1010-pochvovedenie-2013-7

комнатной температуре, поскольку показано, что различия в ферментативной активности между раз$ ными почвами сохраняется при их высушивании [3]. Подобная стабильность относительных пока$ зателей характерна и для некоторых других мик$ робиологических свойств [20]. Вместе с тем, могут возникнуть справедливые сомнения в возможности получения достоверной информации об абсолют$ ных показателях при изучении комплекса лабиль$ ных свойств почвы при работе с образцами, высу$ шенными перед проведением анализов.

Вероятно, воздействие высушивания на ла$ бильные свойства в разных почвах может прояв$ ляться в разной степени. Так, почвы, подвергаю$ щиеся значительному иссушению в природных условиях, могут слабее реагировать на их высу$ шивание перед проведением анализов. В почвах же, постоянно находящихся во влажном состоя$ нии, лабильные свойства при высушивании мо$ гут меняться в большей степени. Примером почв, функционирующих в условиях высокой влажно$ сти и отсутствия периодов иссушения, являются горно$луговые почвы Северо$Западного Кавказа (в наиболее сухие периоды влажность гумусового горизонта этих почв не опускается ниже 40–50%). Однако из$за удаленности высокогорных объек$ тов от аналитических лабораторий, затрудняю$ щей быструю транспортировку образцов при низ$ кой температуре, при анализе этих почв (в том числе, ранее в наших исследованиях) зачастую использовались предварительно высушенные об$ разцы [1, 6, 21, 22].

Целью данной работы было изучение влияние высушивания образцов горно$луговых альпий$ ских почв на концентрации лабильных форм N и C и на активности микробной трансформации соединений этих элементов.

ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ

Объектами исследования послужили образцы гумусовых горизонтов горно$луговых альпийских почв, взятых с глубины 0–10 см в двух биогеоце$ нозах, различающихся по экологическим услови$ ям формирования, видовому составу и продук$ тивности – альпийской лишайниковой пустоши (АЛП) и гераниево$копеечникового луга (ГКЛ). Детальное описание этих сообществ и почв при$ ведено в ранее опубликованных работах [2, 5, 7, 8, 25]. Исследуемые почвы характеризуются высо$ ким содержанием органического вещества и N, но отличаются по кислотности, содержанию N$

NH4+, активности процессов минерализации ор$ ганических соединений, нитрификации и по не$ которым другим показателям биологической ак$ тивности [1, 4, 6, 21].

В работе использовали четыре почвенных об$ разца – по два из почвы каждого биогеоценоза.

Два образца были высушены до воздушно$сухого состояния и хранились при комнатной темпера$ туре около четырех месяцев. Два других образца представляли условно естественное состояние (после отбора хранились около 10 дней в поли$ этиленовых пакетах при +4°С).

В основе работы лежит лабораторный инкуба$ ционный эксперимент с изотопной меткой 15N с целью получения более полных данных по мик$ робной трансформации лабильных соединений азота. Из каждого образца почвы, просеянной че$ рез сито 2 мм, брали 54 пробы (из расчета 6 г сухой почвы), в 18 из которых перед началом инкубации добавляли изотопную метку 15N в составе 15NH4Cl (98% 15N), в другие 18 – в составе 2$13C,15N$гли$ цина (98% 15N) и в 18 проб метку не добавляли. Изотоп 15N был добавлен в количестве 2.5 мкг N/г почвы, что позволяет считать удобрительный эф$ фект незначительным. Свежие образцы инкуби$ ровали при полевой влажности (69% для почвы АЛП и 55% для почвы ГКЛ), а сухие перед инку$ бированием предварительно увлажняли до такого же состояния. Инкубирование проводили в кли$ матической камере SANYO MIR$153 при температуре +15°С в течение 15 суток. Через 1, 8 и 15 суток после начала инкубации анализирова$ ли по 6 проб из каждого варианта эксперимента. Результаты, полученные в первый срок, рассмат$ ривали в качестве характеристики исходного со$ стояния почв и использовали для расчетов даль$ нейших процессов минерализации и микробной иммобилизации N и C.

