Wpływ wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych na mikrobiologiczne właściwości gleb o zróżnicowanej kwasowości i zawartości substancji organicznych

BARBARA MALISZEW SKA-KORDYBACH1, BOŻENA SM RECZAK1,

STEFAN MARTYNIUK2

WPŁYW WIELOPIERŚCIENIOWYCH

WĘGLOWODORÓW AROMATYCZNYCH

NA MIKROBIOLOGICZNE WŁAŚCIWOŚCI GLEB

O ZRÓŻNICOWANEJ KWASOWOŚCI I ZAWARTOŚCI

SUBSTANCJI ORGANICZNYCH*

1 Zakład Gleboznawstwa i Ochrony Gruntów IUNG w Puławach; 2 Zakład Mikrobiologii IUNG w Puławach

WSTĘP

T rw ałe zanieczyszczenia organiczne to związki ulegające w niew ielkim sto­ pniu degradacji, kum ulujące się w środow isku i wykazujące aktyw ność ekotoksy- czną. Ponad 90% tych ksenobiotyków obecnych w środow isku przyrodniczym i w ykazujących silne w łaściw ości hydrofobow e grom adzi się w glebach [Wild, Jones 1995; M aliszew ska-K ordybach 1999]. Typow ym i przedstaw icielam i tych zanieczyszczeń są w ielopierścieniow e węglowodory arom atyczne (W W A) p o ­ w stające w większości procesów niepełnego spalania substancji organicznych (np. produkty węglo- i ropopochodne).

W cześniejsze prace dotyczące zagrożeń zw iązanych z zanieczyszczeniem gleb użytkow anych rolniczo przez W W A koncentrow ały się głównie na ocenie ryzyka zw iązanego z zagrożeniem zdrow ia człow ieka, np. w wyniku przechodzenia do łańcucha żyw nościow ego, przenikania do wód gruntow ych, w dychania pyłu glebow ego i doustnego pobierania gleby przez dzieci [M aliszew ska-K ordybach 1999; M enzie i in. 1992]. W ostatnim okresie zaczęto natom iast zwracać także w iększą uw agę na całość agroekosystem u, co wiąże się z koniecznością oceny reakcji biotycznych elem entów tego system u na zanieczyszczenie gleb przez W W A . Szczególnie przydatne są w tym przypadku oznaczenia w łaściw ości m ikrobiologicznych gleby ze względu na ich znaną czułość na obecność k seno­ biotyków w glebie i na ich szybką reakcję [Pankhurst i in. 1998; T orstensen 1997]. W łaściw ości te m ogą być podzielone na kilka grup; pierw sza grupa obejm uje biom asę, aktyw ność oddychania i inne zw iązane z nimi, druga grupa to pom iary

6 В. Maliszewska-Kordybach, В. Smreczak, S. Martyniuk

aktyw ności m ikrobiologicznej (np. m ineralizacja azotu lub aktyw ność enzym aty­ czna), do trzeciej grupy należą oznaczanie grup funkcjonalnych m ikroorgani­ zm ów , a czw arta grupa obejm uje pom iary różnorodności funkcjonalnej. W praktyce w badaniach biom onitoringow ych najczęściej stosuje się pom iary aktyw ­ ności oddychania, biomasy i aktywności enzym ów [Jensen i in. 1995; Pankhurst i in. 1998; Rossel i in. 1997; Torstensen 1997].

Ekotoksykologiczne oddziaływ anie ksenobiotyków w środow isku glebow ym jest uzależnione od właściwości gleb [Pankhurst i in. 1998; Rossel i in. 1997; M aliszew ska-K ordybach, Sm reczak 1997]. W przypadku hydrofobow ych zanie­ czyszczeń organicznych typu W W A bardzo istotne znaczenie m oże mieć zaw ar­ tość substancji organicznej w glebie, która sorbuje znaczną cześć tych związków zm niejszając tym samym ich biodostępność i zwiększając trw ałość w środow isku glebow ym [Jensen i in. 1995; M aliszew ska-K ordybach 1992; M aliszew ska-K or- dybach 1999; Sims, O vercash 1983].

Jak wykazały w cześniejsze badania [M aliszew ska-K ordybach 1993], istotnym czynnikiem w pływ ającym na tem po rozkładu W W A w glebach - a tym sam ym na ich zaw artość i zakres oddziaływ ania ekotoksykologicznego - m oże być także odczyn gleby.

C elem przeprow adzonych badań była ocena wpływu W W A na m ikrobiologi­ czne w łaściwości gleb zanieczyszczonych tymi związkam i w zależności od za­ wartości substancji organicznej i odczynu gleby.

MATERIAŁY I METODY

Podstaw ow y m ateriał w ykorzystany w badaniach stanow iła gleba pobrana z poziom u Ap (0 -2 0 cm) z terenów rolniczych nie zanieczyszczonych przez W W A. W w arunkach naturalnych była to gleba brunatno-rdzaw a o składzie granulom e- trycznym piasku gliniastego lekkiego podścielonego na głębokości 40 cm pia­ skiem luźnym (w dalsze części pracy określano ją jako „gleba piaskow a”). W celu zróżnicow ania zawartości substancji organicznej oraz odczynu w prow adzono m odyfikacje (dodatek kom postu, zakwaszenie), które doprowadziły do uzyskania następujących m ateriałów glebowych: M - gleba piaskow a, M k - gleba piaskow a o obniżonym odczynie (zakw aszona), P - gleba piaskow a z dodatkiem kom postu, Pk - gleba piaskow a z dodatkiem kom postu, o obniżonym odczynie (zakw aszona). M ateriał glebow y P (w dalszej części pracy określany jak o „gleba P ”) otrzy­ m ano przez w ym ieszanie gleby M z kom postem ogrodniczym w stosunku wago- wym 1:1. M ateriał glebowy M k i Pk (w dalszej części pracy określany jako „gleba M k” i „gleba Pk”) otrzym ano przez zakw aszenie gleb M i P w odnym roztw orem kwasu siarkow ego (16 m eq H2S 0 4/1 kg gleby M i 110 meq H2S 0 4/1 kg gleby P).

