WPŁYW METALI CIĘŻKICH NA MIKROORGANIZMY...
Transcript of WPŁYW METALI CIĘŻKICH NA MIKROORGANIZMY...
ROCZNIKI GLEBOZNAW CZE TO M LXII N R 4 WARSZAWA 2011: 211-220
ARTYKUŁ PRZEGLĄDOWY
AGNIESZKA MOCEK-PŁÓCINIAK
WPŁYW METALI CIĘŻKICH NA MIKROORGANIZMY ORAZ AKTYWNOŚĆ ENZYMATYCZNĄ GLEBY
IMPACT OF HEAVY METALS ON MICROORGANISMS AND THE SOIL ENZYMATIC ACTIVITY
Katedra Mikrobiologii Ogólnej i Środowiskowej Uniwersytet Przyrodniczy w Poznaniu
Abstract: Heavy metals present in the soil environment contribute to the deterioration o f the physicochemical and biological properties o f soil. These xenophobes penetrate inside the cells, bind with proteins and block active groups o f enzymes leading to the destruction of nucleic acids chain. In addition, they exert damaging impact on the microorganism biomass and accumulate in the tissues o f living organisms. Both microorganisms and their metabolites (enzymes) actively participate in the decomposition o f organic matter, heavy metal detoxification or in the soil-forming processes. Determination o f the enzymatic activity in soil is currently used as a sensitive indicator o f changes taking place both as a result o f natural and anthropogenic factors.
Słowa kluczowe: gleba, metale ciężkie, aktywność enzymatyczna, mikroorganizmy.
Key words: soil, heavy metals, enzymatic activity, microorganisms.
WSTĘP
Intensywny wpływ antropopresji przyczynił się do zanieczyszczenia środowiska kse- nobiotykami mineralnymi i organicznymi. Jednym z czynników wpływających na stan funkcjonowania pedosfery są między innymi metale ciężkie [Huang, Shindo 2000]. Trafiają one do środowiska z różnorodnych źródeł [Khan, Scullion 2002], zmieniając zarówno parametry fizyczno-chemiczne, jak i biologiczne pedonów. Ich toksyczność oraz bio- przyswajalność zależy od formy chemicznej oraz ilości, w jakiej występują w środowisku, a także od: temperatury, odczynu, potencjału oksydoredukcyjnego, obecności kationów, czy jonów innych metali [Słaba, Długoński 2002]. Wspomniane ksenobiotyki mogą być kumulowane w glebie, gdzie zalegają setki, a nawet tysiące lat [Alloway 1995]. Niektóre metale ciężkie pełnią ważną rolę w biochemicznych reakcjach wspomagających wzrost i rozwój mikroorganizmów, roślin oraz zwierząt [Kavamura, Esposito 2010]. Jed-
212 A. Mocek-Płóciniak
nak w większym stężeniu mogą tworzyć niespecyficzne związki, wywołując efekt cyto- toksyczny [Nies 1999]. Przy zbyt dużej koncentracji, stają się one toksyczne zarówno dla organizmów wyższych, jak i dla samych drobnoustrojów.
Istotną rolę ochronną w pedonie glebowym spełniają związki próchniczne (humus), które charakteryzując się dużą pojemnością sorpcyjną skutecznie wiążą metale ciężkie. Obecność w glebie frakcji ilastej ogranicza również pobieranie metali ciężkich przez drobnoustroje i rośliny, gdyż są one dość silnie adsorbowane na ich powierzchni zewnętrznej i wewnętrznej. Istotna rola próchnicy glebowej wynika ze specyficznych cech związków humusowych, które charakteryzują się dużą zawartością grup funkcyjnych (np. grup karboksylowych, hydroksylowych, aminowych czy metoksylowych), dzięki którym w reakcjach z metalami tworzą się sole, bądź pierwiastki te są chelatowane [Kabata-Pen- dias, Pendias 1999]. W pracy przedstawiono przegląd najważniejszych badań, dotyczących wpływu metali ciężkich na niektóre wskaźniki aktywności biologicznej gleb.