Из трех проб экстрагировали лабильные со$ единения N и С с использованием 0.05 M K2SO4 при взбалтывании в течение 1 часа и соотноше$ нии почва/раствор = 1/5. В экстрактах определя$

+

ли концентрации N$NH4 , N$NO3−, общее содер$ жание N (N экстр) и C орг. Концентрацию N орг рассчитывали по разности между концентрация$

ми N экстр и неорганических форм азота (N$NH4+ +

+ N$NO3−). Из трех других проб аналогичную экс$ тракцию проводили после их фумигации парами хлороформа, стабилизированного амиленом, в течение суток в эксикаторе под разряжением, со$ здаваемым вакуумным насосом. В экстрактах определяли концентрации N экстр и С орг. N микр и C микр рассчитывали как разницу кон$ центраций N экстр и С орг в фумигированных и нефумигированных образцах [12, 31], то есть не использовали коэффициенты пересчета хлоро$ форм$лабильных форм N и С в N микр и C микр.

Неорганические формы N определяли коло$ риметрически на спектрофотометре Genesys

10 UV. Для определения N$NH4+ использовали са$ лицилат$нитропрусидный метод [17], а N$NO3−

определяли восстановлением до NO2− на кадмие$

вой колонке с последующим получением окра$ шенного азосоединения при реакции с сульфа$ ниламином и N$(1$нафтил)$этилендиамин$ди$ гидрохлоридом [13]. Концентрации N экстр и C орг определяли на автоматическом анализаторе TOC$VCPN. Изотопный состав N исследовали во

фракциях N$NH4+ и N экстр в нефумигированных образцах и во фракции N экстр в фумигирован$ ных образцах. Определение проводили на масс$ спектрометре DeltaPlus, после предварительного сжигания подготовленных к анализу проб на ав$ томатическом анализаторе Carlo Erba NC 2500.

Подготовка фракций к изотопному анализу за$ ключалась в концентрировании N и переводе его из растворенной в 0.05 М K2SO4 формы в твердую

фазу. N$NH4+ концентрировали методом диффу$ зии аммиака в щелочной среде и улавливали на кислотной ловушке [16]. Для этого от 1 до 10 мл

экстракта, содержащих от 20 до 60 мкг N$NH4+, помещали в полипропиленовые баночки объе$ мом 100 мл и выравнивали объем раствора до 50 мл, добавляя 0.05 М K2SO4. Если в 10 мл экс$

тракта содержалось менее 20 мкг N$NH4+, то перед процедурой диффузии аммиака в нее добавляли 40 мкг N$NH4Cl с известным изотопным соста$

вом азота (δ15N = –1.24‰) для того, чтобы со$ здать необходимое для последующего анализа ко$ личество элемента.

В каждую баночку с раствором помещали кис$ лотную ловушку и добавляли 150–200 мг MgO. Затем баночки быстро закрывали завинчивающи$ мися крышками, переворачивали вверх дном и взбалтывали на орбитальном шейкере при ком$

натной температуре в течение семи суток. После этого вынимали кислотные ловушки, обмывали их дистиллированной водой, подсушивали между двумя слоями фильтровальной бумаги и помеща$ ли для сушки на 5–6 дней в эксикатор, содержа$ щий силикагель и открытый стаканчик с концен$ трированной серной кислотой. Высушенный фильтр извлекали из кислотной ловушки и ис$ пользовали в качестве образца для определения изотопного состава N$NH4.

Для изготовления кислотной ловушки стек$ лянный фильтр диаметром 9 мм, смоченный 20 мкл 2.5 М KHSO4, помещали в двухслойную упаковку из тефлоновой ленты шириной 2.5 см и склеивали ее сдавливанием по кругу открытым концом стеклянной пробирки диаметром 2 см.

N экстр концентрировали, выпаривая 10 мл экстракта в фарфоровой чашке на водяной бане при 60°С. Если концентрация N в экстракте была менее 10 мкг/мл, то перед выпариванием к образ$ цу добавляли 200 мкг N$NH4Cl (δ15N = –1.24‰). Выпаренные соли гомогенизировали металличе$ ским шпателем и растирали фарфоровым пести$ ком. Для изотопного анализа использовали 10– 20 мг соли, в которых содержалось 20–60 мкг N.

