнева // Вестник
Института биологии Коми НЦ УрО РАН. – 2008. – № 6. – С. 12 – 15.
126
101) Косинова, И.И. Эколого-геохимическая оценка урбанизированных
территорий на примере г. Петрозаводска / И.И. Косинова, Н.В. Крутских, Н.Б.
Лаврова // Вестник ВГУ. Серия Геология. – 2011. – № 2. – С. 204 – 211.
102) Кривощекова, Т.Г. Сапрофитная и фитопатогенная микрофлора почв
урбанизированных территорий / Т.Г. Кривощекова, В.С. Артамонова //
Материалы междунар. науч. конф., посвященной 70-летию образования кафедры
почвоведения в Томском гос. университете. – Томск: Изд-во Том. ун-та, 2000. – Т.
1. – С. 103 – 105.
103) Куличева, Н.Н. Бактерии в почве, опаде и филлосфере городской
экосистемы / Н.Н. Куличева, Л.В. Лысак, П.А. Кожевин, Д.Г. Звягинцев //
Микробиология. – 1996. – Т. 65. – Вып. 3. – С. 416 – 420.
104) Кулябина, Т.В. Генерирующая компания / Т.В. Кулябина //
Энциклопедия земли Вятской, Т.10, кн. 2, Промышленность, энергетика,
строительство, транспорт / Под общ. ред. В.А. Ситникова. – Киров: О-Краткое,
2008. – С. 309 – 325.
105) Кураков, А.В. Изменение комплекса гетеротрофных организмов при
загрязнении дерново-подзолистой почвы свинцом / А.В. Кураков, Д.Г. Звягинцев,
З.Филип // Почвоведение. – 2000. – №12. – С. 1448 – 1456.
106) Курапова, А.И. Термотолерантные и термофильные актиномицеты
почв зоны пустынных степей Монголии / А.И. Курапова, Г.М. Зенова, И.И.
Судницин, А.К. Кизилова, Н.А. Манучарова, Ж. Нороввсурэн, Д.Г. Звягинцев //
Микробиология. – 2012. – Т. 81. – № 1. – С. 105 – 116.
107) Куркина, М.В. Сезонная динамика актиномицетов почв зеленых зон
Калининграда / М. В. Куркина, А. А. Родимова, В. П. Дедков // Вестник
Балтийского федерального университета им. И. Канта. – 2011. – Вып. 7. – С. 8 –
16.
108) Лакин, Г.Ф. Биометрия: учебное пособие для биол. спец. вузов / Г.Ф.
Лакин. – М.: Высшая школа, 1990. – 352 с.
109) Лихачева, Э.А. Город – экосистема / Э.А.Лихачёва, Д.А.Тимофеев,
М.П. Жидков и др. – М.: Медиа-ПРЕСС, 1996. – 336 с.
127
110) Лозовая, О.Г. Поиск биосорбентов тяжелых металлов среди дрожжей
различных таксономических групп / О.Г. Лозовая, Т.П. Касаткина, В.С.
Подгорский // Микробiол. журнал. – 2004. – Т. 66. – № 2. – С. 92 – 101.
111) Лысак, Л.В. Бактериальные сообщества городских почв:
автореф.
дис…. доктора биол. наук: 03.02.03 / Людмила Вячеславовна Лысак. – Москва,
2010. – 46 с.
112) Марфенина,
О.Е.
Антропогенные
изменения
комплексов
микроскопических грибов в почвах: автореф. дис. … д-ра биол. наук: 03.00.27 /
Ольга Евгеньевна Марфенина – М., 1999. – 49 с.
113) Марфенина, О.Е. Антропогенная экология почвенных грибов / О.Е.
Марфенина. – М.: Медицина для всех, 2005. – 196 с.
114) Марфенина, О.Е. Микроскопические грибы во внешней среде города /
О.Е. Марфенина, А.Б. Кулько, А.Е. Иванова // Микология и фитопатология. –
2002. – Т.36. – №4. – С. 22 – 31.
115) Марченко, С.А. Функциональная реакция микробного сообщества
почвы как индикатор загрязнения стойкими органическими загрязнителями / С.А.
Марченко, П.А. Кожевин // Агро ХХI. – 2008. – № 7 – 9. – С. 31 – 33.
116) Методы почвенной микробиологии и биохимии: учебное пособие /
под ред. Д.Г. Звягинцева. – М.: Изд-во МГУ, 1991. – 304 с.
117) Мэггаран, Э. Экологическое разнообразие и его измерение / Э.
Мэггаран. – М.: Мир, 1992. – 173 с.
118) Мягкова, А.Д. Методические указания по оценке городских почв при
разработке градостроительной и архитектурностроительной документации / А.Д.
Мягкова, М.Н. Строганова, Г.П. Тощева, А.С. Яковлев, Р.Г. Мамин, А.С.
Курбатова. – ГлавАПУ МКА; АО Моспроект; НИиПИИЭГ, Пущино-на-Оке,
ОНТИ Пущинского НЦРАН, 1996. – 36 с.
119) Назаренко, Н.Н. Оценка структуры комплекса актиномицетов в
техногенно нарушенных почвах урбоэкосистемы / Н.Н. Назаренко // Труды
второй межд. научно-практической конф. молодых ученых «Индикация состояния
128
окружающей среды: теория, практика, образование», 25-28 апреля 2013 года:
сборник статей. – М.: ООО «Буки Веди», 2013. – 480 с.
120) Нечаева, Е.Г. Воздействие нефтедобывающей отрасли на почвенный
покров Среднего Приобья / Е.Г.Нечаева // Современные проблемы загрязнения
почв, Сб. мат-лов II Межд. науч. конф.. – 2007. – Т. 1. – С. 171 – 174.
121) Никитина,
З.И.
Микробиологический
мониторинг
наземных
экосистем / З.И. Никитина. – Новосибирск: Наука, 1991. – 220 с.
122) Никитина, М.В. Трансформация подвижных форм цинка и меди в
почвах природных и промышленных ландшавтов г. Архангельска / М.В.
Никитина, Л.Ф. Попова, О.Н. Репницина // Вестник МГОУ. Серия «Естественные
науки». – 2012. – №4. – С. 123 – 127.
123) Ницэ,
Л.
Микробиологическая
активность почвы
в
условиях
адаптивного земледелия: автореферат дис. … доктора биологических наук:
03.00.27 / Лазэр Ницэ. – Москва, 1995. – 40 с.
124) Обухов, А.И. Биогеохимия тяжелых металлов в городской среде / А.И.
Обухов, О.М. Лепнева // Почвоведение. – 1989. – №5. – С. 65 – 73.
125) Овчинникова, Т.А.
Некоторые микробиологические особенности
почвенного покрова города Новокуйбышевска в осенний период / Т.А.