WPŁYW METALI CIĘŻKICH NA ROŚLINY I MIKROORGANIZMY GLEBOWE
Rosnące zainteresowanie metalami ciężkimi, wiąże się w głównej mierze z ich potencjalną toksycznością w stosunku do świata roślin i zwierząt, nie pomijając przy tym człowieka [Karczewska 2002]. Wspomniane pierwiastki wywołują często stres abiotyczny poprzez zaburzenia w metabolizmie mikroorganizmów [He i in. 2010a,b]. Według Schmidta i in. [2005] toksyczność pierwiastków metalicznych wynika głównie z blokowania centrów aktywnych enzymów, a także z wypierania niektórych ważnych w funkcjonowaniu komórki kationów i przejmowaniu ich funkcji. Szkodliwość oddziaływania ksenobiotyków mineralnych na rośliny wynika z ich mobilności. Immobilizację aktywnych form metali ciężkich można uzyskać przez wapnowanie gleb lub zastosowanie różnych sorbentów, np. zeolitów o dużych zdolnościach sorpcyjnych [Badora 1999; Gwo- rek 1993]. Badania prowadzone przez Mocka i Owczarzaka [1993] dotyczące połączeń Cu, Pb i Zn z próchnicą wykazały, że materia organiczna stanowi główny komponent gleby wiążący miedź. Na istotną rolę związków próchnicznych w remediacji gleb zanieczyszczonych metalami ciężkimi wskazują także inni autorzy [Castaldi i in. 2009; Renella i in. 2006; Tejada i in. 2008; Moreno i in. 2009]. Wyniki ich badań dowodzą iż materia organiczna, szczególnie z wysoką zawartością kwasów huminowych, jest elementem strategicznym w remediacji gleb zanieczyszczonych pierwiastkami śladowymi. Z wielu badań [m.in. Misztal, Ligęza 1996; Libudzisz i in. 2008] wynika, że zakwaszenie gleby przyczynia się do zwiększenia rozpuszczalności metali ciężkich, co prowadzi do wzrostu ilości tych metali w roztworze glebowym oraz wprowadzenia ich w ten sposób w bio- cyrkulację.
Poszczególne gatunki roślin różnią się wrażliwością na metale ciężkie, głównie ze względu na odmienne, specyficzne mechanizmy obronne. Mogą one ograniczyć pobieranie metali i utrzymywać ich niskie stężenie w roślinie przez zmianę selektywności błon cytoplazmatycznych, czy też wydzielanie nadmiaru jonów z komórki. Rośliny wytypowane jako wskaźnikowe, charakteryzują się licznymi przystosowaniami morfologicznymi, anatomicznymi i biochemicznymi, które pozwalająna unieruchomienie metalu w tkankach i jego detoksykację. Rośliny te pobierają metale pasywnie, w wyniku czego ich zawartość w glebie i roślinie jest niemal jednakowa. Natomiast rośliny zaliczane do tzw. hiperakumulatorów, aktywnie gromadzą i unieruchamiają metale w tkankach - głównie w
Wpływ metali ciężkich na mikroorganizmy oraz aktywność enzymatyczną gleby 213
korzeniach [Szatnik-Kloc 2004]. Ponadto wspomniane ksenobiotyki mineralne zgromadzone w nadmiernych ilościach w glebie, powodują niekorzystne zmiany w składzie ilościowym i jakościowym mikroflory glebowej, powodując wypadanie gatunków szczególnie wrażliwych na dany metal [Przybulewska i in. 2003]. Ksenobiotyki te mogą również powodować zaburzenia metabolizmu komórek roślinnych i mikroorganizmów. Siła ich oddziaływania na rośliny i drobnoustroje zależy w głównej mierze od stopnia zanieczyszczenia gleby, jej pH, rozpuszczalności związków, w których dany metal występuje, zawartości związków próchnicznych i rodzaju metalu, pojemności sorpcyjnej, czy struktury gleby [Kucharski i in. 2001; Moreno i in. 2001].
W wyniku zbyt dużej akumulacji metali ciężkich w środowisku, następuje wyczerpanie się możliwości adaptacyjnych organizmów. Dochodzi wówczas do powstania anomalii w budowie i funkcjonowaniu organelli komórek i tkanek [Galus 1997]. Z badań Chmielowskiego i Kłapcińskiej [1984] wynika, że ilość metalu wnikającego do wnętrza komórki mikroorganizmu zależy w głównej mierze od przepuszczalności błony cytopla- zmatycznej, bądź obecności w plazmidach czynnika odpornościowego. Metal, dostając się do komórki, może się łączyć z białkiem i powodować blokadę grup funkcyjnych wielu enzymów. Z kolei Zwoliński i Zwolińska [1984] donoszą że metale ciężkie nagromadzone w glebie inhibują rozwój zasiedlających je drobnoustrojów, prowadząc do zakłócenia ich podstawowych fUnkcji fizjologicznych, związanych głównie z rozkładem i przemianą materii organicznej.