Атомный процент 15N орг рассчитывали мето$ дом изотопного баланса (уравнение (1)), исходя

+

из изотопного состава N экстр и N$NH4 (N$NO3− не учитывали ввиду низкой концентрации), а при расчете атомного процента 15N микр использова$ ли данные изотопного состава N экстр в нефуми$ гированных и в фумигированных образцах (урав$ нение (2)):

Обогащение соединений N изотопом 15N оце$ нивали относительно контрольного варианта эксперимента (без добавления 15N), и на этой ос$ нове рассчитывали распределение внесенного в почву изотопа 15N (в %) между разными фракци$ ями азота (N$NH4, N орг, N микр) на разных эта$ пах инкубирования образцов.

На основании полученных данных были рас$ считаны активности нетто$процессов минерали$ зации органических соединений N, нитрифика$ ции и микробной иммобилизации C и N для раз$ ных этапов инкубационного эксперимента, как разница конечных и исходных концентраций

+

N$NH4 + N$NO3−, N$NO3−, N микр и С микр соот$ ветственно. Активности гросс$минерализации

органических соединений N (уравнение (5)), учи$ тывающей микробную иммобилизацию образую$ щегося при минерализации аммонийного азота, и гросс$иммобилизации (уравнение (6)) рассчита$ ны методом разбавления изотопной метки [18]:

где m – гросс$минерализация (мг/кг N в сутки), i – гросс$иммобилизация (мг/кг N в сутки), H0 –

масса изотопа 15N (мг/кг) в момент времени t = 0, M0 – суммарная масса N (мг/кг) в момент време$

ни t = 0, H – масса изотопа 15N (мг/кг) в момент времени t = t, M – суммарная масса N (мг/кг) в момент времени t = t, t – продолжительность ин$ кубации (в сутках).

Авторы приведенных формул рекомендуют использовать их при инкубации почв не более се$ ми суток, предполагая, что за это время не проис$ ходит существенной реминерализации N микр. Поэтому мы рассчитывали гросс$минерализацию только для первой половины инкубационного эксперимента.

Для всех результатов, полученных на каждом этапе эксперимента в трехкратной повторности, рассчитаны средние значения и оценена значи$ мость их различий по t$критерию.

РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ

Как и ожидалось, внесение в почву изотопной метки 15N не оказало удобрительного эффекта (добавление ни минеральной соли, ни аминокис$ лоты не привело к статистически значимому из$ менению концентраций лабильных форм N и C и активностей процессов их микробной трансфор$ мации). Поэтому при характеристике содержания лабильных форм N и C и их трансформации ис$ пользовали средние показатели из всех трех вари$

антов эксперимента, и для них оценивали досто$ верность различия по t$критерию.

С о д е р ж а н и е л а б и л ь н ы х ф о р м а з о т а и у г л е р о д а. Для исследованных почв при сохранении условий естественного увлажне$ ния отобранных образцов характерны очень низ$

+

кие концентрации N$NO3−, преобладание N$NH4 в составе неорганических соединений N и близ$

кое содержание экстрагируемых форм N$NH4+ и N орг. Концентрация N микр на порядок превы$

шает количество N$NH4+ и N орг. Такое же превы$ шение характерно для С микр над С орг. При этом две изученные почвы различаются по содержа$ нию лабильных форм N и C. Концентрации всех изученных фракций в почве ГКЛ в 2.0–3.7 раза выше, чем в почве АЛП. Соотношения С/N в экс$ трагируемом органическом веществе и в микроб$ ной биомассе почвы АЛП несколько более высо$ кие, что говорит о меньшей обогащенности азо$ том этих фракций (табл. 1).

Высушивание образцов почв сильно изменяет

+

их свойства. Так, концентрации N$NO3−, N$NH4 , N орг и C орг увеличились в почвах АЛП и ГКЛ примерно в 5 раз, в то время как количество эле$ ментов в составе микробной биомассы уменьши$ лось в 2–3 раза. Увеличение содержания неорга$ нических форм N при высушивании почв наблю$ далось ранее и другими авторами, свидетельствуя об активной минерализации органических соеди$ нений N [11, 32]. Одновременное резкое увеличе$ ние концентраций N орг и C орг и уменьшение N микр и С микр объясняется гибелью микроор$ ганизмов и экстракцией N и С из лизировавших$ ся клеток [24].