Овчинникова, Н.В. Прохорова, Т.А. Панкратов // Самарская Лука: проблемы
региональной и глобальной экологии. – 2010. – Т. 19. – № 2. – С. 83 – 91.
126) Одум, Ю. Основы экологии / Ю. Одум: пер. с англ. – М.: Мир, 1975. –
741 с.
127) Определитель бактерий Берджи / под ред. Дж. Хоулта, Н. Грига, П.
Снита, Дж. Стейли, С. Уилльямса, 9 изд., в 2-х т., перевод с англ. под ред. акад.
РАН Г.А. Заварзина. – М.: Мир, 1997. – 800 с.
128) Орлов, Д.С. Органическое вещество почв Российской Федерации /
Д.С. Орлов, О.Н. Бирюкова, Н.И. Суханова. М.: Наука, 1996. – 253 с.
129) Пампура, Т.В. Экспериментальное изучение буферности чернозема
при загрязнении медью и цинком / Т.В. Пампура, Д.Л. Пинский, В.Г. Остроумов,
В.Д. Гершевич, В.Н. Башкин // Почвоведение. – 1993. – № 2. – C.104 – 110.
129
130) Подольская, В.И. Особенности влияния мышьяка на рост бактерий и
АТФазную активность плазматических мембран / В.И. Подольская, Т.Г. Гузина,
З.Р. Ульберт, А.С. Соколовская, Н.И. Гршценко // Прикладная биохимия и
микробиология. – 2002. – Т. 38. – № 1. – С. 69 – 75.
131) Покровский, В.И. Сальмонеллезы / В.И. Покровский, Б.Л. Черкасский.
– М.: Изд-во АО «Медицинская газета», 1995. – 224 с.
132) Почва. Город. Экология / отв. ред. Г.В. Добровольский. – М.: Фонд
«За экономическую грамотность», 1997. – 320 с.
133) Почвы в биосфере и жизни человека: монография / научные
редакторы: академик РАН Г.В. Добровольский, д.б.н. Г.С. Куст, д.т.н. В. Г.
Санаев. – М.: ФГБОУ ВПО МГУЛ, 2012. – 584 с.
134) Практикум по агрохимии / под ред. В.Г.Минеева. – М.: Изд-во МГУ,
2001. – 689 с.
135) Прокашев, А.М. Почвы заповедника «Нургуш» / А.М. Прокашев //
Научные исследования как основа охраны природных комплексов заповедников и
заказников. Сб. мат-ов Всерос. науч.-практ. конф. – Киров: ООО «Типография
«Старая Вятка», 2009. – С.121 – 126.
136) Прокофьева,
Т.В.
Антропогенная
трансформация
почв
парка
Покровское-Стрешнево (Москва) и прилегающих жилых кварталов / Т.В.
Прокофьева, В.О. Попутников // Почвоведение. – 2010. – № 6. – С. 748 – 758.
137) Ревич, Б.А. «Горячие точки» химического загрязнения окружающей
среды и здоровье населения в городах России / Б.А. Ревич // Россия в
окружающем мире: 2006 (Аналитический ежегодник). Отв. ред. Н.Н. Марфенин. –
М.: МНЭПУ, Авант, 2007. – 320 с.
138) Регуляторная роль почвы в функционировании таежных экосистем /
отв. ред. Г.В. Добровольский. – М.: Наука, 2002. – 364 с.
139) Ровбель, Н.М. Связывание ионов меди грибными меланинами / Н.М.
Ровбель, И.А. Гончарова, А.Э. Томсон, С.В. Пармон // Микробиология и
биотехнология на рубеже 21 столетия: Матер. Междунар. конф. – Минск, 2000. –
С. 79 – 80.
130
140) Саванина, Я.В. Значение глутатионовой системы в накоплении и
детоксикации тяжелых металлов в клетках цианобактерий и микроводорослей /
Я.В. Саванина, А.Ф. Лебедева, Е.Л. Барский // Вестн. МГУ. Сер. 16. – 2003. – № 3,
С. 29 – 37.
141) Салтыков, Е.В. Развитие железных дорог после 1918 года / Е.В.
Салтыков // Энциклопедия земли Вятской, Т.10, кн. 2, Промышленность,
энергетика, строительство, транспорт / Под общ. ред. В.А. Ситникова. – Киров: ОКраткое, 2008. – С. 336 – 347.
142) Свистова, И.Д. Микробиологическая индикация урбаноземов города
Воронежа / И.Д. Свистова, Н.Н. Талалайко, А.П. Щербаков // Вестник ВГУ.
Серия: Химия. Биология. Фармация. – 2003. – № 2. – С. 175 – 180.
143) Свистова, И.Д. Стрессовая реакция мицелиальных микроорганизмов
чернозема на автотранспортное загрязнение / И.Д. Свистова, И.И. Корецкая, А.П.
Щербакова // IV научные чтения памяти профессора В.В. Стачинского. –
Смоленск, 2004. – С. 756 – 760.
144) Селянин
В.В.
Почвенные
алкалофильные
актиномицеты
/
В.В.Селянин, Г.Е. Оборотов, Г.М. Зенова, Д.Г. Звягинцев // Микробиология. –
2005. – Т. 74. – № 6. – С. 838 – 844.
145) Сергеева,
А.Г.
Актиномицеты
как
продуценты
биологически
активных веществ / А.Г. Сергеева, Н.Г. Куимова // Бюллетень физиологии и
патологии дыхания. – 2006. – Вып. 22 (Приложение). – С. 88 – 90.
146) Синцов, А.В. Современная классификация почвенного покрова
городских территорий / А.В. Синцов, А.Н. Бармин // Геология, география и
глобальная энергия. – 2011. – №3 (42) . – С. 149 – 155.
147) Сиунова, Т.В. Продукция феназиновых антибиотиков у штамма
Pseudomonas aureofaciens, содержащего плазмиду резистентности к кобальту и
никелю / Т.В. Сиунова, В.В. Кочетков, Ш.З. Валидов, Н.Е. Сузина, А.М. Боронин
// Микробиология. – 2002. – Т. 71. – № 6. – С. 778 – 785.
148) Слободина,
Н.П.
Биоиндикационные
возможности
почвенной
альгофлоры на урбанизированных территориях / Н.П. Слободина // Современные
131
проблемы биоиндикации и биомониторинга: Тез. докл. XI Междунар. симпозиума
по биоиндикаторам. – Сыктывкар, 2001. – С. 174 – 175.
149) Смирнова,
Г.Ф.
Распространение
бактерий,
устойчивых
к
кислородосодержащим ксенобиотикам / Г.Ф. Смирнова // Мiкробiол. журнал,
2005. – Т. 67. – № 5. – С. 11 – 18.
150) Сорокина, Л.Е. Сукцессионные изменения таксономического состава
актиномицетов дерново-подзолистой почвы / Л.Е. Сорокина, Г.М. Зенова, П.А.