Jony metali wywierają także wpływ na szybkość wzrostu, zarodnikowanie grzybów i ich aktywność enzymatyczną [Badura, Piotrowska-Seget 2000]. Wśród wielu mikroorganizmów, które wykorzystywane są do badań wpływu metali ciężkich na żywe komórki dominują przeważnie bakterie, promieniowce i grzyby. Mikroorganizmy te dysponują bowiem wieloma mechanizmami przystosowawczymi, umożliwiającymi im przeżywanie i adaptację do środowiska o podwyższonej koncentracji metali ciężkich [Dahm, Wrótniak2002]. Z literatury przedmiotu wynika także, że drobnoustrojami najwrażliwszymi na pierwiastki metaliczne są z reguły bakterie nitryfikacyjne, symbiotyczne bakterie wiążące azot oraz bakterie z rodzaju Azotobacter [Wyszkowska, Kucharski 2003a]. Drobnoustroje posiadają zdolność przystosowania się do niesprzyjających warunków środowiska. Związane jest to z takimi fUnkcjami metabolicznymi jak, np.: specyficzny transport jonów metali przy udziale permeaz zlokalizowanych w błonie cytoplazmatycznej [Binet i in. 2003] oraz synteza i wydzielanie do środowiska związków chelatujących wiążących i transportujących jony rozpuszczalne w środowisku [Paul i in. 2007]. Może zachodzić także niespecyficzna akumulacja metali poprzez sorpcję jonów w obrębie śluzów powierzchniowych oraz wiązanie przez biopolimery zespołu ścianowo-błonowego [Ledin 2000].
Mechanizmy chroniące komórkę przed toksycznym wpływem metali ciężkich, wynikają też często z wrodzonych właściwości fizjologicznych poszczególnych drobnoustrojów [Michalcewicz, Światły 2003]. Według Kucharskiego i Hłasko-Nosalskiej [2002a], Galusa i in. [1997], a także Mocek-Płóciniak [2006] grzyby są znacznie bardziej odporne na obecność metali w podłożu aniżeli promieniowce, czy bakterie. Grzyby z powodu wytwarzania obfitej grzybni posiadają wyjątkowo duże zdolności do akumulacji w niej różnych związków, w tym również metali ciężkich [Galus 1997]. Z badań przeprowadzonych przez Tobina i in. [1990] wynika, iż Rhizopus arrhizus w swojej grzybni może zakumulować nawet do 20% niektórych metali, np. Cr(III), Ag(II), Cd(II), Hg(II), Pb(II). Odnotowano kiełkowanie zarodników Penicilliim ochrochloron w nasyconym roztworze siarczanu miedziowego. Miedź, jest co prawda pierwiastkiem niezbędnym do wzrostu mikroorganizmów, ale w dużych stężeniach jest silnie toksyczna. Mniejsza odporność
214 A. Mocek-Płóciniak
bakterii aniżeli grzybów na zanieczyszczenie gleb przez metale ciężkie, wynika z różnic w metabolizmie komórek tych drobnoustrojów. W komórkach grzybów istnieje bowiem wyższe ciśnienie osmotyczne, co pozwala im lepiej przetrwać niekorzystne warunki, aczkolwiek mogą się wówczas intensywniej rozwijać grzyby toksynotwórcze, które przyczyniają się do spadku żyzności gleby [Barabasz i in. 1998]. Kabata-Pendias i Pendias [1999] podają następujący szereg toksyczności metali dla mikroorganizmów: Cu<Cd<Ni<Zn<Pb. Według Wang i in. [2010] bakterie gram dodatnie są bardziej wrażliwe na metale ciężkie niż gram ujemne. Cytowani autorzy uszeregowali metale ciężkie pod względem toksyczności dla drobnoustrojów w następującą sekwencję: Cr>Pb>As>Co>Zn>Cd>Cu.
Zdaniem Babich i Stotzky’ego [1997] promieniowce są bardziej wrażliwe na zanieczyszczenie gleb metalami ciężkimi niż bakterie. Natomiast z badań Wyszkowskiej i Kucharskiego [2003a] wynika, że bakterie wykazują większą wrażliwość na ksenobiotyki mineralne niż promieniowce, których wzrost był nawet stymulowany przez obecność metali ciężkich w glebie. Mikroorganizmy w obecności metali ciężkich produkują różne polimery i drobnocząsteczkowe metabolity, jak np.: biosurfaktanty, barwniki melanino- we, siarkowodór lub kwasy organiczne, ograniczające dostępność metali dla komórek, poprzez ich wiązanie, chelatowanie lub precypitację [Libudzisz i in. 2008]. Drobnoustroje oporne na metale ciężkie uczestniczą w ich biotransformacji, polegającej na zmianie stopnia utlenienia metalu - poprzez redukcję, bądź utlenienie. Bakterie z rodzajów Aeromonas i Pseudomonas posiadają ponadto system mer, kodowany plazmidowo, który odpowiedzialny jest za ekspresję reduktazy rtęciowej, katalizującej redukcję jonów Hg2+ do rtęci metalicznej, mniej toksycznej aniżeli postać jonowa. Mikroorganizmy zasiedlające glebę, pełnią zatem istotną rolę w obiegu metali ciężkich. Mogą się przyczyniać zarówno do zwiększenia ilości metali w środowisku, jak i ograniczyć ich mobilność, czy toksyczność [Libudzisz i in. 2008].