Наблюдается неплохое соответствие между уменьшением концентраций N микр и С микр и увеличением концентраций экстрагируемых эле$ ментов немикробных фракций. Так, концентра$ ция N микр при высушивании почв АЛП и ГКЛ уменьшилась на 43 и 113 мг/кг соответственно, а сумма концентраций экстрагируемых немикроб$ ных форм N увеличилась на 35 и 95 мг/кг. Непло$ хое соответствие наблюдается также между уменьшением концентрации С микр и увеличе$ нием С орг (соответствующие изменения в почве АЛП составили 331 и 264 мг/кг, а в почве ГКЛ – 868 и 552 мг/кг). Это дает основание считать, что именно микробная биомасса явилась источни$ ком дополнительного количества других экстра$ гируемых форм N и С при высушивании образцов горно$луговых почв. При этом соотношение не$ органических и органической форм N в суммар$ ном приросте концентрации N экстр различалось в почвах АЛП и ГКЛ, свидетельствуя о разной ак$ тивности минерализации. Так, в почве АЛП, ха$ рактеризующейся меньшей активностью минера$ лизации N органических соединений [6],

Показатель

АЛП

15$й день

1.3 (0.4 )*

47 (5 )

0.05 (0.03 )

0.9 (0.1 )*

8.4 (0.7 )*

9 (2 )*

76 (5 )

46 (4 )

55 (6 )

170 (19 )

613 (54 )

369 (48 )

7.1 (0.3 )*

18.9 (0.9 )*

8.2 (1.2 )

8.0 (1.0 )

–0.15 (0.06 )

0.7 (0.5 )*

–0.004 (0.004 )

0.07 (0.02 )*

0.5(0.7 )

1.0 (0.6 )

–0.9 (0.5 )

4 (1 )*

Не опр.

»

8$й день

11.4 (0.7 )

137(7 )*

0.24(0.06 )*

1.4 (0.2 )*

12 (2 )

25 (5 )*

186 (24 )

79 (4 )*

133 (11 )

307 (15 )*

1231 (35 )

542 (28 )*

11.1 (0.7 )

12.3 (0.5 )

6.6 (0.5 )

6.8 (0.3 )

0.1 (0.1 )

11 (2 )

0.02 (0.01 )

0.12(0.03 )

1.6 (1.1 )

2.4 (0.5 )

–2.7 (1.9 )

20 (7 )

2.4 (0.9 )

8 (3 )

2.0 (0.9 )

2.7 (0.9 )

ГКЛ

15$й день

14.2 (0.9 )*

162 (8 )*

1.0 (0.2 )*

5.6 (0.9 )*

17 (2 )*

19 (4 )

201 (10 )

89 (17 )

165 (12 )*

264 (18 )*

1345 (41 )*

531 (40 )

9.7 (0.2 )

13.9 (0.6 )*

6.7 (0.3 )

6.0 (0.9 )

0.4 (0.2 )*

3.6 (0.9 )*

0.10 (0.03 )*

0.6 (0.2 )*

2.1 (1.9 )

1.4 (0.3 )*

16 (9 )*

1.6 (0.9 )*

Не опр.

»

лизация и гросс$иммобилизация N составляли около 1 мг/кг в сутки (табл. 2). Об активном по$ треблении N микроорганизмами свидетельствует и то, что почти весь внесенный в почву 15N (2.5 мг/кг) был иммобилизован в течение первых же суток (рисунок).

При инкубации образцов почвы ГКЛ изменения концентраций лабильных фракций N и C были бо$ лее выражены. Достоверные изменения концентра$

ций (увеличение) характерны для N$NO3− (в течение

всей инкубации), N$NH4+, N орг, C орг и C микр (во второй половине эксперимента) (табл. 1, 2).

Таким образом, для почвы ГКЛ в отличие от поч$ вы АЛП характерны положительные значения нетто$минерализации и нитрификации, и актив$ ности этих процессов увеличивались в ходе инку$ бации. Абсолютные значения иммобилизации N также оказались более высокими, но при отсут$ ствии статистически значимых изменений кон$ центрации N микр этот показатель едва ли можно считать информативным. Активности гросс$про$ цессов, как и в почве АЛП, были значительно большими и составили около 2 мг/кг в сутки. Та$ ким образом, инкубация свежих образцов почв АЛП и ГКЛ подтвердила их существенные отли$

чия по азотному статусу: в бедной лабильными соединениями почве АЛП процессы трансформа$ ции азотсодержащих соединений протекают сла$ бее (менее интенсивно). Та же закономерность была показана ранее при проведении полевых инкубационных экспериментов и последующем анализе воздушно$сухих образцов почв [1, 6, 21].