Кожевин // Микробиология. – 1991. – Т. 60. – В. 6. – С. 165 – 171.
151) Строганова, М.Н. Городские почвы: опыт изучения и систематики (на
примере почв юго-западной части г. Москвы) / М.Н. Строганова, М.Г. Агаркова //
Вестник Московского университета. Серия 17: Почвоведение. – 1992. – №7. – С.
16 – 24.
152) Строганова, М.Н. Почвы Москвы и экология города / М.Н.
Строганова, А.Д. Мягкова, Т.В. Прокофьева, И.Н. Скворцова. – М.: ПАИМС, 1998
– 166 с.
153) Строганова, М.Н. Разработка теоретических основ экологической
оценки почв урбанизированных экосистем / М.Н. Строганова, А.Д. Мягкова, Т.В.
Прокофьева // Информационный бюллетень РФФИ. 4 Биология. Медицинская
наука. – 1996.
154) Строганова, М.Н. Роль почв в городских экосистемах / М.Н.
Строганова, А.Д. Мягкова, Т.В. Прокофьева // Почвоведение. – 1997. – №1. – С. 96
– 101.
155) Строганова, М.Н. Экологическое состояние городских почв и
стоимостная оценка земель / М.Н. Строганова, Т.В. Прокофьева, А.Н. Прохоров,
Л.В. Лысак, А.П. Сизов, А.С. Яковлев // Почвоведение. – 2003. – №7. – С. 867 –
875.
156) Структурно-функциональная роль почв и почвенной биоты в
биосфере / Г.В. Добровольский, И.П. Бабьева, Л.Г. Богатырев и др.; отв. ред. Г.В.
Добровольский. – М.: Наука, 2003. – 364 с.
132
157) Талалайко, Н.Н. Микробиолоигческая индикация урбаноземов города
Воронежа: автореф. дис…. канд. биол. наук: 03.00.16 / Наталья Николаевна
Талалайко. – Воронеж, 2005. – 23 с.
158) Теппер, Е.И. Микроорганизмы рода Nocardia и разложение гумуса /
Е.И. Теппер. – М.: Наука, 1976. – 199 с.
159) Терехова, В.А. Микромицеты в экологической оценке водных и
наземных экосистем / В.А. Терехова. – М.: Наука, 2007. – 215 с.
160) Убугунов В.Л. Тяжелые металлы в садово-огородных почвах и
растениях г. Улан-Удэ: монография / В.Л. Убугунов, В.К. Кашин; отв. ред. В.Б.
Ильин; РАН, СО, Ин-т общей и эксперимент. биологии. – Улан-Удэ: Изд-во
Бурят. науч. центра, 2004. – 125 с.
161) Федорец, Н.Г. Методика исследования почв урбанизированных
территорий / Н.Г. Федорец, М.В. Медведева. – Петрозаводск: Карельский
научный центр РАН, 2009. – 84 с.
162) Федорова, А.И. Загрязнение поверхностных горизонтов почв г.
Воронежа тяжелыми металлами / А.И. Федорова, Е.В. Шунелько // Вестник ВГУ.
Серия География и Геоэкология. – 2003. – № 1. – С. 74 – 82.
163) Фокина, А.И. Микробная детоксикация тяжелых металлов (обзор) /
А.И.
Фокина,
Л.И.
Домрачева,
И.Г.
Широких,
Л.В.
Кондакова,
С.Ю.
Огородникова // Теоретическая и прикладная экология. – 2008. – № 1. – С. 4 – 10.
164) Фомин, Г.С. Почва: Контроль качества и экологической безопасности
по международным стандартам. – М: Протектор, 2001. – 304 с.
165) Френкель, М.О. Климат / М.О. Френкель // Энциклопедия земли
Вятской, Т. 7, Природа / Отв. В. А. Ситников. – Киров: ГИПП «Вятка», 1997. –
С. 142 – 174.
166) Хабибуллина, Ф.М. Микробиота как индикатор при восстановлении
нефтезагрязненных почв / Ф.М. Хабибуллина, И.Б. Арчегова // Современные
проблемы биоиндикации и биомониторинга: Тез. докл. XI Междунар. симпозиума
по биоиндикаторам. – Сыктывкар, 2001. – С. 198.
133
167) Хабибуллина,
Ф.М.
Почвенная
микробиота
естественных
и
антропогенно нарушенных экосистем Северо-Востока европейской части России:
автореф. дис. … докт. биол. наук: 03.00.16 / Флюза Мубараковна Хабибулина. –
Сыктывкар, 2009. – 40 с.
168) Хакимов, Ф.И. Почвы промышленного города: трансформация и
загрязнение / Ф. И. Хакимов, Н. Ф. Деева, А. О. Ильина // Екологія та
ноосферологія. – 2006. – Т. 17. – № 1 – 2. – C. 24 – 40.
169) Химия тяжелых металлов, мышьяка, молибдена в почвах / Под.ред.
Н.Г. Зырина, Л.К. Садовниковой. – М.: Изд-во Моск. ун-та, 1985. – 206 с.
170) Черных, Н.А. Влияние тяжелых металлов на ферментативную
активность почв / Н.А. Черных // Химизация сельского хозяйства. – 1991. – №1. –
С. 40 – 42.
171) Численность населения Российской Федерации по муниципальным
образованиям на 1 января 2013 года. – М.: Федеральная служба государственной
статистики Росстат, 2013. – 528 с.
172) Чормонова, Н.Т. Распределение актиномицетов рода Actinomadura в
почвах Казахстана / Н.Т. Чормонова, Т.П. Преображенская // Поиск продуцентов
антибиотиков среди актиномицетов редких родов. – Алма-Ата: Гылым, 1990. – С.
47 – 53.
173) Шабалина, Ю.С. Оценка состояния почв г. Кирова по содержанию
тяжелых металлов и интегральной токсичности / Ю.С. Шабалина, А.С. Олькова,
Г.И. Березин // Закономерности функционирования природных и антропогенно
трансформированных
экосистем:
материалы
Всероссийской
научной
конференции. – Киров: Изд-во ООО «ВЕСИ», 2014. – С. 125 – 129.
174) Швакова, Э.В. Активность аскорбатоксидазы при загрязнении почвы
медью / Э.В. Швакова, Е.В. Мартьянова // Экологические проблемы
Севера:
Межвузовский сборник научных трудов / отв. редактор П.А. Феклистов. –
Архангельск: изд-во АГТУ, 2010. – Вып. 13. – 205 с.
175) Широких, А.А. Комплекс почвенных актиномицетов аллювиальной
дерновой почвы заповедника «Нургуш» / А.А. Широких, И.Г.Широких, Е.В.