WPŁYW METALI CIĘŻKICH NA AKTYWNOŚĆ ENZYMATYCZNĄ GLEBY
Poziom aktywności enzymatycznej gleby stanowi czuły i istotny wskaźnik żyzności i urodzajności gleby oraz informuje o zmianach zachodzących w środowisku [Bielińska i in. 2000]. Aktywność biologiczna gleby zależy przede wszystkim od działalności drobnoustrojów i wydzielanych przez nie enzymów. Enzymy wytwarzane przez drobnoustroje adsorbowane są na minerałach ilastych i substancji humusowej, co wiąże się często z jednej strony ze spadkiem ich aktywności, a z drugiej strony ze wzrostem trwałości i odporności na proteolizę lub denaturację [Gołębiowska, Grzyb-Miklewska 1991]. Enzymy glebowe aktywnie uczestniczą w metabolizmie oraz katalizują procesy związane z przetwarzaniem materii i obiegiem energii w środowisku glebowym [Baran 2000]. Aktywność biologiczna gleb zależy jednak od szeregu czynników, do których należą: typ gleby, głębokość profilu glebowego, szata roślinna, odczyn gleby, czy zawartość materii organicznej [Kucharski i in. 2001; Bielińska, Mocek-Płóciniak 2009]. Aktywność enzymów jest proporcjonalna do zawartości materii organicznej (zawartości C organicznego i N ogółem) i jest dużo większa w ryzosferze, aniżeli w głębszej warstwie profilu glebowego [Kucharski, Niewolak 1997; Bielińska 2001a; Mocek-Płóciniak 2006].
Enzymy glebowe są bardzo wrażliwe na stresy panujące w pedosferze, w związku z czym wykorzystywane bywają często do oceny antropogenicznych zmian w środowisku. Czynniki takie jak: pożary, kwaśne deszcze, zanieczyszczenia ksenobiotykami mineralnymi (np. metalami ciężkimi), pestycydami lub ksenobiotykami organicznymi (np.
Wpływ metali ciężkich na mikroorganizmy oraz aktywność enzymatyczną gleby 215
WWA), mogą wpływać destrukcyjnie na aktywność enzymów glebowych [Januszek 1999; Mocek-Płóciniak 2006; Bielińska, Mocek-Płóciniak 2009]. Z literatury przedmiotu wynika, że ksenobiotyki mineralne w małych stężeniach działają stymulująco, natomiast w dużych ilościach hamują aktywność enzymów glebowych [Michalcewicz, Ławrynowicz 2004; Wyszkowska, Kucharski 2003a,b; Mocek-Płóciniak 2006; Gulser, Erdrogan 2008; Lee i in. 2009]. Według Januszka [1999] metale ciężkie uznawane są za inhibitory aktywności enzymatycznej i mikrobiologicznej w glebie, gdyż ich dopływ do pedonu powoduje zmiany w składzie mikroflory glebowej, w aktywności poszczególnych enzymów, co w konsekwencji prowadzi do osłabienia rozkładu materii organicznej. Inhibują- cy wpływ Cu i Zn na dehydrogenazę i ureazę stwierdził Chaperon i Sauve [2007], natomiast o negatywnym wpływie Cd na aktywność fosfataz i ureazy informują Khan i in. [2010]. Ponadto wiele enzymów wykazuje dużą wrażliwość na dopływ jonów wodorowych do środowiska glebowego. W glebach kwaśnych występuje dużo mniejsza ilość mikroorganizmów, czego konsekwencją jest niska aktywność enzymatyczna. Odczyn gleby uważany jest za główny czynnik, wpływający na przyswajalność metali ciężkich w glebach [Słaba, Długoński 2002]. Chłopecka [1996] wykazała, że wymienne frakcje metali dominują w glebach o pH<4,5, a ich ilość obniża się wraz ze wzrostem pH gleby.