Механизм мобилизации N орг во второй поло$ вине инкубации не вполне ясен, однако этот про$ цесс наблюдался как в почве АЛП, так и ГКЛ (в последнем случае происходила также мобилиза$ ция C орг). Из микробных показателей при инку$ бации свежих образцов горно$луговых почв за$ метное изменение затронуло лишь C микр в поч$ ве ГКЛ, концентрация которого увеличилась к концу эксперимента.

Высушивание изученных горно$луговых почв не только сильно изменило исходные их свой$ ства, но и принципиально повлияло на протека$ ние процессов микробной трансформации соеди$ нений N и C после увлажнения. В процессе инку$ бации предварительно высушивавшихся почв АЛП и ГКЛ происходило резкое изменение кон$ центраций всех изученных фракций N и C. Со$ держание N минеральных соединений возраста$ ло, а C орг и N орг уменьшалось (табл. 1, 2). Это свидетельствует об активной микробной транс$ формации лабильных органических соединений, поступивших в почву в результате гибели микро$ организмов при ее высушивании. Эти соедине$ ния подвергались интенсивной минерализации и менее интенсивной иммобилизации. Оба процес$ са протекали активнее в почве ГКЛ. При этом ми$ нерализация органических соединений N и C и

их микробная иммобилизация были более актив$ ными в первой половине эксперимента, тогда как нитрификация – во второй половине. Несмотря на иммобилизацию N и C, концентрации N микр и C микр к концу эксперимента были в 1.5–2 раза меньше исходных значений, характерных для естественных горно$луговых почв.

Р а с п р е д е л е н и е и з о т о п н о й м е т к и 1 5 N м е ж д у р а з н ы м и а з о т н ы м и п у л а $ м и. Изотопная метка 15N, внесенная в образцы свежей почвы АЛП в составе NH4Cl и глицина, уже через сутки обнаруживалась в виде этих со$ единений лишь в небольшом количестве. Так, в

форме N$NH4+ оставалось всего около 10% 15N, внесенного в составе аммония, а в форме N орг – менее 1% 15N, внесенного в составе глицина. Еще

около 2% 15N глицина оказалось в составе N$NH4+. Основное же количество 15N, внесенного как в неорганической, так и в органической формах, вошло в состав N микр (рисунок). Всего же с ла$ бильными фракциями экстрагировалось 60–70% исходно добавленного в почву 15N. С учетом ко$ эффициента пересчета, учитывающего неполно$ ту экстракции N микр из хлороформированных образцов почвы [12], с микробной биомассой должно быть связано и все остальное количество 15N, которое не экстрагировалось 0.05 М K2SO4. Полученные результаты свидетельствуют, что ак$ тивность микробного сообщества почвы АЛП ли$ митирована доступностью N. Появление в почве небольшого, но сопоставимого с исходным со$

держанием (почти 100% N$NH4+ и около 50% N орг), дополнительного количества элемента в доступном виде, независимо от формы соедине$ ния, сопровождается его быстрой иммобилиза$ цией микроорганизмами. Аналогичные результа$ ты были получены в экспериментах с внесением изотопной метки 15N в тундровые почвы, где так$ же наблюдалась быстрая иммобилизация мик$ робной биомассой большей части внесенного N [15, 28].

В экспериментах с образцами свежей почвы ГКЛ изотопная метка 15N распределялась иным образом. Через сутки после ее внесения в составе

NH4Cl около 45% 15N оставалось в форме N$NH4+ и около 3.5% оказалось в форме N орг, а при вне$ сении глицина 11% 15N обнаруживалось в форме

N орг и 14% в виде N$NH4+. Таким образом, из со$ става NH4Cl микроорганизмы за сутки поглотили

чуть более половины внесенного 15N, а из состава глицина не поглощенным осталось около 25% 15N, который почти поровну распределился меж$

ду N$NH4+ и N орг (рисунок). Присутствие зна$ чительного количества изотопной метки в фор$

ме N$NH4+ при ее внесении в составе глицина

свидетельствует о достаточно активном процессе его минерализации. Полученные результаты сви$ детельствует, что микробное сообщество в почве ГКЛ в гораздо меньшей степени лимитировано доступностью N. В этой почве на долю добавлен$ ного 15N приходилось лишь около 20% от исход$

ного содержания N$NH4+ и N орг, изотопная мет$ ка медленнее иммобилизовалась микроорганиз$ мами, и заметнее проявлялось предпочтительное поглощение ими азота в органической форме по сравнению с минеральной. Еще меньшая ско$ рость микробной иммобилизации N показана для почв высокогорий Северной Америки, где за трое суток после внесения изотопа 15N в почву лишь 5% его было включено в состав N микр [19].