134
Товстик // Труды государственного природного заповедника «Нургуш», Т.1. –
Киров: ООО «Типография «Старая Вятка», 2011а. – С.188 – 196.
176) Широких
И.Г.
Механизмы
адаптации
микроорганизмов
к
повышенной почвенной кислотности и токсичности алюминия / И.Г. Широких //
Биологический мониторинг природно-техногенных систем / Под общ. ред. Т.Я.
Ашихминой, Н.М. Алалыкиной. – Сыктывкар, 2011. – С. 220 – 236.
177) Широких, И.Г. Микробные сообщества кислых почв Кировской
области / И.Г. Широких, А.А. Широких. – Киров: НИИСХ Северо-Востока, 2004.
– 320 с.
178) Широких, И.Г. Микробные сообщества кислых почв Северо-востока
Европейской части России: дис. … д-ра биол. наук: 03.00.27, 03.00.07 / Ирина
Геннадьевна Широких. – Москва, 2004. – 394 с.
179) Широких,
И.Г.
Особенности
актиномицетных
комплексов
в
урбанозёмах г. Киров / И.Г. Широких, Т.Я. Ашихмина, А.А. Широких //
Почвоведение. – 2011б. – № 2. – С.199 – 205.
180) Широких, И.Г. Регуляция актиномицетом симбиотических отношений
клубеньковых бактерий с клевером луговым / И.Г. Широких, О.В. Рябова, А.А.
Широких // Теоретическая и прикладная экология. – 2011в. – № 2. – С. 70 – 74.
181) Широких, И.Г. Структура комплекса актиномицетов в биогеоценозах
на осушенных торфянниках: автореф. дис. … канд. биол. наук: 03.00.07 / Ирина
Геннадьевна Широких. – Москва, 1993. – 19 с.
182) Широких,
И.Г.
Экспериментальное
получение
симбиотических
ассоциаций почвенных стрептомицетов с цианобактериями / И.Г. Широких, Д.А.
Зиновьева, С.Ю. Огородникова, А.А. Широких // Теоретическая и прикладная
экология. – 2013. – № 1. – С. 101 – 106.
183) Шнюкова, Е.И. Аккумуляция ионов металлов экзополисахаридами
Nostoc linckia (Roth) Born. et Flach. (Cyanjphyta) // Альгология. – 2005. – Т. 15. – №
2. – С. 172 – 180.
184) Щелчкова,
М.В.
Комплексное
влияние
тяжелых металлов на
ферментативную активность и эффективное плодородие мерзлотной лугово-
135
черноземной почвы / М.В. Щелчкова, Л.К. Стручкова, И.А. Федоров // Вестник
СВФУ. – 2010. – Т. 7. – № 4. – С. 16 – 21.
185) Экологическая роль микробных метаболитов / под ред. Д.Г.
Звягинцева. – М.: Изд-во МГУ, 1986. – 240 с.
186) Экология крупного города (на примере Москвы): учебное пособие /
под общей ред. д.б.н. А.А. Минина. – М.: Изд-во «ПСЬВА», 2001. – 192 с.
187) Энциклопедия земли Вятской, Т.10, кн. 2, Промышленность,
энергетика, строительство, транспорт / Под общ. ред. В.А. Ситникова,
Департамент культуры и искусства Кировской области, Кировское отделение
Общеросийской общественной организации «Союз писателей России». – Киров:
О-Краткое, 2008. – 560 с.
188) Янева, О.Д. Механизмы устойчивости бактерий к ионам тяжелых
металлов / О.Д. Янева // Мiкробiол. журн.. – 2009. – Т.71. – №6. – С. 54 – 65.
189) Abbas, A. Effects of metals on a range of Streptomyces species / A.
Abbas, C. Edwards // Appl Environ Microbiol.. – 1989. – V.55. – P. 2030 – 2035.
190) Air Quality in Urban Environment. Issues in environmental science and
technology / editors: R.E. Hester, R.M. Harrison. – UK.: Royal Society of Chemistry,
2009. – 149 p.
191) Albarracin, V.H. Copper removal ability by Streptomyces strains with
dissimilar growth patterns and endowed with cupric reductase activity / V.H.
Albarracin, A.L. Avila, M.J. Amoroso, C.M. Abate // FEMS Microbiol. Lett.. – 2008,
288. – P. 141 – 148.
192) Alberti, M. Ecological resilience in urban ecosystems: Linking urban
patterns to human and ecological functions / Marina Alberti, John M. Marzluff // Urban
Ecosystems. – September 2004. – V. 7. – Is. 3. – P. 241 – 265.
193) Alva, A.K. Soil pH Affects Copper Fractionation and Phytotoxicity / A. K.
Alva, B. Huang, S. Paramasivam // Soil Science Society of America Journal. – 2000. –
V. 64. – № 3. – P. 955 – 962.
136
194) Alvarez, A., Catalano S.A, Amoroso M.J. Heavy metal resistant strains are
widespread along Streptomyces phylogeny / A. Alvarez, S.A. Catalano, M.J. Amoroso
// Mol. Phylogenet. Evol. – 2013. http://dx.doi.org/10.1016/j.ympev.2012.11.025.
195) Amoroso, M.J. Evidence for high affinity nickel transporter genes in heavy
metal resistant Streptomyces sp / M.J. Amoroso, D. Schubert, P. Mitscherlich, P.
Schumann, E. Kothe // J. Basic Microbiol.. – 2000. – 40. – P. 295 – 301.
196) Anderson, J.R. Pesticide effects in non-target soil microorganisms / J.R.
Anderson // Pesticide microbiology. Ed. J.R. Hill, S.J.L. Wright. – L. Acad. press, 1978.
– P.
312 – 533.
197) Andrade, L. Zinc detoxification
by a cyanobacterium from a metal
contaminated by a Brazil / L. Andrade, C.N. Keim, M. Farina, W.C. Pfeiffer // Braz.
Arch. Biol. and Technol.. – 2004. – V. 47. – № 1. – Р. 147 – 152.
198) Antrop, M. Landscape change and the urbanization process in Europe /
Marc Antrop // Landscape and Urban Planning. – V. 67. – Is. 1– 4. – 15 March. – 2004. – P.
9 – 26.
199) Baltz,
Richard
H.
Renaissance
in
antibacterial
discovery
from
actinomycetes / Richard H. Baltz // Current Opinion in Pharmacology. – V. 8. – Is.5,
October 2008. – P. 557 – 563.
200) Berkowicz, R. Using measurements of air pollution in streets for evaluation
of urban air quality — meteorological analysis and model calculations / R. Berkowicz,
F. Palmgren, O. Hertel, and E. Vignati // Science of the Total Environment. – 1996. – 189
/ 190. – P. 259 – 265.
201) Beveridge, T.J. Role cellular design in bacterial metal accumulation and
mineralization / T.J. Beveridge // Ann. Rev. Microbiol.. – 1989. – V. 43. – P. 147 – 171.
