Почвоведение, 2023, № 1, стр. 74-80

ВВЕДЕНИЕ

Применение в качестве калийного удобрения хлористого калия совместно с азотно-фосфорными удобрениями на плодородном черноземе может приводить к уменьшению биомассы растений и доступности для них основных питательных элементов [9]. Известно, что нарушение питания растений возникает в результате антагонизма между хлоридами и нитратами [13, 17, 18] или фосфатом [14, 16], вследствие чего их доступность будет сокращаться. Однако в аналогичных исследованиях на дерново-подзолистой почве такого явления не наблюдали [8]. Трансформация в почве различных соединений, в том числе вносимых вместе с удобрениями, осуществляется микробными сообществами, специфичными для каждого типа почв [1]. Поэтому было выдвинуто предположение, что наблюдаемый токсический эффект связан с падением уровня минерального питания растений вследствие влияния удобрений на функционирование микробного комплекса чернозема. Предварительные данные, полученные в лабораторных условиях методом инициации микробной сукцессии, подтверждали эту гипотезу. В варианте с внесением хлорида калия было обнаружено двукратное уменьшение эмиссии почвой углекислого газа. Промывание почвы несколько сокращало токсический эффект, что позволило связать его возникновение с содержанием в почве легкорастворимых солей. Но устойчивость негативного эффекта указывала на возможность существенных изменений в микробном комплексе почвы и важность его изучения [9].

По данным Ибекве с соавт. [15], высокие концентрации хлоридов в почве отрицательно сказываются на жизнедеятельности почвенных микроорганизмов. Высокие дозы этих солей могут привести к осмотическому стрессу, за которым следует потеря воды из микробных клеток и их лизис, что уменьшает содержание микробной биомассы в засоленных почвах по сравнению с незасоленными.

Целью работы явилась оценка влияния хлорид- и нитратсодержащих солей на разнообразие и активность микробного сообщества чернозема.

ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ

Объектом исследований явились смешанные почвенные образцы, отобранные из вегетационного опыта с вариантов с внесением азотно-фосфорных (NP) и азотно-фосфорно-калийных удобрений (NP + KCl). Удобрения в виде нитрата аммония, двойного суперфосфата и хлорида калия вносили в стандартных дозах 0.1 г/кг (что приблизительно соответствует 200 кг/га) равномерным способом в начале закладки опыта. Подробнее с условиями и результатами опыта можно ознакомиться в публикации [10]. В качестве контрольного варианта использовался образец почвы (КОНТ) без внесения удобрений. Почва контрольного варианта представляет собой верхнюю часть гумусово-аккумулятивного горизонта типичного чернозема, отобранного из-под старовозрастной лесополосы (№ 40), длительное время не находившейся в сельскохозяйственном использовании (Каменная степь, Воронежская область, Таловский район). Характеризуется высоким содержанием углерода – 4.7% и нейтральной реакцией среды: рН_KCl 6.4, ${\text{р}}{{{\text{Н}}}_{{{{{\text{Н}}}_{{\text{2}}}}{\text{О}}}}}$ 7.0. Несмотря на то, что минеральная масса почвы с глубины 5–20 см не вскипает от соляной кислоты, в ней встречаются рыхлые карбонатные конкреции размером 1–3 мм, происхождение которых нуждается в дальнейшем исследовании. Незначительное количество карбонатных новообразований позволяет поддерживать устойчивыми кислотно-основные свойства почвы, которые не изменяются под влиянием применения удобрений и выращивания растений. Даже локальное формирование слабощелочных условий в почве, является важной особенностью чернозема, по сравнению с другими почвами (например, дерново-подзолистой), так как может усиливать токсическое действие солей. Предварительные данные по эмиссии диоксида углерода из почвы с вариантов NP и NPК в течение года, а также агрохимическая характеристика почвы и условий вегетационного опыта изложены ранее [9]. Анализ водной вытяжки осуществлялся до инкубации в соответствии с ГОСТ 26423-85 [11].

Для оценки микробиологической активности почвы был проведен лабораторный эксперимент методом инициации микробной сукцессии [3, 5, 6].