Wymienne formy metali w glebach są stosunkowo łatwo przyswajalne przez organizmy bytujące w glebie. Kucharski i Hłasko-Nasalska [2002b] dowiedli inhibujące działanie niewielkich ilości miedzi na enzymy glebowe, a Wyszkowska i Wyszkowski [2002] po wprowadzeniu kadmu do gleby stwierdzili zmniejszenie aktywności dehydrogenazy, ureazy oraz w mniejszym stopniu fosfatazy kwaśnej. Podobne badania z metalami ciężkimi przeprowadziły Wyszkowska i Zaborowska [2002], dodając do gleby rosnące dawki cynku. Wyniki tych badań wskazują również na hamujące działanie tego metalu na takie enzymy jak: dehydrogenaza, ureaza, fosfataza kwaśna i alkaliczna. Loc i Janssen [2005] twierdzą, iż zanieczyszczenie gleby cynkiem powoduje zamieranie wrażliwych mikroorganizmów, a tym samym wzrasta liczebność drobnoustrojów odpornych na ten metal. Do pierwiastków metalicznych, najliczniej występujących w pedonach glebowych zanieczyszczonych antropogenicznie, należą z reguły: Cu, Zn i Pb [Terelak i in. 2000]. Sjoqvist [1995], prowadząc badania na obszarach silnie zanieczyszczonych metalami ciężkimi wykazał, że aktywność fosfataz oraz aktywność dehydrogenaz, są najlepszymi markerami zanieczyszczenia gleb Cu i Zn. W małych stężeniach metale te mogą stymulować aktywność enzymów, natomiast w dużych powodują całkowitą utratę funkcji katalitycznych enzymu [Nowak i in. 2001]. Kunito i in. [2001] informująo różnym stopniu hamowania aktywności enzymów przez poszczególne metale ciężkie. Aktywność ureazy, czy dehydrogenazy była na przykład silniej hamowana przez frakcje cynku ekstrahowanego przy użyciu kwasu azotowego (V) aniżeli przez miedź.
W badaniach własnych [Mocek-Płóciniak 2006] wykazano, że intensywność presji antropogenicznej (działalność huty miedzi Legnica) okazała się decydującym czynnikiem, kształtującym aktywność enzymatyczną gleby. Stwierdzono nasilenie aktywności badanych hydrolaz w glebach, w miarę wzrostu odległości od huty, szczególnie w przypadku fosfatazy i ureazy. Natomiast aktywność dehydrogenaz - enzymów występujących w glebie, jako integralna część nienaruszonych, żywych komórek, kształtowała się na bardzo niskim poziomie we wszystkich punktach badawczych (od 500 do 2000 m od źródła emisji), również w glebie obiektu kontrolnego.
Wysoką inaktywację dehydrogenaz w glebach, w warunkach długotrwałej emisji przemysłowej, wykazały też inne badania [Januszek 1999; Bielińska 2006; Castaldi i in. 2004]. Giller i in. [1998] oraz Nowak i in. [2002] również dowiedli, iż duże zanieczyszczenie
216 A. Mocek-Płóciniak
metalami ciężkimi gleb sąsiadujących z hutą lub zakładami metalurgicznymi, powoduje znaczące zmniejszenie liczebności mikroorganizmów glebowych produkujących enzymy. Wolne, abiotyczne dehydrogenazy nie są aktywne w glebie, gdyż wchodzą w skład układów wewnątrzkomórkowych. Zdaniem wielu badaczy aktywność enzymów zewną- trzkomórkowych, w porównaniu z aktywnością dehydrogenaz, może być bardziej przydatna do oceny zmian zachodzących w środowisku glebowym [Kiss i in. 1986]. W badaniach aktywności enzymatycznej gleby poszukuje się enzymów, których aktywność służy jako wskaźnik żyzności gleby [Bielińska 200la; Russel 2005]. Według Kieliszewskiej- Rokickiej [2001] wiarygodną ocenę jakości środowiska glebowego można uzyskać, prowadząc jednoczesne badania szeregu enzymów glebowych.
Kucharski [1997] uważa, że przy ocenie jakości gleb na podstawie aktywności enzymatycznej należy zwrócić szczególną uwagę na fosfatazę i ureazę, która nawet w 80% może być zaadsorbowana przez koloidy glebowe. Potwierdziła to także, w swoich badaniach Bielińska [2006], analizując zmiany środowiska glebowego w warunkach długotrwałej emisji przemysłowej na podstawie aktywności fosfatazy i ureazy. Aktywność fosfataz w glebach jest jednym z elementów podlegających kontroli w ramach monitoringu środowiska w Szwecji i USA [Januszek 1999]. Zdaniem Carbrera i in. [1994] ureaza doskonale adaptuje się w każdym środowisku glebowym, niezależnie od temperatury, wilgotności lub odczynu. Również w badaniach własnych [Mocek-Płóciniak 2006] nie wykazano ujemnego wpływu wysokiej zawartości metali ciężkich (Cu i Pb) na aktywność ureazy. Z badań Castaldiego i in. [2004] wynika, że aktywność ureazy nie była istotnie skorelowana z zawartością metali ciężkich w glebie. Odporność tego enzymu na zanieczyszczenie gleb metalami ciężkimi wynika bowiem ze specyficznych właściwości ureazy, która wykazuje odporność na działanie czynników zewnętrznych, a w warunkach ekstremalnych obserwuje się nawet wzrost jej aktywności [Stępniewska, Samborska 2002]. Jedynym czynnikiem limitującym jej aktywność jest dostępność substratu (mocznika), gdyż jako enzym ekstracelulamy, ureaza syntetyzowana jest jedynie w jego obecności [Carbrera i in. 1994]. Bielińska i Węgorek [2005] stwierdzili natomiast, iż podwyższony poziom przyswajalnych form azotu w glebie skutecznie ogranicza aktywność proteaz. W przypadku proteazy, wysoki poziom aktywności tego enzymu w glebach zanieczyszczonych metalami ciężkimi, stwierdzili Baran i in. [2002], co można uzasadnić tym, że proteazy wymagają dla swojej aktywności obecności w glebie jonów Zn2+ i Mn2+.