202) Biasioli, M. The influence of a large city on some soil properties and
metals content / M. Biasioli, R. Barberis, F. Ajmone-Marsan // Science of The Total
Environment. – V. 356. – Is. 1– 3. – 1 March 2006. – P. 154 – 164.
203) Bockheim, J. G. Nature and properties of highly-disturbed urban soils,
Philadelphia, Pennsylvania / J. G. Bockheim. – Paper presented before Division S-5,
137
Soil Genesis, Morphology and Classification, Annual Meeting of the Soil Science
Society of America, Chicago, IL, 1974.
204) Boeckle, B. Reduction of disulfide bonds by Streptomyces pactum during
growth on chiken feat hers / B. Boeckle, R. Mueller // Environ. Microbiol.. – 1997. – V.
63. – № 2. – P. 790 – 792.
205) Bruins, M.R. Microbial resistance to metals in the environment / M.R.
Bruins, S. Kapil, F.W. Oehme // Ecotoxicol. Environ. Saf.. – 2000. – V. 45. – № 2. – P.
198 – 207.
206) Busti, E. Antibiotic-producing ability by representatives of a newly
discovered lineage of actinomycetes / E. Busti, P. Monciardini, L. Cavaletti, R.
Bamonte, A. Lazzarini, M. Sosio, S. Donadio // Microbiology. – March 2006. – V. 152.
– № 3. – P. 675 – 683
207) Buyantuyev, A. Urban heat islands and landscape heterogeneity: linking
spatiotemporal variations in surface temperatures to land-cover and socioeconomic
patterns / Alexander Buyantuyev, Jianguo Wu // Landscape Ecology. – 2010. – V. 25. –
P. 17 – 33.
208) Chater, K.F. The complex extracellular biology of streptomycetes / K.F.
Chater, S. Biro, K.J. Lee, T. Palner, H. Schrempf // FEMS Microbiol. rev.. – 2010. – V.
34. – P. 171 – 198.
209) Conrad, R. Soil microorganisms as controllers of atmospheric trace gases
(H2, CO, CH4, OCS, N2O, and NO) / R. Conrad // Microbiol. Mol. Biol. Rev. –
December 1996. – V. 60. – № 4. – Р. 609 – 640.
210) Csolotnyi, J.T. Anaerobic respiration on tellurite and metalloids in bacteria
from hydrothermal vent fields in the Eastern Pacific Ocean / J.T. Csolotnyi, E.
Stackerbrandt, V. Yurkov // Appl. Environ. Microbiol.. – 2006. – V. 72. – P. 4950 –
4956.
211) Dangerous Pollutants (Xenobiotics) in Urban Water Cycle / edited by Petr
Hlavinek, Jiri Marsalek, Ivana Mahrikova, Ongjen Bonacci. Proceedings of the NATO
Advanced Research Workshop on Dangerous Pollutants (Xenobiotics) in Urban Water
138
Cycle 3–6 May 2007 Lednice. Czech Republic, Published by Springer. P.O. Box 17.
3300 AA Dordrecht. The Netherlands, 2007. – 343 p.
212) De, J. Tolerance to various toxicants by marine bacteria highly resistant to
mercury / J. De., N. Ramaiah, A. Mesquita, X.N. Verlekar // Mar. Biotechnol. – 2003. –
V.5. – № 2. – P. 185 – 193.
213) Dimkpa, C.O. Siderophores mediate reduced and increased uptake of
cadmium by Streptomyces tendae F4 and sunflower (Helianthus annuus), respectively /
C.O. Dimkpa, , D. Merten, A. Svatos, G. Büchel, E. Kothe // J. Appl. Microbiol. – 107.
– P. 1687 – 1696.
214) Effland, W.R. The genesis, classification, and mapping of soils in urban
areas / William R. Effland, Richard V. Pouyat // Urban Ecosystems. – 1997. – 1. – P.
217 – 228.
215) Ernstson, H. Urban Transitions: On Urban Resilience and HumanDominated Ecosystems / Henrik Ernstson, Sander E. van der Leeuw, Charles L.
Redman, Douglas J. Meffert, George Davis, Christine Alfsen, Thomas Elmqvist //
AMBIO. – December 2010. – V. 39. – Is. 8. – P. 531 – 545.
216) Evdokimova, G.A., Mozgova N.P. Restoration of properties of cultivated
soils polluted by copper and nickel / G.A. Evdokimova, N.P. Mozgova // Journal of
Environmental Monitoring. – 2003. – V. 5. – № 4. – P. 667 – 670.
217) Gadd, G.M. Metals and microorganisms: a problem of definition / G.M.
Gadd // FEMS Microbiol. Lett. – 1992. – V. 46. – P. 834 – 840.
218) Gadd,
G.M.
Heavy
metal accumulation
by bacteria
and other
microorganisms / G.M. Gadd // Experiential. – 1990. – V. 46. – P. 834 – 840.
219) Gautret, P. Are environmental conditions recorded by the organic matrices
associated with precitated calcium carbonate in cianobacterial microbialites? / P.
Gautret, R. De Wit, G. Camoin, S. Golibic // Geobiology. – 2006. – V. 4. – № 2. – P. 93
– 107.
220) Gesheva, V. Distribution of psychrophilic microorganisms in soils of Terra
Nova Bay and Edmonson Point, Victoria Land and their biosynthetic capabilities / V.
Gesheva // Polar Biol. – 2009. – V. 32. – P. 183 – 187.
139
221) Gomes R.C. Elemental, functional-group and infrared spectroscopic
analysis of actinomycete melanins from Brazilian soils / R.S. Gomes, A.S. Mangrich,
R.R. Coelho, L.F. Linhares // Biol and Fertility of soils. – 1996. – V. 21. – Is. 1 – 2. – P.
84 – 88.
222) Grimm, N.B. Global change and the ecology of cities / N.B. Grimm, S.H.
Faeth, N.E. Golubiewski, C.L. Redman, J. Wu, X. Bai, J.M. Briggs // Science. – 319. –
2008. – P. 756 – 760.
223) Guo, Jun Kang Streptomyces plumbiresistens sp. nov., a leadresistant
actinomycete isolated from lead-polluted soil in north-west China / Jun Kang Guo, Yan
Bing Lin, Mei Ling Zhao, Ran Sun, Ting Ting Wang, Ming Tang, Ge Hong Wei //
International J. of Systematic and Evolutionary Microbiol. – 2009. – 59. – P. 1326 –
1330.
224) Haferburg, G. Arousing sleeping genes: shifts in secondary metabolism of
metal tolerant actinobacteria under conditions of heavy metal stress / G. Haferburg, I.
Groth, U. Möllmann, E. Kothe, I. Sattler // Biometals. – 2009. – V. 22. – P. 225 – 234.