После отбора образцов почва (5 г) находилась в пенициллиновых флаконах (8-кратная повторность для каждого варианта) при минимальной влажности, близкой к влаге завядания растений (20% от предельно полевой влагоемкости (ППВ)). При изучении эмиссии углекислого газа и закиси азота в почвенных образцах влажность увеличивали до оптимальной – 60% от ППВ. Эмиссия СО₂ из почвы измерялась через год, 2 и 5 лет от начала компостирования при чередовании циклов увлажнения и высушивания в интервале от 20 до 60% от ППВ (один цикл соответствовал 6 мес.). Подробное описание измерения эмиссии углекислого газа приведено ранее [10]. Изучение эмиссии диоксида углерода из исследуемых образцов проводилось на газовом хроматографе с детектором по теплопроводности (модель 3700) [5]. Длина колонки 3 м, наполнитель – Полисорб-1. Скорость потока газа-носителя (He) – 25 мл/мин. Активность денитрификации изучалась по интенсивности эмиссии закиси азота (N₂O) из почвенных образцов в параллельных микрокосмах, где предварительно искусственно создавались анаэробные условия, оптимальные для восстановления нитратов в почве (газовая фаза над почвенными образцами замещалась инертным газом (N₂)). С целью остановки процесса денитрификации на моменте образования закиси азота в микрокосмы добавлялся ацетилен (С₂Н₂), блокирующий заключительный этап процесса – работу фермента редуктазы закиси азота [6].

Оценку численности и структуры прокариотного комплекса проводили с помощью молекулярно-биологических и люминесцентно-микроскопического методов с использованием различных флюорохромов (окраски акридином оранжевым и Cy3). Подсчет сделан с использованием люминесцентного микроскопа Zeiss microscope axioskop 2 plus (Германия).

Учет численности метаболически активных прокариот производился методом флуоресцентной гибридизации клеток in situ методом FISH. В его основе лежит реакция гибридизации между искусственно созданным флуоресцентным РНК-зондом и комплементарной ему нуклеотидной последовательностью участка 16S рибосомальной PНК, что позволяет учесть только количество метаболически активных представителей различных филумов. Были применены зонды, специфичные для доменов Archaea и Bacteria, а также для отдельных филогенетических групп представителей прокариот [4].

РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ

Анализ водной вытяжки показал, что как по содержанию хлоридов (табл. 1), так и по величине удельной электропроводности, значения в вариантах с внесением солей меньше значений, характерных для засоленных почв. Максимальная удельная электропродность – 0.36 дСм/м, наблюдается на варианте NP, в то время как минимальное засоление по электропроводности – >0.6 дСм/м. Порог токсичности для хлорида – 0.3 смоль/кг почвы, а его максимальное значение отмечалось на варианте NP + Cl и составило 0.17 смоль/кг. Необходимо подчеркнуть, что содержание нитратов при анализе водной вытяжки для оценки засоления обычно не нормируется [2].

Удельная электропроводность характеризует общее содержание солей в почве, а в эксперименте общее содержание солей складывается в основном из хлоридов и, особенно, нитратов. Отметим повышенное содержание нитратов в почве, что в 1.5 раза больше внесенной дозы азотных удобрений (10 мг N/100 г почвы). Указанные особенности возможны для чернозема с высоким содержанием гумуса при внесении азотных удобрений и благоприятным водно-тепловым режимом, формирующимся в условиях вегетационного опыта. Все эти факторы способствуют возрастанию микробиологической активности и минерализации органического вещества, а, следовательно, увеличению содержания нитратов в почве. Кроме того, отмечается негативный эффект действия хлорида калия на содержание нитратов (уменьшение с 15.6 до 14.0 мг N/100 г почвы).

Применение азотно-фосфорных удобрений способствовало увеличению интенсивности микробного дыхания – возрастанию эмиссии СО₂ из почвы по сравнению с контролем (рис. 1). Контрольная почва, на которой удобрения не применяли, занимала промежуточное положение по интенсивности микробного дыхания по сравнению с вариантами NP и NP + KCl. Внесение хлорида калия в почву приводило к подавлению микробиологической активности по сравнению с контрольным образцом, что указывает на проявление токсического эффекта соли в отношении активности микробного сообщества.

Рис. 1.

Влияние хлорида калия на эмиссию СО₂, мкмоль/г почвы в сутки: 1 – контроль, 2 – NP, 3 – NP + KCl.

На вариантах с внесением хлорида калия сокращение эмиссии углекислого газа наблюдалось в течение двух лет и постепенно нивелировалось к пятому году сукцессии. Отмеченная особенность может быть связана с субстратным ингибированием, то есть более быстрым уменьшением содержания доступного углерода в почве на вариантах с более интенсивным дыханием и, следовательно, постепенным его выравниванием.

Почва с вариантов, где вносили NP и NPK спустя год протестирована на активность процесса денитрификации (рис. 2).

Рис. 2.