W celu ustabilizow ania odczynu gleby, zakw aszenie przeprow adzono m iesiąc przed rozpoczęciem doświadczeń. Fizykochem iczne i biologiczne właściwości m ateriałów glebow ych stosow anych w badaniach podano w tabeli 1 (oznaczenia

przeprow adzono w chwili rozpoczynania doświadczeń; czas 0 dni).

W badaniach zastosow ano cztery węglowodory z grupy W W A: fluoren, antra­ cen, piren i chryzen o zróżnicow anych w łaściw ościach fizykochem icznych. Ze w zględu na fakt, że środow isko glebow e zasadniczo nigdy nie je st zanieczysz­ czone pojedynczym i związkam i z tej grupy [M aliszewska-K ordybach 1999; Sims, O vercash 1983; W cisło 1998; W ild, Jones 1995], do dośw iadczeń użyto ich m ieszaniny. W ęglow odory dodaw ano do gleb w postaci roztw oru w chlorku

a mikrobiologiczne właściwości gleb...

m etylenu w ilości odpow iadającej sum ie zawartości 4 W W A - 10 m g/kg (tj. po 2,5 mg każdego ze zw iązków w 1 kg gleby). Ten poziom zanieczyszczenia przez W W A notow any był w glebach w ykorzystyw anych rolniczo na terenach uprze­ m ysłow ionych i zurbanizow anych [M aliszew ska-K ordybach 1999; W cisło 1998; W ild, Jones 1995].

D ośw iadczenia w azonow e prow adzono w hali wegetacyjnej w okresie letnim (lipiec-w rzesień) przez 90 dni. W azony napełniano glebą w 2 w arstw ach. W arstw ę dolną (grubość około 15 cm) stanowił m ateriał glebowy bez dodatku W W A (5 kg w przypadku gleb M i M k oraz 3 kg gleb P i Pk), natom iast do górnej warstw y gleby ( 2 kg w w szystkich przypadkach) przed um ieszczeniem jej w wazonie

dodaw ano, starannie m ieszając, roztworu m ieszaniny 4 W W A w chlorku m etyle­ nu (CH2C12). W każdym przypadku jak o kontrolę stosow ano m ateriał glebow y

nie zanieczyszczony przez W W A - wówczas do górnej warstwy dodaw ano CH2C12 w takiej samej ilości, jak ą brano do rozpuszczenia W W A (tj. po 50 ml).

W szystkie dośw iadczenia prow adzono w dwóch pow tórzeniach utrzym ując stałą w ilgotność na poziom ie 60% ppw. Próby gleb do badań m ikrobiologicznych oraz oznaczeń zawartości W W A pobierano z górnej warstwy po 15, 3 0 ,6 0 i 90 dniach.

O znaczenia zawartości W W A w m ateriale glebow ym przeprow adzano zgod­ nie z m etodyką opisaną w pracy M aliszew skiej-K ordybach i O leszka [1996]. Próby gleb (5 -1 0 g) suszono w tem peraturze pokojowej przez 24 godziny, następnie ekstrahow ano chlorkiem m etylenu w aparacie Soxhleta przez 6 godzin

i oczyszczano na m ikrokolum ienkach z Florisilem (1 g). Eluat heksanow y odpa­ row yw ano do sucha na w yparce rotacyjnej, a pozostałość rozpuszczano w 1 ml

acetonitrylu i analizow ano techniką HPLC (aparat f-my Knauer, kolum na Baker 16-PAH, elucja gradientow a). Oznaczenia jakościow e i ilościow e prow adzono m etodą w zorca zew nętrznego stosując m ieszaninę wzorcow ą W W A f-m y Supelco (16 РАН). O znaczenia zawartości W W A przeprow adzono dla prób glebow ych pobranych z każdego wazonu osobno (dla wszystkich powtórzeń).

A ktyw ność m ikrobiologiczną gleb oceniano na podstaw ie następujących oz­ naczeń:

- intensywność oddychania (IO) określana przez inkubowanie prób glebowych przez 10 dni w zamkniętych pojemnikach zawierających naczyńka z 0,5 M NAOH wiążącym wydzielający się C 0 2; nadmiar NaOH zobojętniano 0,25 M HC1;

- ogólna liczebność jednostek tworzących kolonie (jtk.) bakterii (BA) i grzybów (GR) oznaczana metodą płytek lanych na pożywce Gräfa (bakterie) i Martina (grzyby) [Martyniuk i in. 1998];

- aktywność dehydrogenaz (DH) określana metodą Casidy i in. [1964] przy wykorzystaniu chlorku trifenylotetrazolu jako akceptora elektronów;

- aktywność fosfatazy kwaśnej (FK) i fosfatazy zasadowej (FZ) oznaczana metodą Tabatabai i Bremnera [1969] przy wykorzystaniu p-nitrofenylofosfo- ranu jako substratu dla enzymów.

Z e względu na brak m ożliw ości jednoczesnego w ykonania zbyt dużej liczby rów noległych oznaczeń próbki gleb pobrane z odpow iednich pow tórzeń (dwóch rów noległych wazonów) uśredniano i dla tak przygotow anego m ateriału glebo­ w ego przeprow adzano oznaczenia m ikrobiologiczne - wszystkie w trzech pow tó­ rzeniach.