225) Haferburg, G. Biosorption of metal and salt tolerant microbial isolates from
a former uranium mining area. Their impact on changes in rare earth element patterns in
acid mine drainage / G. Haferburg, D. Merten, G. Buchel, E. Kothe // J. Basic
Microbiol. – 2007. – 47. – P. 474 – 484.
226) Haferburg, G. Microbes and metals: interactions in the environment / G.
Haferburg, E. Kothe // J. Basic Microbiol. – 2007. – 47. – P. 453 – 467.
227) Heavy Metals in the Environment / edited by Bibudhendra Sarkar. – NY.:
Marcel Dekker, Inc., 2002. – 726 p.
228) Hemida, S.K. Microbial populations and enzyme activity in soil treated
with heavy metals / S.K. Hemida, S.A. Omar, A.Y. Abdel-Mallek // Water, Air and Soil
Pollution. – 1997. – V. 95. – № 1 – 4. – P. 13 – 22.
229) Hutzell, W.T. Fate and transport of emissions for several toxic metals over
the United States / W.T. Hutzell, D.J. Luecken // Science of the Total Environment. –
2008. – 396. – P. 164 – 179.
140
230) Jacobson, M. Z. Atmospheric pollution. History, science and regulation /
Mark Z. Jacobson. – Published in the United States of America by Cambridge
University Press, New York, 2002. – 339 p.
231) Jiang, C. Actinomycete diversity in unusual habitats / C. Jiang, L. Xu //
Actinomycetes. – 1993. – V. 4. – № 2. – Р. 47 – 57.
232) Kalakoutskii, L.V. Associations of actinomycetes with algae / L.V.
Kalakoutskii, G.M. Zenova, V.S. Soina, A.A. Likhacheva // Actinomycetes. – 1990. –
V. l. – P. 2. – P. 27 – 42.
233) Kato, F. Carotenoid synthesis in Streptomyces setonii ISP 5395 is induced
by the gene crtS whose product is similar to a sigma factor / F. Kato, T. Hino, A.
Nakaji, M.Tanaka, Y. Koyama // Mol. Gen. Genet. – 1995. – V. 247. – P. 387 – 390.
234) Kawamura, N. Pyralomicins, novel antibiotics from Microtetraspora
spiralis 1. Taxonomy and production / N. Kawamura, N. Kinoshita, R. Sawa, Y.
Takahashi, Т. Sawa, H. Naganawa, M. Hamada, T. Takeuchi // J. antibiot. – 1996. – V.
49 (7). – P. 706 – 709.
235) Kim, S.B. Streptacidiphilus gen. nov., acidophilic actinomycetes with wall
chemotype I and emendation of the family Streptomycetaceae (Waksman and Henrici
(1943)AL) emend. Rainey et al. 1997 / Seung Bum Kim, J. Lonsdale, Chi-Nam Seong,
M. Goodfellow // Antonie van Leeuwenhoek. – 03-2003. – V. 83. – Is. 2. – Р. 107 –
116.
236) Konhauser, K.O. Bacterial iron biomineralisation in nature / K.O.
Konhauser // FEMS Microbiol. Rev.. – 1997. – V. 20. – P. 315 – 326.
237) Kothe, E. Molecular mechanisms in bio-geo-interactions: from a case study
to general mechanisms / E. Kothe, H. Bergman, G. Büchel // Geochemistry. – 2005. –
V.65. – Р. 7 – 27.
238) Lakshmipathy, T.D. Production of Biosurfactant and Heavy Metal
Resistance Activity of Streptomyces Sp. VITDDK3-a Novel Halo Tolerant
Actinomycetes Isolated from Saltpan Soil / T. Deepika Lakshmipathy, A.S. Arun
141
Prasad, Krishnan Kannabiran // Advances in Biological Research. – 2010. – 4 (2). – P.
108-115.
239) Lazzarini, A. Rare genera of actinomycetes as potential producers of new
antibiotics / A. Lazzarini, L. Cavaletti, G. Toppo, F. Marinelli // Antonie van
Leeuwenhoek. – 2000. – V.78. – Is. 3 – 4. – P. 399 – 405.
240) Li, X. Environment impact of heavy metals on urban soil in the vicinity of
industrial area of Baoji city, P.R. China / Xiaoping Li, Chunchang Huang //
Environmental Geology. – August 2007. – V. 52. – Is. 8. – P. 1631 – 1637.
241) Lin, Yan Bing Streptomyces zinciresistens sp. nov., a zinc-resistant
actinomycete isolated from soil from a copper and zinc mine / Yan Bing Lin, Xin Ye
Wang, Hui Fen Li, Na Na Wang, Hu Xuan Wang, Ming Tang, Ge-Hong Wei //
International J. of Systematic and Evolutionary Microbiol.. – 2011. – 61. – P. 616 –
620.
242) Lu, Ying. Chemical fractionation of heavy metals in urban soils of
Guangzhou, China / Ying Lu, Feng Zhu, Jie Chen, Haihua Gan, Yanbiao Guo //
Environmental Monitoring and Assessment. – November 2007. – V. 134. – Is. 1 – 3. –
P. 429 – 439.
243) Mackie, K.A. Long-term copper application in an organic vineyard
modifies spatial distribution of soil micro-organisms / K.A. Mackie, T. Müller, S.
Zikeli, E. Kandeler // Soil Biology and Biochemistry. – V. 65. – October 2013. – P. 245
– 253.
244) Majzlik, P. Influence of Zinc (II) and Copper (II) Ions on Streptomyces
Bacteria Revealed by Electrochemistry / P. Majzlik, A. Strasky, V. Adam, M. Nemec,
L. Trnkova, J. Zehnalek, J. Hubalek, I. Provaznik, R. Kizek // Int. J. Electrochem. Sci. –
2011. – № 6. – P. 2171 – 2191.
245) Mаnceau, A. Direct determination of lead speciation in contaminated soils
by EXAFS spectroscopy / A. Mаnceau, M.C. Boisset, G. Sarret, J.L. Hazemann, M.
Mench, P. Cambier, R. Prost // Environ. Sci. Technol. – 1996. – V. 30. – P. 1540 –
1552.
142
246) Mаnceau, A. Natural speciation of Zn at the micrometer scale in a clay soil
using X-ray fluorescence, absorption, and diffraction / A. Mаnceau, M.A. Marcus, N.
Tamura, O. Prous, N. Geoffroy, B. Lanson // Geocim. Cosmochim. Acta. – 2004. – V.
68. – P. 2467 – 2483.
247) Mаnceau, A. Quantitative speciation of heavy metals in soils and sediments
by synchrotron X-ray techniques / A. Mаnceau, M.A. Marcus, N. Tamura //
Applications of Synchrotron Radiation in Low-Temperature Geochemistry and
Environmental Science. Reviews in Mineralogy and Geochemistry. – Washington, DC,
2002. – V. 49. – P. 341 – 428.