Распределение изотопа 15N в предварительно высушивавшихся образцах почв через сутки по$ сле внесения метки принципиально отличалось от его распределения в свежих образцах. В обеих почвах около 80% 15N, внесенного в составе

NH4Cl, обнаруживалось в форме N$NH4+. Из со$

става глицина также большое количество 15N (около 60%) не было поглощено микроорганиз$ мами, но и в этом случае преобладающая часть

15N (около 50%) оказалась в составе N$NH4+, сви$ детельствуя об активной минерализации амино$ кислоты (рисунок). Слабое закрепление 15N в со$ ставе микробной биомассы и активная минера$ лизация глицина свидетельствовали, что в высушенных почвах микробное сообщество не бы$ ло лимитировано доступностью азота. Хотя высу$ шенные образцы почв АЛП и ГКЛ заметно отлича$

лись по содержанию N$NH4+ и N орг (табл. 1), а вне$ сенный 15N составлял разные доли от лабильного N, перераспределение 15N между рассматривае$ мыми фракциями было сходным. Подобно образ$ цам свежей почвы ГКЛ, в высушенных образцах почв наблюдалась преимущественная микробная иммобилизация N из состава аминокислоты по сравнению с NH4Cl.

В свежих образцах почвы АЛП через 8 и 15 суток

после внесения изотопной метки в составе N$NH4+ и N орг обнаруживалось менее 1% 15N. Основное количество изотопа по$прежнему обнаружива$ лось в составе N микр, хотя его общая экстрагиру$ емость уменьшилась (рисунок), свидетельствуя о закреплении части 15N в составе органического вещества почвы или же в форме необменно$фик$

сированного NH4+. В почве ГКЛ в те же сроки ин$

кубирования в составе N$NH4+ оставалось около 5%, а в составе N орг – 5–10% 15N, то есть обмен изотопа между разными пулами происходил бо$ лее активно. Кроме того, экстрагируемость 15N из почвы ГКЛ к концу эксперимента заметно умень$ шилась по сравнению с почвой АЛП, что говорит

о более быстрой физико$химической иммобили$ зации N, а может быть и о частичной его потере в результате денитрификации. В высушивавшихся образцах почв АЛП и ГКЛ к концу эксперимента

в составе NH4+ сохранялось около половины вне$ сенного 15N, тогда как на долю N орг и N микр приходилось менее 10% (рисунок). Так же, как и в образцах свежей почвы, в ходе эксперимента с высушенными образцами экстрагируемость 15N уменьшилась.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

При высушивании образцов горно$луговых почв в них происходит гибель значительной части микроорганизмов, что способствует обогащению пулов N и C их лабильными соединениями. На

фоне изменения концентраций NH4+, N орг, N микр, C орг и C микр сохраняется различие почв разных биогеоценозов по степени обога$ щенности этими соединениями. Относительная разница в интенсивности процессов минерализа$ ции органических соединений N и нитрификации также сохраняется, однако более высокие показате$ ли активности этих процессов, определяемые при инкубировании предварительно высушивавшихся почв, не соответствуют естественному функциони$ рованию высокогорных почв. Кроме того, даже 15$дневное инкубирование при температуре 15°C предварительно высушенных образцов почв не приводит к восстановлению исходных запасов микробной биомассы. Таким образом, анализ вы$ сушенных образцов горно$луговых альпийских почв не отражает реальные концентрации в них лабильных соединений N и C и не позволяет су$ дить об активности происходящих процессов микробной трансформации органического веще$ ства. Однако при высушивании образцов почв со$ храняются относительные различия в концентра$ циях и активностях, существующие между есте$ ственными почвами.

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1.Булатникова И.В., Макаров М.И., Малышева Т.И., Волков А.В. Минерализация органических соеди$ нений азота и нитрификация в горно$луговых аль$ пийских почвах Северо$Западного Кавказа // Вестн. Моск. ун$та. Сер. 17, почвоведение. 2003. № 2. С. 8–14.