W celu oceny statystycznej wyników zastosow ano m etodę analizy w ariancji wieloczynnikow ej. Ocenę przeprow adzano osobno dla każdego układu

gleba/oz-8 B. Maliszewska-Kordybach, В. Smreczak, S. Martyniuk

T A B E LA 1. charakterystyka materiału glebow ego TA BLE 1. Soil materials characteristic

Gleba W łaściw ości - Proiperties

Soil _{S O 1 Corg2 pHkci} D H 3 F Z 4 F K 5 IO 6 B A 7 O Я00

M 1,3 0 ,7 5 6 ,2 3 0 5 4 0 3 8 51 2 0 3 9

Mk 1,3 0 ,7 5 5 ,1 9 2 17 31 3 8 21 7 3

P 9 ,0 5 ,2 6 ,5 2 6 6 1 2 4 1 16 8 2 9 5 1 4 2 7 4 0

Pk 9 ,0 5 ,2 5 ,2 7 7 5 1 0 0 1 3 6 2 2 5 1 15 8 0 7

1/ 2/

zawartość substancji organicznej - organie matter content (%); zawartość w ęgla organicznego - organie carbon content (%); ^ a k ty w n o ść dehydrogenaz - soil dehydrogenase activity (m m3 H2/1 0 0 g s.m .gleby - d.w .soil); 4 aktywność fosfatazy zasadowej - alkaline phosphatase activity (g p-nitrofenolu/lg s.m. gleby - d.w. soil); aktywność fosfatazy kwaśnej - acidic phosphatase activity (g p-nitrofenolu/lg s.m. gleby- d.w. soil ); intesyw ność oddychania - intensity o f respiration (g C -C 0 2/1 g s.m. gleby/10 dni - d.w. soil/10 d a y s);7/ ogólna liczebność bakterii - total bacteria number (jtk - cfulO ); liczebność grzybów - total fungi number (jtk - cfu 10 ).

naczany param etr aktywności m ikrobiologicznej. Analizow ano dw a czynniki: obecność W W A w glebie i czas doświadczenia. W przypadku oznaczeń zaw arto­ ści W W A oceniano różnice m iedzy obiektam i, w przypadku oznaczeń m ikrobiolo­ gicznych - pow tarzalność m etody analitycznej.

WYNIKI

Z danych przedstaw ionych w tabeli 1 widać, zgodnie z oczekiw aniam i, że w zbogacenie gleby M w substancję o rg an iczn ą-p ro w ad zące do otrzym ania gleby P - zw iększyło w ielokrotnie jej aktyw ność m ikrobiologiczną w yrażoną za pom ocą w szystkich oznaczanych param etrów.

Zm iany aktywności biologicznej gleb M i P oraz M k i Pk w wyniku zanie­ czyszczenia ich przez W W A - po 15, 30, 60 i 90 dniach - przedstaw iono na rysunku 1. W yniki wyrażono jako procent w stosunku do kontroli (kontrola 100%). Z estaw ienie ogólnych efektów (średnie wartości poszczególnych param etrów w yznaczone m etodą analizy wariancji dla 5 poziom ów czasu) podano w tabeli 2.

Stw ierdzono, że zanieczyszczenie gleb M i P przez W W A na poziom ie ZW W A

1 0 mg • kg- 1 pow odow ało statystycznie istotny spadek aktyw ności enzym atycznej

obu gleb. W przypadku aktyw ności dehydrogenaz (DH) efekt ten był najsilniejszy w pierw szym okresie po w prow adzenie W W A do gleb i zm niejszał się wraz z upływ em czasu i spadkiem zawartości W W A w glebach, chociaż po 90 dniach obserw ow ano nadal silne ham ow anie aktyw ności DH (46% w glebie M i 59% w glebie P). Obniżenie aktyw ności fosfatazy kwaśnej i zasadowej było mniej w yraźne, niem niej przez praw ie cały okres dośw iadczenia notow ano statystycznie istotny (p < 0,95) spadek wartości FZ i FK (rys. 1). Aktyw ność dehydrogenaz okazała się najczulszym param etrem przy krótkoterm inow ej ocenie oddziaływ a­ nia W W A na biologiczne właściwości gleb. Po 15 dniach wartość DH w glebie M -W W A obniżyła się do 10% wielkości kontrolnej, a w glebie P-W W A do 36% , podczas gdy odpow iednie wartości FK w tych glebach w ynosiły 74 i 6 6%, a FZ

- 8 8 i 69% (rys. 1). Zanieczyszczenie gleb przez W W A spow odow ało także silny

spadek liczebności grzybów - po pierw szych 15 dniach była ona na poziom ie < 10% kontroli, a po 90 dniach nadal nie przekraczała 30% (rys. 1). Rów nocześnie

а гткгоЫЫ właściwości, gleb...

G leba M i P 15 dni -1 5 days

Gleba Mk i Pk

30 dni - 30 days 30 dni - 30 days

60 dni « 60 days 60 dni - 80 days

90 dni - 90 days _{90 dni - 90 days}

R Y SU N E K 1. Zmiany aktywności m ikrobiologicznej gleb M i P oraz Mk i Pk w wyniku zanieczyszczenia ich przez W W A (s - statystycznie istotne różnice w stosunku do kontroli na poziom ie p < 0,05)

FIGURE 1. Changes o f microbial activity o f soils M, P, M k and Pk amended with PAH s (s - statistically different from control on the level p < 0 .0 5 )

10 В. Maliszewska-Kordybach, В. Smreczak, S. Martyniuk

TA B E LA 2. Zmiany aktywności m ikrobiologicznej gleb zanieczyszczonych przez W W A (średnie wartości dla 5 poziom ów czasu; 0, 15, 30, 60 i 90 dni)

TA BLE 2. Changes in m icrobiological activity o f the soils contaminated with PAH s (average values for 5 time levels; 0, 15, 30, 60 and 90 days)

Gleba Soil Kombinacja Combination Parametry -- Parameters D H FZ FK IO B A GR M

к1

W W A -PA H 2 122b 26 a 31a 3 2 a 38a 106 b

P К 1 324 l a 2 1 8 a 1 4 4 a 207 a 119 a 867 a

W W A -PA H 2 1943b 198 b 119 b 210a 23 l b 274 b

Pk К 1 735 a 91 a 1 4 4 a 1 9 6a 122 a 791a

W W A -PA H 2 6 87b 99 b 140 b 214 b 149 b 1714b

11 kontrola - control; 2 gleba zanieczyszczona przez W W A - soil contaminated with PAHs.