Lorenz i in. [2006] informują iż niekorzystny wpływ nadmiaru ksenobiotyków mineralnych zarówno na aktywność mikrobiologiczną, jak i biochemiczną gleby jest długotrwały. Gleba zanieczyszczona Cd w ilości 50 i 250 mg • kg'1 oraz As w ilości 50 i 300 mg • kg'1 po 25 latach zawierała nadal 34 i 134 mg • kg"1 Cd oraz 18 i 39 mg • kg_1As.
Badania wielu autorów [Furczak i in. 1991; Bielińska 2001a,b] wskazują iż czynnikiem limitującym aktywność enzymatyczną jest poziom wilgotności gleby, temperatura oraz natlenienie. Na aktywność fosfatazy istotnie wpływają okresowe zmiany temperatury i wilgotności gleby [Kramer, Green 2000]. Nad sezonową zmianą aktywności enzymatycznej gleby skupili się także w swoich badaniach Bielińska i Żukowska [2002]. Z ich badań wynika, że o poziomie aktywności enzymatycznej decydują takie czynniki, jak: temperatura, krótkotrwałe fluktuacje liczebności i biomasy bakterii, czy wypłukiwanie z niej enzymów. Testy enzymatyczne to obecnie jeden z bardziej wrażliwych wskaźników funkcjonowania ekosystemu [Dick i in. 2000].
Z badań Bielińskiej i Domżała [2001], potwierdzonych także przez badania własne [Mocek-Płóciniak 2006], wynika, że dobrym wskaźnikiem zanieczyszczenia gleb metala
Wpływ metali ciężkich na mikroorganizmy oraz aktywność enzymatyczną gleby 217
mi ciężkimi jest aktywność fosfataz. Wielu autorów [Welp 1999; Nowak i in. 2003] potwierdza ujemny wpływ ksenobiotyków mineralnych na aktywność fosfataz.
PODSUMOWANIE
Metale ciężkie należą niewątpliwie do pierwiastków o wysokim stopniu zagrożenia dla prawidłowego funkcjonowania żywych organizmów. Przyczyniają się również, do pogorszenia właściwości chemicznych gleb oraz powodują ograniczenie liczebności populacji drobnoustrojów. W niewielkich ilościach działają stymulująco na aktywność mikroorganizmów, natomiast w dużych stężeniach powodują ich zamieranie. Od liczebności drobnoustrojów oraz ich metabolitów - enzymów w pedonie, zależy rozkład materii organicznej (mineralizacja i humifikacja), detoksykacja ksenobiotyków mineralnych oraz organicznych, a także procesy pedogeniczne. Badania aktywności enzymatycznej w glebie są zatem czułym parametrem wykorzystywanym do oceny stopnia degradacji chemicznej pokrywy glebowej.
LITERATURAALLOWAY W.H. 1995: Soil processes and the behavior o f m etals, [In:] Alloway B.J. (ed) Heavy metals in
soils. 2 nd ed. Blackie. Glasgow, 7-28.BABICH H., STOTZKY G. 1997: Sensitivity o f various bacteria including actinomycetes and fungi to cadium
and influence o f pH on sensitivity. Appl. Environm. M icrobiol. 33: 681-695.BA D O RA A. 1999: M obilne form y wybranych m etali w glebach oraz niektóre aspekty ich im m obilizacji.
Rozprawy Naukowe AR w Lublinie (225), 134 ss.BAD URA L., PIOTRO W SKA-SEGET Z. 2000: Heavy m etals in the environm ent and their im pact on soil
m icroorganism s. Chem. Inż. Ekol. 7 (11): 1135-1142.BARABASZ W., SMYK B., CHMIEL M., VORISEK K. 1998: Zmęczenie gleby a skład mikroflory glebowej.