Влияние хлорида калия на эмиссию N₂O, мкмоль/г почвы в сутки: 1 – NP, 2 – NP + KCl.

За первую неделю сукцессии, инициированной увлажнением, эмиссия N₂O под влиянием хлорида калия уменьшилась практически в 2 раза. Абсолютные величины эмиссии закиси азота, как и значения эмиссии углекислого газа, показали почти двукратное сокращение активности денитрификации на варианте с применением хлорида калия. Отмеченные особенности в эмиссии газов указывают на схожие закономерности, определяемые микробиологической активностью почвы и требуют более подробного непосредственного изучения микробного сообщества почвы.

Дальнейшая характеристика микробного сообщества охватывает его метаболически активный прокариотный компонент, поскольку именно эта часть сообщества считается наиболее приспособленной к условиям пониженной влажности, в условиях которой и проходил поставленный эксперимент.

На вариантах с применением азотно-фосфорных удобрений отмечено возрастание численности и биомассы метаболически активных представителей прокариотного комплекса микроорганизмов по сравнению с контролем. По результатам исследований других авторов известно, что увеличение обеспеченности почвы органическим углеродом и общим азотом приводит к закономерному постепенному росту количества метаболически активных клеток как архей, так и бактерий. При этом отклик численности бактерий на увеличение содержания С_орг и N_общ в 5 раз выше, чем архей [12].

Однако добавление хлорида по фону азотно-фосфорных удобрений имело негативное действие, что наиболее контрастно отразили микробиологические показатели (табл. 2).

Применение хлорида калия значимо уменьшило содержание биомассы метаболически активного прокариотного комплекса, что подтверждает результаты, полученные по эмиссии СО₂ и N₂O и также указывает на токсический эффект от внесения хлоридов (рис. 3). Другими словами, токсическое влияние хлорида выражается в существенном уменьшении позитивного действия азотно-фосфорных удобрений. Отмеченная закономерность хорошо прослеживается на примере численности представителей филогенетической группы Bacteroidetes, которая хорошо коррелирует с общей численностью микроорганизмов. По сравнению с другими филогенетическими группами домена Bacteria, численность метаболически активных представителей Bacteroidetes наиболее резко возрастает при внесении в почву азотно-фосфорных удобрений и микробное сообщество становится доминирующим. С применением хлоридов на фоне азотно-фосфорных удобрений отмеченная закономерность не наблюдается.

Рис. 3.

Структура прокариотного сообщества.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Внесение хлорида калия на фоне азотно-фосфорных удобрений снижает активность почвенного микробного сообщества, что выражается в значимом сокращении дыхания (эмиссии СО₂) и нитратного дыхания (эмиссии N₂O) из почвенных образцов чернозема, отобранных из вегетационного опыта и компостировавшихся при чередовании увлажнения и высушивания почвы. Уменьшение интенсивности дыхания было устойчивым в течение двух лет последействия удобрений, постепенно нивелируясь к пятому году наблюдения.

Негативный эффект хлорида калия на микробиологические свойства плодородного чернозема проявляется при отсутствии засоления почвы, то есть при содержании в почве как общего количества легкорастворимых солей, так и хлоридов, существенно ниже градации, установленной для слабозасоленных почв.

При долгосрочном компостировании хлорида калия совместно с азотно-фосфорными удобрениями, установлено снижение численности и биомассы метаболически активного прокариотного комплекса чернозема, что подтверждает закономерности, полученные по эмиссии СО₂ и N₂O. Определены устойчивые и чувствительные представители прокариотного комплекса к повышенному содержанию хлоридов и нитратов в почве.

В результате длительного компостирования в образцах плодородного чернозема под действием хлорида калия произошло снижение численности и биомассы метаболически активного прокариотного комплекса, что подтверждает его токсическое действие на микробное сообщество почвы. Определены устойчивые и чувствительные представители прокариотного комплекса к повышенному содержанию хлоридов и нитратов в почве. Среди представителей домена Bacteria практически все группы оказались чувствительными за исключением представителей двух групп Firmicutes и Verrucomicrobia. Для некоторых представителей филогенетической группы Actinobacteria чувствительность к ионам хлора подтверждается на родовом уровне (Streptomyces и Micromonospora). Для домена Archaea представители филума Euryarchaeota выявляются как наиболее устойчивые к наличию ионов хлора.

Таким образом, полученные результаты подтверждают гипотезу о снижении микробиологической активности чернозема под действием хлоридов на фоне внесения азотно-фосфорных удобрений и объясняют полученные ранее данные об уменьшении доступности питательных элементов для растений.