Wartości oznaczone różnymi literami różnią się istotnie na poziom ie p < 0,05 (w kolumnach dla tych sam ych gleb) - The values marked with different letters differ significantly at the level p < 0.05 (in colum ns for the same soil). Objaśnienia innych sym boli jak w Tabeli 1 - Explanations o f other sym bols as in Table 1.

w tym sam ym czasie stw ierdzono intensywny wzrost ogólnej liczebności bakterii; 3-9 -krotn y w stosunku do kontroli w glebie M -W W A i 2-3,5-krotny w glebie P-W W A . Zm iany intensywności oddychania obu gleb były najmniej uzależnione od zawartości W W A; w większości przypadków wartość IO w glebach zanieczy­ szczonych tymi związkam i nie zm ieniała się lub wzrastała w niew ielkim stopniu. W zbogacenie gleby M w substancję organiczną w większości przypadków zm niejszało wpływ W W A - zarówno w przypadku zaobserw ow anych efektów ham ow ania (param etry DH, FZ i FK po 30 i 60 dniach oraz GR po < 30 dniach), jak i stym ulacji (param etr BA - rys. 1). N ajistotniejsze różnice stw ierdzono przy pom iarach aktyw ności dehydrogenaz (tab. 2). Przykłady zależności oddziaływ a­ nia W W A na m ikroflorę od zawartości węgla organicznego w glebach przedsta­ w iono na rysunku 2.

Zakw aszenie gleb M i P do poziom u pH 5 ,1 -5 ,2 pow odow ało spadek ich aktyw ności enzym atycznej (szczególnie wyraźny dla param etru DH) i intensyw ­ ności oddychania oraz wzrost liczebności grzybów (tab. 1). Liczebność bakterii w glebie M k nie zm ieniła się w stosunku do gleby M, a w glebie Pk zm niejszyła się w niew ielkim stopniu.

Zm iany aktywności biologicznej gleb M k i Pk po zanieczyszczeniu ich przez W W A przedstaw iono na rysunku 1. Oddziaływ anie W W A w glebach M k i Pk było w większości przypadków mniej intensywne, niż w glebach nie zakw aszo­ nych (M i P - rys. 1). Przejaw iało się to zarówno w słabszym ham ow aniu aktyw ności enzym atycznej - po 2 m iesiącach dośw iadczenia efekt inhibicji zaob­

serw ow ano tylko w przypadku param etru DH (po 60 dniach) i param etru FK (gleba Pk po 90 dniach) - jak i w znacznym osłabieniu stym ulacji liczebności bakterii. I tak o ile średnia wartość param etru DH w glebie M zanieczyszczonej przez W W A była 2,5-krotnie niższa niż w glebie kontrolnej, to w glebie M k - tylko 1,7-krotnie m niejsza niż w kontroli; dla gleb P i Pk odpow iednie stosunki w ynosiły 1,8 i 1,1 (tab. 2). W przeciw ieństw ie do gleby M, średnie wartości

a mikrobiologiczne właściwości gleb...

R Y SU N E K 2. Zależność oddziaływania W W A na mikroflorę glebow ą od zawartości w ęgla organicznego w glebie (OD - intensyw ność oddychania, DH - aktywność dehydrogenaz, FZ - aktyw ność fosfatazy zasadowej, FK - aktywność fosfatazy kwaśnej, В - liczebność bakterii) FIGURE 2. Relationship between the effect o f PAHs on soil microflora and soil organic matter content (O D - intensity o f respiration, DH - soil dehydrogenase activity, FZ - alkaline phosphatase activity, FK - acidic phosphatase activity, В - total bacteria number)

12 В. Maliszewska-Kordybach, В. Smreczak, S. Martyniuk

C zas (dni) - Time (days)

R Y SU N E K 3. Zmiany zawartości W W A w glebach FIGURE 3. Changes in PAH content in soils

param etrów FZ, FK , IO i BA w glebie M k zawierającej W W A nie różniły się istotnie od odpow iednich wartości dla gleby kontrolnej M k (tab. 2).

Zaw artość W W A w glebach w trakcie dośw iadczenia zm niejszała się bardzo wyraźnie, przy czym tem po tych zm ian uzależnione było od w łaściw ości gleb. N ajw iększą trw ałość W W A zaobserw ow ano w glebie Pk, gdzie po 90 dniach pozostało 30% początkow ej zawartości tych związków , podczas gdy w pozosta­ łych glebach ten sam spadek zawartości W W A obserw ow ano ju ż po 4 0 -5 0 dniach (rys. 3). W yniki przedstaw ione na rysunku 3 w yrażono jako procent zawartości początkow ej W W A w glebie tzn. procentow y stosunek ich zaw artości po danym czasie do ich zawartości oznaczonej w chwili rozpoczynania dośw iadczenia (czas 0 dni). W tabeli 3 przedstaw iono przykładow o zależności - opisane rów naniem regresji liniowej - pom iędzy spadkiem zawartości W W A i zm ianam i aktyw ności dehydrogenaz w badanych glebach. N ajw yższe w spółczynniki korelacji odpow ia­ dały glebie M (r=0,99) oraz P (r=0,87), a najniższy (r=0,44) - glebie Pk. W artości w spółczynników rów nania w skazują, że w glebie M i M k zm iany zawartości W W A w yraźniej w pływały na wartości DH niż w glebach P i Pk. W yznaczone na podstaw ie tych rów nań efekty ekotoksyczne - w yrażone w procentach różnice pom iędzy aktyw nością dehydrogenaz w glebie kontrolnej (100% ) i w glebie badanej - w skazują na bardzo silny wpływ właściwości gleb na zależności pom iędzy zm ianam i zaw artości W W A i param etrem DH. I tak przy spadku zaw artości W W A do 25% zaw artości początkowej aktyw ność dehydrogenaz w glebie M była nadal niższa od wartości kontrolnej o 64%, w glebach M k i P odpow iednio o 32 i 43% , a w glebie Pk przy tym samym poziom ie W W A nie

a mikrobiologiczne właściwości gleb...