[W:] Ekologiczne aspekty m ikrobiologii gleby, (red.) A. Sawicka, G. Durska, Poznań: 43-55 .BARAN S. 2000: Ocena stanu degradacji i rekultywacji gleb. Przewodnik do ćwiczeń. W ydawnictwo A R w
Lublinie: 244.BARAN S., BIELIŃSKA E.J., W ÓJCIKOW SKA-KAPUSTA A. 2002: Kształtowanie się aktywności enzyma
tycznej w glebach zanieczyszczonych produktam i ropopochodnym i. A cta A grophysica, 70: 9 -19 . BIELIŃ SK A E.J. 2 0 0 la: Aktyw ność enzym atyczna gleby w sadzie w iśniow ym w zależności od m etody jej
pielęgnacji. Rozprawy naukowe AR w Lublinie. Zeszyt 251. Wyd. AR w Lublinie: 91.BIELIŃSKA E.J. 2 0 0 lb : Enzym atic activity as an indicator o f soil transform ations under the influence o f
orchard use. Pol. J. Soil Sci. 34/2: 89-97.BIELIŃSKA E.J. 2006: W pływ długoletniej emisji azotowej na aktywność enzym atyczną gleb leśnych. Rocz.
Glebozn. 57, 1/2: 7 -12 .B IELIŃ SK A E.J., BARAN S., W IŚNIEW SKI J. 2000: A ktyw ność enzym atyczna ja k o w skaźnik popraw y
właściwości gleby lekkiej użyźnionej osadami ściekowymi. Bydgoskie Towarzystwo Naukowe. Prace Wydziału N auk Technicznych , A, 30: 113-120.
BIELIŃSKA E.J., DOM ŻAŁ H. 2001: Enzym atic activity o f the soil as an indicator o f environm ent contam ination. A cta A grophysica , 56: 60 -72 .
BIELIŃ SK A E.J., ŻUKOW SKA G. 2002: Aktywność proteazy i ureazy w glebie lekkiej użyźnionej osadem ściekow ym . A cta A grophysica , 70: 41—47.
B IELIŃSKA E.J., W ĘGOREK T. 2005: Ocena oddziaływ ania zadrzew ienia śródpolnego na aktywność enzym atyczną gleby płowej. A cta A grophysica , 5(1): 17-24
BIELIŃSKA E.J., MOCEK-PŁÓCINIAK A. 2009: Fosfatazy w środowisku glebowym. Wydawnictwo Uniwersytetu Przyrodniczego w Poznaniu. M onografia : 40.
BIN ET M .R .B ., M A R., M C LEOD W., POOLE R.K. 2003: D etection and characterization o f zinc - and cadm ium - W inding proteins in Escherichia coli by gel electrophoresis and laser ablation - inductively coupled plasm a mass spectrom etry. Analyt. B iochem . 318: 30-38 .
CARBRERA M.L., KISSEL D.L., BOCK B.R. 1994: Urea hydrolysis in soil. Effect o f urea concentration and soil pH. S oil Biol. B iochem . 23: 1121-1124.
CASTALDI S., RUTIGLIANO F.A., VTRZO DE SANTO A. 2004: Suitability o f soil microbial parameters as indicators o f heavy m etal pollution. Water, Air, So il Pollut. 158: 21-35.
218 A. Mocek-Płóciniak
CASTALDI P., MELIS P., SILVETTI M., DEIANA P., GARAU G. 2009: Influence o f pea and w heat growth on Pb, Cd and Zn mobility and soil biological status in a polluted amended soil. Geoderma. 151: 241-248.
CHAPERON S., SAUVE S. 2007: Toxicity interaction o f metals (Ag, Cu, Hg, Zn) to urease and dehydrogenase activities in soils. S oil Biol. B iochem . 39: 2329-2338 .
CHM IELOW SKI J., KŁAPCIŃSKA B. 1984: M echanizm y pobierania m etali przez drobnoustroje. Postępy M ikrob. XXII (2): 63 -89 .
CHŁOPECKA A., 1996: Assessment o f form o f Cd, Zn and Pb In contaminated calcareous and gleyed soils in southw est Poland. The Science o f the Total Environ., 188: 253-262 .
DAHM H., W RÓTNIAK W. 2002: W pływ niektórych metali ciężkich na aktywność oddechow ą oraz wytwarzanie biomasy przez bakterie wyizolowane z owocników grzybów ektomikoryzowych. [W:] Rola drobnoustrojów w kształtow aniu środowiska. UW M, Olsztyn: 33-34 .
DICK W.A., CHENG L., WANG P 2000: Soil acid and alkaline phosphatase as pH adjustment indicators. Soil Biol. B iochem . 32: 1915-1919.
FURCZAK J., SZEM B ER A., BIELIŃSKA E.J. 1991: Aktywność enzym atyczna strefy przybrzeżnej jez io r Piaseczno i Głębokie różniących się troficznością. Studia Ośr. Dokum. Fizjog. XIX: 307-325.
GALUS A. 1997: Wpływ chromu (HI) i (IV) oraz jego interakcji z innymi metalami na wzrost biomasy grzybni Aspergillus flavus, [W:] Drobnoustroje w środowisku. W ystępowanie, aktywność i znaczenie. AR w Krakowie: 169-172.