2.Гришина Л.А., Онипченко В.Г., Макаров М.И., Ванясин В.А. Изменения свойств горно$луговых альпийских почв Северо$Западного Кавказа в раз$ личных экологических условиях // Почвоведение. 1993. № 4. С. 5–12.

3.Даденко Е.В., Казеев К.Ш., Колесников С.И., Вальков В.Ф. Изменение ферментативной актив$ ности при хранении почвенных образцов // Поч$ воведение. 2009. № 12. С. 1481–1486.

4.Кизилова А.К., Степанов А.Л., Макаров М.И. Био$ логическая активность горно$луговых альпийских почв Тебердинского заповедника // Почвоведе$ ние. 2006. № 1. С. 77–80.

5.Макаров М.И. Органические соединения фосфора в высокогорных почвах северо$западного Кавказа // Почвоведение. 1998. № 7. С. 854–863.

6.Макаров М.И., Леошкина Н.А., Ермак А.А., Малышева Т.И. Сезонная динамика доступности азота в горно$луговых альпийских почвах // Поч$ воведение. 2010. № 8. С. 969–978.

7.Онипченко В.Г. Фитомасса альпийских сообществ Северо$Западного Кавказа // Бюл. Моск. о$ва ис$ пытателей природы. Отд. биол. 1990. Т. 95. Вып. 6. С. 52–62.

8.Онипченко В.Г., Вертелина О.С., Макаров М.И.

Пространственная гетерогенность высокогорных фитоценозов и свойств почвы // Почвоведение. 1998. № 6. С. 689–695.

9.Практикум по агрохимии / Под ред. В.Г. Минеева. М.: Изд$во Моск. ун$та, 1989.

10.Практикум по почвоведению / Под ред. И.С. Кау$ ричева. М.: Колос, 1980.

11.Birch H.F. The effect of soil drying on humus decom$ position and nitrogen availability // Plant and Soil. 1958. V. 10. P. 9–31.

12.Brooks P.C., Landman A., Pruden G., Jenkinson D.S.

Chloroform fumigation and release of soil nitrogen: a rapid direct extraction method to measure microbial biomass nitrogen // Soil Biol. Biochem. 1985. V. 17. P. 837–842.

13.Dorich R.A., Nelson D.W. Evaluation of manual cadmi$ um reduction methods for determination of nitrate in potassium chloride extracts of soils // Soil Sci. Soc. Am. J. 1984. V. 48. P. 72–75.

14.Fierer N., Schimel J.P. Effects of drying$rewetting fre$ quency on soil carbon and nitrogen transformations // Soil Biol. Biochem. 2002. V. 34. P. 777–787.

15.Grogan P., Michelsen A., Ambus P., Jonasson S. Freeze$ thaw regime effects on carbon and nitrogen dynamics in sub$arctic heath tundra mesocosms // Soil Biol. Bio$ chem. 2004. V. 36. P. 641–654.

16.Holmes R.M., McClelland J.M., Sigman D.M., Fry B., Petersen B.J. Measuring 15N$NH4+ in marine, estuarine and fresh waters: An adaptation of the ammonia diffu$ sion method for samples with low ammonium concen$ trations // Marine Chemistry. 1998. V. 60. P. 235–243.

17.Kandeler E. Ammonium // Methods in soil biology. Berlin, Heidelberg: Springer$Verlag, 1996. P. 406–408.

18.Kirkham D., Bartholomew W.V. Equations for following nutrient transformations in soil, utilizing tracer data // Soil Sci. Soc. Am. Proc. 1954. V. 18. P. 33–34.

19.Lipson D.A., Monson R.K. Plant$microbe competition for soil amino acids in the alpine tundra: effects of freeze$thaw and dry$rewet events // Oecologia. 1998. V. 113. P. 406–414.

20.Lorenz N., Lee Y.*B., Dick L.K., Dick R. Impact of soil storage on soil microbial biomass, total DNA yield, en$ zyme activities and fatty acid microbial biomarkers // Materials of the World Congress of Soil Science. Phila$ delphia, USA. 2006. P. 659–660.

21.Makarov M.I., Glaser B., Zech W., Malysheva T.I., Bu* latnikova I.V., Volkov A.V. Nitrogen dynamics in alpine ecosystems of the northern Caucasus // Plant and Soil. 2003. V. 256. P. 389–402.