T A B E L A 3. Z ależność aktywności dehydrogenaz (D H ) od zmian zawartości W W A w glebie T A B L E 3. R elationship betw een dehydrogenases activity (DH) and the content o f PAH s in soil

Gleba Soil

Równanie regresji Regression m odel

R Efekt ekotoksyczny - Ecotoxic effect (100% -DH ) przy zawartości W W A w glebie (% zawartości początkowej) - for PAH content in soil (% o f initial concentration) 75 50 25 10 M D H = 5 1 - 0 , 5 9 W W A 0,99 - 9 2 - 7 8 - 6 4 -5 5 Mk D H = 87 - 0.78 W W A 0,72 - 7 2 - 5 2 - 3 2 - 2 P D H = 66 - 0,40 W W A 0,87 - 6 3 - 5 3 - 4 3 -3 8 Pk D H = 1 1 0 - 0 , 3 6 W W A 0,44 - 1 7 - 8 + 1 +6

DH: aktyw ność dehydrogenaz (% kontroli, kontrola=100% ) - dehydrogenases activity (% o f control, control =100% ); WWA: zawartość 4W W A w glebie (% zawartości początkow ej) - РАН content in soil (% o f initial concentration); R - w spółczynnik korelacji- correlation coefficient

notow ano spadku, ale początek w zrostu (+1% ) wartości DH w stosunku do kontroli (tab. 3).

DYSKUSJA WYNIKÓW

Zastosow any poziom zanieczyszczenia gleby przez W W A - 10 mg • kg- 1

odpow iada zaw artości tych zw iązków notowanej w glebach z terenów rolniczych położonych na obszarach zanieczyszczonych, narażonych na bezpośrednie od­ działyw anie źródeł em isji W W A [M aliszew ska-K ordybach 1999; W cisło 1998; W ild, Jones 1995]. Ilość W W A w prow adzona do gleby na początku dośw iadcze­ nia zm niejszała się w znacznym stopniu w raz z upływ em czasu. Z w cześniejszych prac [Jensen i Folkler-H ansen 1995; M aliszew ska-K ordybach 1993; M alisze­ w ska-K ordybach 1998; Sims i Overcash 1983] wiadom o, że zakres rozkładu W W A uzależniony je st zarów no od w łaściw ości w ęglow odorów (wraz z upływ em czasu w glebie pozostają mniej lotne, silniej sorbujące się i mniej podatne na biodegradację związki o większej m asie cząsteczkow ej), jak i od czynników środow iskow ych, a przede w szystkim od w łaściw ości gleby. W przeprow adzo­ nych badaniach najw iększą trw ałość W W A zanotow ano w glebie Pk o obniżonym odczynie i zw iększonej zaw artości substancji organicznych. Zakw aszenie gleby zm niejszało liczebność i aktyw ność m ikroorganizm ów , które m ogą być czynne w procesach biodegradacji W W A (tab. 1), natom iast wzrost zaw artości SO sprzyjał silniejszej sorpcji tych zw iązków zm niejszając ich zaw artość w fazie wodnej gleby i biodostępność [M aliszew ska-K ordybach 1999]. To w łaśnie biodostępność m a podstaw ow e znaczenie przy ocenie wpływ u W W A na biotyczne elem enty agroe- kosystem u, a nie ogólna zaw artość tych zw iązków w glebie [V erstraete 1999]. Z badań Sm reczak [1999] wynika, że tzw. biodostępna frakcja W W A w glebach silnie zanieczyszczonych przez dłuższy czas stanowi tylko ułam ek ich całkow itej zaw artości oznaczanej m etodam i chem icznym i - w yników tych jednak nie m ożna odnosić do gleb świeżo zanieczyszczonych przez W W A, gdzie sorpcja tych zw iązków je st słabsza [M aliszew ska-K ordybach 1998]. Brak inform acji na tem at zaw artości biodostępnej frakcji W W A w glebach w znacznym stopniu utrudnia interpretację w yników w dotychczasow ych badaniach ekotoksykologicznych,

14 В. Maliszewska-Kordybach, В. Smreczak, S. Martyniuk

których wyniki odnoszone są do oznaczeń ogólnej zawartości tych zw iązków w glebie.

N a podstaw ie przeprow adzonych oznaczeń param etrów określających biolo­ giczną aktyw ność gleb stwierdzono, że pom iar aktywności dehydrogenaz jest jednym z najbardziej odpow iednich sposobów oceny ekotoksykologicznego od­

działyw ania W W A w środow isku glebow ym . Znaczna część tzw. enzym ów glebow ych należy do grupy enzym ów zew nątrzkom órkow ych, które ulegaja sorpcji na organicznych i m ineralnych cząstkach glebow ych, co chroni je przed degradacją i przyczynia się do ich akum ulacji w glebie [Rossel i in. 1997]. M oże to być pow odem ich zmniejszonej czułości przy krótkotrw ałym oddziaływ aniu zanieczyszczeń w glebie [Pankhurst i in. 1998]. Zastosow anie tych enzym ów w badaniach ekotoksykologicznych jest bardziej przydatne w testach długoterm ino­ w ych [Rossel i in. 1997; Torstensen 1997]. D ehydrogenazy, należące do grupy oksydoreduktaz, stanow ią wyjątek, gdyż należą praw ie w yłącznie do enzym ów w ew nątrzkom órkow ych, ich degradacja w glebie następuje bardzo szybko po obum arciu kom órek, a wiec nie ulegają one w glebie akum ulacji [Rossel i in. 1997; Pankhurst i in. 1998]. W edług Rossela [1997] aktyw ność DH je st w skaźnikiem potencjalnej (a nie efektywnej) aktywności i odzw ierciedla fizjologicznie aktyw ną biom asę m ikroflory glebowej włączając w to zarów no bakterie, jak i grzyby oraz prom ieniow ce. Ze względu na problem y m etodologiczne oznaczenia DH są rzadko stosow ane w ocenie bezwzględnej aktywności m ikroflory glebow ej, często natom iast pom iar ten wykorzystyw any jest w badaniach ekotoksykologicznych [Eschenbach i in. 1990; Rossel i in. 1997].