248) Manivasagan, P. Actinobacterial melanins: current status and perspective
for the future / Panchanathan Manivasagan, Jayachandran Venkatesan, Kannan
Sivakumar, Se-Kwon Kim // World Journal of Microbiology and Biotechnology. –
October 2013. – Volume 29. – Issue 10. – P. 1737 – 1750.
249) Manta, D.S. Heavy metals in urban soils: a case study from the city of
Palermo (Sicily), Italy / Daniela Salvagio Manta, Massimo Angelone, Adriana Bellanca,
Rodolfo Neri, Mario Sprovieri // Science of The Total Environment. – V. 300. – Is. 1–
3. – 2 December 2002. – P. 229 – 243.
250) Morales, D.K. Efficient removal of hexavalent chromium by a tolerant
Streptomyces sp affected by the toxic effect of metal exposure // D.K. Morales, W.
Ocampo, M.M. Zambiano // J. Appl. Microbiol. – 2007. – 103. – P. 2704 – 2712.
251) Morin, G. XAFS determination of the chemical form of lead in smeltercontaminated soils and mine tailings: Importance of adsorption process / G. Morin, J.D.
Ostergren, F. Juillot, P. Ildefonse, G. Calas, J.E. Brown // American. Mineralogist. –
1999. – V. 84. – P. 420 – 434.
252) Nakajima, Y. Microbispora coralline sp. nov., a new species of genus
Microbispora isolated from Thai soil / Y. Nakajima, V. Kitpreechevanich, K. Suzuki, T.
Kudo // Int. J. Evol. Microbiol. – 1999. – V. 49. – P. 405 – 409.
253) Nannipieri, P. Microbial diversity and soil functions / P. Nannipieri, J.
Ascher, M. T. Ceccherini, L. Landi, G. Pietramellara, G. Renella // European Journal of
Soil Science. – V. 54. – Is. 4. – December 2003. – P. 655 – 670.
143
254) Nich, I. Acidophilic and acid-tolerant actinomycetes in an acid tea field soil
/ I. Nich, M. Osada, Т. Yamamura, K. Muramatsu // J. General and Appl. Microbiol. –
1995. – V. 41. – Is. 2. – P. 175 – 180.
255) Onaka, H. Biosynthesis of Indolocarbazole and Goadsporin, Two Different
Heterocyclic Antibiotics Produced by Actinomycetes / Hiroyasu Onaka // Bioscience,
Biotechnology, and Biochemistry. – V. 73. – 2009. – № 10. – P. 2149 – 2155.
256) Onder, S. Determination of Heavy Metal Pollution in Grass and Soil of
City Centre Green Areas (Konya, Turkey) / S. Onder, S. Dursun, S. Gezgin, A.
Demirbas // Polish J. of Environ. Stud. – V. 16. – № 1. – 2007. – P. 145 – 154.
257) Parker D.L. Sorption of metals by extracellular polymers from the
cyanobacterium Microcystis aeruginosa flos-aquae strain C 3-40 / D.L. Parker, J.E.
Michalick, M.J. Plude, T.P. Clark, L. Egan, J.J. Flom, L.C. Raui, H.D. Kumar // J. Appl.
Phycol. – 2000. – V. 12. – № 3. – P. 219 – 224.
258) Pedlar, S.L. Extracellular peroxidase and phenoloxidase activity of
Termomonospora mesophila / S.L Pedlar, W.B. Betts, R.K. Dart // Microbios. – 1996. –
V. 87. – Is. 351. – P. 97 – 101.
259) Pietrzak, U. Copper accumulation, distribution and fractionation in
vineyard soils of Victoria, Australia / Ursula Pietrzak, D.C. McPhail // Geoderma. –
V.122. – Is. 2–4. – October 2004. – P. 151 – 166.
260) Pouyat, R. Soil carbon pools and fluxes in urban ecosystems / R. Pouyat, P.
Groffman, I. Yesilonis, L. Hernandez // Environmental Pollution. – V. 116. – Sup. 1. –
March 2002. – P. S107–S118.
261) Quintelas, C. Lead (II) and iron (III) removal from aqueous solution:
biosorption by a bacterial biofilm supported on granular activated carbon / C. Quintelas,
T. Tavares // Resour. and Environ. Biotechnol. – 2002. – V. 3. – № 4. – P. 193 – 202.
262) Raize, O. Mechanisms of biosorption of different heavy metals by brown
marine macroalgae / O. Raize, Y. Argaman, S. Yannai // Biotechnol. and Bioeng. –
2004. – V. 87. – № 4. – P. 451 – 458.
263) Rajsic, S. Evaluation of the levels and sources of trace elements in urban
particulate matter / Slavica Rajsic, Zoran Mijic, Mirjana Tasic, Mirjana Radenkovic,
144
Jasminka Joksic // Environmental Chemistry Letters. – 2008. – V. 6. – № 2. – P. 95 –
100.
264) Rho, J. Heavy Metal Biosorption and its Significance to Metal Tolerance of
Streptomycetes / J. Rho, J. Kim // J. Microbiol. – 2002. – V. 40. – P. 51 – 54.
265) Riccardi, G. Genomic analysis of zinc homeostasis in Mycobacterium
tuberculosis / G. Riccardi, A. Milano, M.R. Pasca, D.H. Nies // FEMS Microbiol Lett. –
2008. – V. 287. – P. 1 – 7.
266) Rossiter, David G. Classification of Urban and Industrial Soils in the World
Reference Base for Soil Resources / David G. Rossiter // Journal of Soils and
Sediments. – June 2007. – V. 7. – Is. 2. – P. 96 – 100.
267) Rossiter, D.G. Classification of urban & industrial soils in the World
Reference Base for Soil Resources: Working Document / David G. Rossiter, Prof. Dr.
Wolfgang Burghardt. – Paper presented at SUITMA 2003: 2nd International Conference
of the Working Group Soils of Urban, Industrial, Traffic and Mining Areas (SUITMA)
of the International Union of Soil Science (IUSS), 09–11 July 2003, Nancy (F).
268) Rusjan, D. Copper accumulation regarding the soil characteristics in SubMediterranean vineyards of Slovenia / D. Rusjan, M. Strlič, D. Pucko, Z. KorošecKoruza // Geoderma. – V.141. – Is. 1– 2. – 15 September 2007. – P. 111 – 118.
269) Sarzynski, A. Bigger Is Not Always Better: A Comparative Analysis of
Cities and their Air Pollution Impact / Andrea Sarzynski // Urban Studies. – 49(14). –
November 2012. – P. 3121 – 3138.