22.Makarov M.I., Malysheva T.I., Cornelissen J.H.C., van Logtestijn R.S.P., Glasser B. Consistent patterns of 15N distribution through soil profiles in diverse alpine and tundra ecosystems // Soil Biol. Biochem. 2008. V. 40. P. 1082–1089.

23.Methods in soil biology / Eds.: F. Schinner et al. Berlin etc.: Springer$Verlag, 1996.

24.Mikha M.M., Rice C.W., Milliken G.A. Carbon and ni$ trogen mineralization as affected by drying and wetting circles // Soil Biol. Biochem. 2005. V. 37. P. 339–347.

25.Onipchenko V.G., Makarov M.I., van der Maarel E. In$ fluence of alpine plants on soil nutrient concentrations in a monoculture experiment // Folia geobotanica. 2001. V. 36. P. 225–241.

26.Ross D.J. Effects of storage on dehydrogenase activities of soils // Soil Biol. Biochem. 1970. V. 2. P. 55–61.

27.Schimel J.P., Bennett J. Nitrogen mineralization: chal$ lenges of a changing paradigm // Ecology. 2004. V. 85.

P.591–602.

28.Schimel J.P., Chapin F.S. III. Tundra plant uptake of amino acid and NH4+ nitrogen in situ: plants compete well for amino acid N // Ecology. 1996. V. 77. P. 2142– 2147.

29.Schmidt I.K., Jonasson S., Shaver G.R., Michelsen A., Nordin A. Mineralization and distribution of nutrients in plants and microbes in four arctic ecosystems: re$ sponses to warming // Plant and Soil. 2002. V. 242.

P.93–106.

30.Soil sampling and methods of analysis / Ed. M.R. Cart$ er. Boca Raton etc.: Lewis Publishers, 1993.

31.Vance E.D., Brookes P.C., Jenkinson D.S. An extraction method for measuring soil microbial biomass C // Soil Biol. Biochem. 1987. V. 19. P. 703–707.

32.Xiang S.*R., Doyle A., Holden P.A., Schimel J.P. Drying and rewetting effects on C and N mineralization and microbial activity in surface and subsurface California grassland soils // Soil Biol. Biochem. 2008. V. 40.

P.2281–2289.

ВВЕДЕНИЕ

Объекты хранения и уничтожения химическо го оружия относятся к числу объектов повышен ной техногенной опасности для природных ком плексов и экосистем [1]. Поскольку в результате их производственной деятельности возможно по ступление в природную среду токсических про дуктов в количествах, находящихся за пределами возможности их обнаружения инструментальны ми методами анализа, контроль загрязнения поч венного покрова в зоне влияния объекта, наряду с физико химическими показателями, должен вклю чать методы биодиагностики – выявление реакций на воздействие комплекса ксенобиотиков со сторо ны биологических систем. Почвенные микроб ные комплексы в силу большого разнообразия биохимических функций и высокой чувствитель ности к изменениям среды перспективны в био индикации возникающих нарушений и последу ющей биоремедиации экосистем [2, 15–17].

Неотъемлемой частью микробного комплекса почвы являются актиномицеты, составляющие четвертую часть от общего количества бактерий, вырастающих на традиционно используемых пи тательных средах при посеве из разведений поч венных суспензий [6]. Техногенные воздействия,

как правило, вызывают изменение структуры комплекса почвенных актиномицетов [10], кото рая определяется составом и численностью ти пичных родов и видов и величиной видового спектра, специфичных для каждого типа биогео ценозов. Накопление данных, характеризующих актиномицетные комплексы в различных экоси стемах, позволяет перейти к выявлению влияния на них различных видов техногенных воздей ствий [4, 5, 7, 8].

Поскольку почвенный покров районов разме щения объектов хранения и уничтожения хими ческого оружия, как правило, неоднороден, про цесс сопоставления получаемой информации, не всегда дает возможность выявить те биологиче ские эффекты, которые вызваны техногенным воздействием. Для более корректной интерпрета ции получаемой в процессе мониторинга инфор мации необходимо разграничение изменчивости почвенного микробного комплекса, обусловлен ной естественными и техногенными причинами.

Целью работы было сравнительное изучение комплексов актиномицетов в ряду сопряженных подзолистых и дерново подзолистых почв лес ных и луговых фитоценозов, расположенных в зоне возможного влияния объекта хранения и