Zanieczyszczenie niskopróchnicznej gleby M przez W W A na poziom ie 10 m g • kg- 1 w bardzo silny sposób ham ow ało jej aktyw ność enzym atyczną (rys. 1)

- w idoczną szczególnie w przypadku oznaczeń DH - co było niew ątpliw ie zw iązane ze słabą sorpcją i dużą biodostępnością tych ksenobiotyków w p ier­ w szym okresie po ich wprowadzeniu do gleby. W yniki uzyskane w tej pracy w skazują, że niekorzystne skutki ekotoksykologiczne (silne ham ow anie aktyw no­ ści dehydrogenaz do 50% wartości kontrolnej) w ystępow ały naw et 3 m iesiące po zanieczyszczeniu gleby przez W W A, gdy ilość tych związków obniżyła się do około 5% zaw artości początkow ej. R ów nocześnie w prow adzenie W W A do gleby M pow odow ało znaczne zw iększenie liczebności bakterii i obniżenie liczebności grzybów . W zrost param etru BA m oże być związany z m ożliw ością w ykorzysty­ w ania trójpierścieniow ych W W A (fluorenu i antracenu) jako źródła łatw odostę- pnego węgla i energii [Sims, O vercash 1983; W etzel 1998]. W zrost ogólnej liczebności bakterii w glebach świeżo zanieczyszczonych przez W W A obserw o­ wano także w innych badaniach. M aliszew ska-K ordybach [1992] badała zmiany liczebności bakterii w trzech glebach o zróżnicow anych właściw ościach (zaw ar­ tość próchnicy 1,09-2,30% , pH Ka 3 ,8 -5,2 ) zanieczyszczonych jednorazow o przez W W A na poziom ie 20 m g • kg-1; we w szystkich przypadkach zanotow ano silny wzrost (od 1,5- do 1 2-krotnego w stosunku do kontroli) liczebności bakterii

w okresie pierw szych 60 dni doświadczenia. N ajsilniejszą stym ulację zanotow ano w niskopróchnicznej glebie piaskow ej. D odatek kom postu zw iększający zaw ar­ tość substancji organicznych w każdej z tych gleb do poziom u około 4% wag. obniżał stym ulujący wpływ W W A w stosunku do bakterii glebow ych [M alisze­ w ska-K ordybach 1992].

W zbogacenie gleby M w substancję organiczną zm niejszało oddziaływ anie W W A - zarów no ham ujące aktyw ność enzym atyczną, jak i stym ulujące w sto­

a mikrobiologiczne właściwośd gleb...

sunku do bakterii. W tym ostatnim przypadku efekt wzrostu substancji organicznej w glebie był najsilniejszy (rys. 1). O chronne działanie substancji organicznych w stosunku do innych zanieczyszczeń glebow ych znane jest z innych prac [M alisze­ w ska-K ordybach 1992; W etzel 1998], niemniej wyniki uzyskane w tych bada­ niach w skazują, że naw et duży dodatek kom postu do gleby (stosunek w agow y gleba : kom post = 1:1) nie neutralizuje całkow icie ekotoksykologicznego oddzia­

ływ ania W W A - naw et po 3 m iesiącach od w prow adzenia ich do gleby, przy stosunkow o niskich stężeniach tych związków . Obniżenie odczynu gleb w w yniku ich zakw aszenia zm niejszało ham ujący wpływ W W A na aktyw ność enzym atycz­ ną i liczebność m ikroorganizm ów glebow ych, zwiększało natom iast ich oddzia­ ływ anie stym ulujące (rys. 1).

N ajw iększą odpornością m ikrobiologiczną na oddziaływ anie W W A chara­ kteryzow ała się m ikroflora gleby Pk (bardzo mały efekt i brak korelacji ze zm ianam i zawartości W W A), pom im o iż rozkład tych związków zachodził tam najw olniej. N ajsłabszą odporność m ikrobiologiczną w ykazyw ała gleba M (silny spadek aktyw ności i wysoce istotna zależność DH od zawartości W W A ) (tab. 3).

U zyskane wyniki trudno porów nyw ać z rezultatam i innych prac, gdyż w literaturze jest niew iele inform acji na tem at wpływu zanieczyszczenia gleb przez W W A na m ikroflorę glebową, a dostępne wyniki odnoszą się przew ażnie do jednorazow ych oznaczeń m ikrobiologicznych wykonyw anych po dłuższym cza­

sie od w prow adzenia tych ksenobiotyków do gleby. Eschenbach i in. [1991] dodaw ali benzo(a)piren do gleby w ilości 1 0 mg • kg- 1 (tj. w ilości odpowiadającej

4W W A w prow adzonych do gleby w niniejszej pracy) i nie stw ierdzili zm ian w intensyw ności oddychania i aktyw ności dehydrogenaz po 1 0 dniach dośw iadcze­

nia. Lee i Banks [1993] nie stw ierdzili, aby zanieczyszczenie gleby substancjam i ropopochodnym i zaw ierającym i W W A (antracen, fenantren i piren) w ilości 100 mg • kg- 1 gleby pow odow ało istotne zmiany liczebności m ikroorganizm ów gle­

bowych (po 8 m iesiącach od w prow adzenia tych substancji do gleby). N atom iast

w badaniach M ali szew skiej-K ordybach i Sm reczak [1997] zaobserw ow ano w yraźny spadek liczebności bakterii (7-krotny w stosunku do kontroli) po 5 m iesiącach od w prow adzenia do gleby mineralnej W W A na tym sam ym poziom ie (100 m g • kg-1); przy poziom ie W W A 30 mg • kg- 1 spadek liczebności bakterii

był o połow ę m niejszy. M ahm ood i Rao [1993] badali gleby zanieczyszczone przez W W A (antracen, fenantren, chryzen, piren i fluoranten) o stężeniu począt­ kow ym 1000 m g • kg- 1 i po 15 m iesiącach nie stw ierdzili spadku ogólnej liczeb­

ności m ikroorganizm ów , a w glebach zaw ierających antracen i piren - naw et wzrost. Hund i T raunspurger [1994] oznaczali intensywność oddychania i aktyw ­ ność nitryfikacji podczas procesu biorem ediacji gleby naturalnie zanieczyszczo­ nej przez W W A na poziom ie 4500 mg • kg- ' i wykazali, że intensyw ność oddychania zm niejszyła się istotnie po czasie 1 0 m iesięcy, podczas gdy zaw artość