270) Salinas, E. Bioaccumulation of aluminum by Aspergillus niger isolate from
aluminosilicate: 22 Reun. Scien. Annual. Soc. biol., San Luis, 1994 / E. Salinas, I.R.
Acosta, O. Villegas, R. Segovia // Comun. biol. – 1994. – V. 12. – № 3. – P. 298.
271) Sauvé, S. Copper Solubility and Speciation of In Situ Contaminated Soils:
Effects of Copper Level, pH and Organic Matter / Sébastien Sauvé, Murray B.
McBride, Wendell A. Norvell, William H. Hendershot // Water, Air, and Soil Pollution.
– November 1997. – V. 100. – Is. 1– 2. – P. 133 – 149.
145
272) Schmidt, A. Heavy metal resistance to the extreme: Streptomyces strains
from a former uranium mining area / A. Schmidt, G. Haferburg, A. Schmidt, D.Merten,
F. Gherghel, G. Buchel, E. Kothe // Chemie Erde. – 2009. – V. 69 S2. – P. 35 – 44.
273) Schmidt, A. In silico prediction of potential metallothioneins and
metallohistins in actinobacteria / A. Schmidt, M. Hagen, E. Schütze, E. Kothe // J. Basic
Microbiol. – 2010. – V.50. – P. 562 – 569.
274) Schrey, S.D. Interaction with micorrhiza helper bacterium Streptomyces sp.
AcH 505 modifies organization of actin cytoskeleton in the ectomycorryzal fungus
Amanita muscaria (fly agaric) / S.D. Schrey, V. Salo, M. Raudasckoski, R. Hampp, U.
Nehls, M.T. Tarkka // Curr. Genet. – 2007. – V. 31. – P. 163 – 182.
275) Schultze-Lam, S. Mineralization of bacterial surfaces / S. Schultze-Lam, D.
Fortin, B.S. Davis, T.J. Beveridge // Chem. Geol. – 1996. – V. 132. – P. 171 – 181.
276) Schütze, E. Heavy Metal-Resistant Streptomycetes in Soil / E. Schütze, E.
Kothe // Bio-Geo Interactions in Metal-Contaminated Soils, Soil Biology. – 31. – 2012.
– P. 163 – 182.
277) Silver, S. Bacterial heavy metal resistance: new surprises / S. Silver, L.T.
Phung // Annu. Rev. Microbiol. – 1996. – V. 50. – P. 573 – 589.
278) Skujns, I Chitinase of Streptomyces sp.: purification and properties / I.
Skujns, A. Pukite, A.D. McLaren // Enzymologia. – 1970. – V. 39. – P. 353 – 370.
279) So, N.W. A lead-absorbing protein with superoxide dismutase activity from
Streptomyces subrutilus / N.W. So, J.Y. Rho, S.Y. Lee, I.C. Hancock, J.H. Kim //
FEMS Microbiol. Lett. – 2001. – V. 194. – P. 93 – 98.
280) Soares, E.V. Viability and release of complexing compounds during
accumulation of heavy metals by a brever’s yeast / E.V. Soares, A.P. Durate, R.A.
Boaventura, H.M. Soares // Appl. Microbiol. and Biotechnol. – 2002. – V. 58. – № 6. –
P. 836 – 841.
281) Stackerbrandt E. Proposal for a new hierarchic classification system,
Actinobacteria classic nov. / E. Stackerbrandt, F.A. Rainey, N.L. Ward-rainey // Int. J.
Syst. Bacteriol. – 1997. – V. 47. – № 2. – P. 479 – 491.
146
282) Stephan, H. Kanchana micins, new polyol macrolide antibiotics produced
by Streptomyces olivaceus Tu 4018. 2. Structure elucidation / H. Stephan, C. Kempter,
J.W. Metzger, G. Jung, O. Potterat, C. Pfefferle, H.P.Fiedler // J. antibiot. – 1996. – V.
49(8). – P. 765 – 769.
283) Tarkka, M. Secondary Metabolites of Soil Streptomycetes in Biotic
Interaction / M. Tarkka, R. Hampp // In: Karlovsky P. (Ed.) Secondary Metabolites in
Soil Ecology, Soil Biology 14, Berlin – Heidelberg: Springer-Verlag, 2008. – P. 107 –
126.
284) Tokala, R.K. Novel plant-microbe rhizosphere interaction involving
Streptomyces lydicus WYEC108 and the pea plant (Pisum sativum) / R.K. Tokala, J.L.
Strap, C.M. Jang, D.L. Crawford, M.H. Salov, L.A. Deobald, J.F. Bailey, M.J. Morra //
Appl. Environ. Microbiol. – 2002. – V. 68. – P. 2161 – 2171.
285) Traina, S.J. Contamination bioavailability in soils, sediments, and aquatic
environments / S.J. Traina, V. Laperche // Proc. Natl. Acad. Sci. USA. – 1999. – V. 96.
– P. 3365 – 3371.
286) Wang, Y.M. Actinopolymorpha singapurensis gen. nov., sp., nov., a novel
actinomycete from the tropical rainforest of Singapore / Y.M. Wang, Y.S. Zhang, X.L.
Xu, J.S. Ruan, Y. Wang // Int. J. Evol. Microbiol. – 2001. – V. 51. – P. 467 – 473.
287) Watve, M.G. How many antibiotics are produced by the genus
Streptomyces? / M. G. Watve, R.Tickoo, M. M. Jog, B. D. Bhole // Archives of
Microbiology. – November 2001. – V. 176. – Is. 5. – P. 386 – 390.
288) Wei, B. A review of heavy metal contaminations in urban soils, urban road
dusts and agricultural soils from China / Binggan Wei, Linsheng Yang // Microchemical
Journal. – V. 94. – Is. 2. – March 2010. – P. 99 – 107.
289) Weinberg, E.D. Roles of trace metals in transcriptional control of microbial
secondary metabolism / E.D. Weinberg // Biological Metals. – 1990. – V.2. – P. 191 –
196.
290) White, R. R. Building the Ecological City / Rodney R.White. – Published
by Woodhead Publishing Limited, Abington Hall, Abington Cambridge CB16AH.
England, 2002. – 238 p.
147
291) Williams, S.T. The role of streptomycetes in decomposition of chitin in
acid soils / S.T. Williams, C.S. Robinson // J. Gen. Microbiol. – 1981. – V. 127. – P. 55
– 63.
292) World reference base for soil resources 2006. A framework for
international classification, correlation and communication. – Food and agriculture
organization of the united nations. Rome, 2006. – 133 p.
293) Wu, J. Urban sustainability: an inevitable goal of landscape research /
Jianguo Wu // Landscape Ecology. – 2010 V. – 25. – P. 1 – 4.
294) Zinc in Soil and Plants / edited by A.D. Robson. – Kluwer Academic
Publishers. Australia, 1993. – 320 р.