3^1-pierścieniow ych W W A będących źródłem łatwo rozkładalnego w ęgla obni­ żyła się do poziom u 1400 m g • kg .

PODSUMOWANIE

U zyskane wyniki w skazują, że jednorazow e zanieczyszczenie gleb przez W W A na poziom ie 10 m g/kg w pływ a bardzo silnie na zm niejszenie aktyw ności enzym atycznej gleby i efekty te m ogą być obserw ow ane naw et przez okres kilku m iesięcy. Zw iększenie odporności gleb na ekotoksyczne oddziaływ anie W W A

16 В. Maliszewska-Kordybach, В. Smreczak, S. Martyniuk

m ożna uzyskać przez ich w zbogacenie w substancje organiczne i obniżenie odczynu.

Chociaż wyniki badań laboratoryjnych m ogą być odnoszone do w arunków naturalnych z dużą ostrożnością, a oddziaływ anie W W A świeżo w prow adzonych do gleby pow oduje niew ątpliw ie inne efekty ekotoksykologiczne niż w glebie zanieczyszczonej od dłuższego czasu, niem niej, przy braku inform acji na tem at aktyw ności W W A w ekosystem ach glebow ych, wyniki badań laboratoryjnych stanow ią jed y n ą podstaw ę do oceny m ożliw ych skutków w pływ u tych zanieczy­ szczeń na biotyczne elem enty agroekosystem u. Inform acje te są niezbędne przy ustalania ekotoksykologicznych kryteriów oceny jakości gleb użytkow anych rol­ niczo.

LITERATURA

C A SID A L.E., KLEIN D .A ., SANTORO T. 1964: Soil dehydrogenase activity. Soil Sei. 98, 3 7 1 -3 7 6 .

E SC H EN BA C H A., GEHLEN P., BIERL R. 1991: Untersuchung zum Einfluss von Fluoranthene und Benzo(a)pyren auf Bodenmikroorganismen und zum mikrobiellen Abbau dieser Substan­ zen. M ittteillungen d. Dt. Bodenkundliehen G esellschaft 63: 9 1 -9 4 .

H U N D K., TRA U N SPU R G ER E W. 1994: Ecotox-evaluation strategy for soil bioremediation exem plified for a РА Н -contaminated site. C hem osphere, 29: 3 7 1 -3 9 0 .

JENSEN J., FO LK ER -H A NSEN P. 1995: Soil quality criteria for selected organic compounds. D anish Environmental Protection A gency. W orking Report N o.47.

LEE E., B A N K S M.K. 1993: Bioremediation o f petroleum contaminated soil using vegetation: a microbial study. W: Petroleum Contaminated soil. Robinson J.W. (ed.), Marcel Dekker Publ. M A H M O O D,S.K ., RAO, P.R., 1993: Microbial abundance and degradation o f polycyclic aromatic

hydrocarbons in soil. B iill.Environ.Poll., 79: 15-20.

M A LISZEW SK A -K O R D Y BA C H B. 1992: W pływ nawożenia organicznego na trwałość w ielo ­ pierścieniow ych w ęglow odorów aromatycznych w glebach. A rch .Ochr. Środ. 2: 1 53-162. M A LISZEW SK A -K O R D Y BA C H B. 1993: Trwałość w ielopierścieniow ych w ęglow odorów aro­

m atycznych w glebie. Praca habilitacyjna, Wyd. IUNG , (H) 4: 81. Puławy.

M A LISZEW SK A -K O R DY BA C H B. 1998: The relationship between properties of PAHs and the rate of their disappearance from soils. Tox. Environ. Chem. 66: 47—52.

M A LISZEW SK A -K O R D Y BA C H B. 1999: Persistent organic contaminants in the environment; PAHs as a case study. In: J.C. Block, V .V. Goncharuk and P.Baveye (eds.), Bioavalibility o f organic xenobiotics in the environment, pp.3-37, N ATO A SI Series, Kluwer A cadem ic Pub­ lishers, Dordrecht/Boston/London.

M A LISZEW SK A -K O R D Y BA C H B., OLESZEK W., 1994: The use o f high performance liquid chromatography for determination o f p olycyclic aromatic hydrocarbons (PAH) in soil sam ples.

A cta C hrom atographica, 3: 8 4 -9 3 .

M A LISZEW SK A -K O R D Y B A C H B., SM RECZAK B. 1997: Effect o f p olycyclic aromatic hydro­ carbons on the number o f soil microflora. W; Materials o f Speciality C onference Management and Fate o f Toxic Organics in Sludge A pplied to Land, Copenhagen, 1997.

M A R T Y N IU K S., ZIĘBA S., M AĆK OW IAK С. 1998: Relationship betw een enzym atic activity o f soil and yields o f spring barley in a long-term field experiment. Z esz.N auk.Akad.Rol. W rocl., 3 3 2 :3 1 - 3 8 .

M ENZIE C.A., POTOCKI B .B ., SA N TO D O N A TO J. 1992: Exposure to carcinogenic PA H s in the environment, Environm .Sci.Technol. 26: 1278-1284.

M ethods o f soil analysis, Part 2., Chemical and M icrobiological properties, 1982. Publishers M adison, W isconsin, U SA .

a mikrobiologiczne właściwości gleb...

17

P A N K H U R ST C.E., ROGERS S.L., GUPTA V .S.R. 1998: Microbial parameters for monitoring soil pollution. W: Environmental Biomonitoring: The B iotechnology E cotoxicology Interface, 46-68, Lynch J.M. and W isem an A. (eds), Cambridge University Press, Cambridge.

RO SSEL D., TA R RA DELLAS J., BITTON G., MOREL J.L. 1997: U se o f enzym es in soil ecotoxicology: a case o f dehydrogenase and hydrolitic ensym es. W: Soil E cotoxicology, 1 7 9 -2 0 6 ., Tarradellas J., Bitton G. And R ossel D. (eds.), L ew is Publishers, B oca Raton, N ew York, London, Tokyo.

SIM S R.C., OVERCASH M.R. 1983 : Fate o f polynuclear aromatic compounds (PN A s) in soil-plant system s, Residue R eview s 88: 1-68.

SM RECZAK В . 1999: Effect evaluation o f poly cyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) on microbial activity in arable lands o f different physicochem ical properties. Summary Report from OECD post-doctorate fellow ship in the Alterra - W ageningen University and Research Center, 9 .pp. SM R EC ZAK B., M A LISZEW SK A -K O R D Y BA C H B., 1998: W pływ W W A na aktywność dehy­

drogenaz w glebie zanieczyszczonej związkami cynku, ołow iu i kadmu. W: Materiały O gól­ n o p o ls k ie g o S y m p o zju m N a u k o w o -T e c h n ic z n e g o B io rem e d ia cja G runtów . 4 1 - 4 5 . W isła-B ukow o, 1998.

SM RECZAK B., M A LISZEW SK A -K O R DY BAC H B., M A RTYN IU K S. 1999: Effects o f PAH s and heavy metals on activity o f soil micro flora. W: Bioavailability o f Organic X enobiotics in the Environment Ph.Bavey 3 7 7 -3 8 0 .

TA B A T AB AI M. A., BEM N ER J.M. 1969: U se o f p-nitrophenylphosphate for assay o f soil phosphatase activity. Soil Biol. B iochem ., 1: 3 0 1 -3 0 7 .

TO R STEN SEN L. 1997: Microbial assays in soil. W: Soil E cotoxicology, 2 0 7 -2 3 3 , Tarradellas J., Bitton G. And R ossel D. (eds.), L ew is Publishers, Boca Raton, N ew York, London, Tokyo. W CISŁO E. 1998 Soil contamination with polycyclic aromatic hydrocarbons (PA H s) in Poland -

a review. Env. Poll. 7: 2 6 7 -2 7 2 .

W ETZEL A. 1998: Advances in biomonitoring: sensitivity and reliability in PAH-contaminated soil. W: Environmental Biomonitoring: The B iotechnology E cotoxicology Interface, 2 7 -4 5 , Lynch J.M. and W iseman A. (eds), Cambridge University Press, Cambridge.

W ILD S.R., JONES K.C. 1995: Polynuclear aromatic hydrocarbons in the United Kingdom environment: a preliminary source inventory and budget. Environ. Poll. 88: 9 1 -1 0 8 .

Z A B LO C K A -G O D LEW SK A E., BUCZK O W SK A-W ESO ŁO W SK A K. 1998: Ocena wpływ u wybranych W W A oraz modyfikacji układu na zmiany jak ościow o-ilościow e głów nych grup mikroorganizmów w glebie piaszczysto-bielicow ej. W: Mat. O gólnopolskiego Sym pozjum N aukow o-T echnicznego Bioremediacja Gruntów, W isła-Bukow a, 5 9 -7 3 .

Z A B ŁO C K A -G O D LE W SK A E., M ROZOW SKA J. 1997: W pływ W W A na aktywność mikro­ biologiczną gleby w zm odyfikow anych układach m odelowych. W: Mat. O gólnopolskiego Sym pozjum N aukow o-T echnicznego Bioremediacja Gruntów, Ustroń-Jaszowiec: 6 1 -7 2 .

18 В. Maliszewski2-Kordybach, В. Smreczak, S. Martyniuk

BARBARA M ALISZEW S К A- KORD YB A C H 1, BOŻENA SM RECZAK1,

STEFAN MARTYNIUK2

THE EFFECT OF POLYCYCLIC AROMATIC

HYDROCARBONS (PAHs) ON MICROBIAL PROPERTIES

OF SOILS OF DIFFERENT ACIDITY AND ORGANIC

MATTER CONTENT

d e p a rtm e n t of Soil Science and Land Protection - IUNG in Puławy 2Department of Microbiology - IUNG in Puławy

S U M M A R Y

The influence o f PAHs on soil m icrobial param eters was investigated in pot experim ents. Four experim ental variants were studied in the paper: sandy soil (Corg = 0.75% ; pH = 6.2), sandy soil enriched with com post to Corg level o f 5.2%

and b o th soil m aterials acidified with H2S 04 solution to pHKC1 level o f 5 .1-5 .2 .

All soils w ere artificially contam inated with the m ixture of four PA H com pounds of 10 m g/kg concentration. The effect o f PA H content in the soils on soil m icrobial param eters (intensity o f respiration, total bacteria and fungi num ber, enzym atic activity) was determ ined in the course of 90-days experim ent. The results indicate that the introduction o f PAH to soil at the level of 10 m g/kg strongly affects soil m icrobial activity and the reaction o f soil m icroorganism s can be observed as long as three m onths after the soil contam ination. Increase in soil organic m atter content and decrease in soil pH dim inished PAH ecotoxic activity.

Praca w p łyn ęła do redakcji w marcu 2 0 0 0 r.

p ro f. d r hab. В. M a lisz e w s k a -K o rd y b a c h Z a k ła d G le b o zn a w stw a IU N G