GALUS A., OPALIŃSKA-PISKORZ J., PAŚMIONKA I. 1997: A ntagonistyczne i synergistyczne oddziaływanie jonów m etali na w zrost i b iom asę grzybni A sperg illus f la v u s , [W:] D robnoustro je w środow isku glebowym. W ystępowanie, aktywność i znaczenie. AR w Krakowie: 173-180.
GILLER K., W ITTER E., MC GRATH. 1998: Toxicity o f heavy m etals to m icroorganism s and m icrobial processes in agricultural soils: a review. Soil Biol. Biochem. 30: 1389-1414.
GOŁĘBIOW SKA D., GRZYB-M IKLEW SKA J. 1991: Kompleksy hum us-enzym . I. Aktywność enzym atyczna gleb w świetle właściwości kom pleksów humus-enzym. Post. N auk Roi., 4/5/6: 105-116.
GULSER F., ERDROGAN E. 2008: The effects o f heavy metal pollution on enzyme activities and basal soil respiration o f roadside soils. Environ. Assess. 145: 127-133.
GWORJEK B. 1993: W pływ zeolitów na zmniejszenie akumulacji metali ciężkich w roślinach uprawianych na glebach zanieczyszczonych. Wyd. SGGW, 71 ss.
HE C.Q., TAN G.E., LIANG X, DU W., Y.L., ZHI G.Y., XHU Y. 2010a: Effect o f Zn-tolerant bacterial streins on growth and Zn accum ulation in O rychophragm us violaceus. Appl. So il Ecol. 44: 1-5.
HE L.Y., ZHANG Y.F., MA H.Y., SU L.N., CHEN Z.J., WANG Q.Y., QIAN M., SHENG X.F. 2010b: Charac- tiriza tion o f copper-resistan t bacteria and assessm ent o f bacterial com m unities in rhizosphere soils o f copper-tolerant plants. Appl. So il Ecol. 44: 4 9 -5 5 .
HUANGQ., SHINDO H. 2000: Effect o f copper on the activity and kinetics o f free and im m obilized acid phosphatase. S o il B iol. B iochem . 32: 1885-1892.
JANUSZEK K. 1999: Aktywność enzymatyczna wybranych gleb leśnych Polski południowej w świetle badań polowych i laboratoryjnych. [W:] Zeszyty Naukowe A R w K rakow ie , Rozprawy, 250: ss. 132.
KABATA-PENDIAS A., PENDIAS H. 1999: Biogeochem ia pierwiastków śladowych. PWN, Warszawa: 398 ss.KARCZEW SKA A. 2002: M etale ciężkie w glebach zanieczyszczonych em isjam i hut miedzi - formy i roz
puszczalność. Zeszyty Naukowe AR we Wrocławiu, N r 432, Rozprawy CLXXXIV: ss. 159.KAVAMURA V.N., ESPOSITO E. 2010: B iotechnological strategies applied to the decontam ination o f soils
polluted w ith heavy metals. Biotechnol. Adv. 28: 61-69.KHAN M., SCULLION J. 2002: Effect o f metal (Cd, Cu, Ni, Pb or Zn) enrichment o f sewage - sludge on soil
m icro-organism and their activities. A p p lied S o il Ecol. 20: 145-155.KHAN S., H ESH A M A .E ., QIAO M ., R EH M A N S., HE J. 2010: E ffect o f C d and Pb on soil m icrobial
com m unity structure and activities. Environ. Sci. Pollut. Res. 17: 288-296 .KIELISZEWSKA-ROKICKA B. 2001: Enzymy glebowe i ich znaczenie w badaniach aktywności mikrobiolo
gicznej gleby. [W:] D robnoustroje środow iska glebowego - aspekty fizjologiczne, biochem iczne, genetyczne. (red.) H. Dahm, A. Pokojska-Burdziej, Wyd. UM K Toruń: 37—47.
KISS S., DRA GAN-BULARDA M., PA§CA D. 1986: A ctivity and stability o f enzyme molecules following their contact w ith clay m ineral surfaces. Studia Univ. Babeą-Bolyai, B iol., 31,2, 3-29 .
KRAM ER S., GREEN D.H. 2000: Acid and alkaline phosphatase dynamics and their relationship to soil. Soil Biol. B iochem . 32: 179-186.
KUCHARSKI J. 1997: Relacje między aktywnością enzymów a żyznością gleby. [W:] Drobnoustroje w środowisku, występowanie, aktywność i znaczenie, (red.) W. Barabasz. AR, Kraków: 327-348.
KUCHARSKI J., NIEW OLAK T. 1997: W pływ uprawy roślin zbożowych w zm ianowaniu i m onokulturze na przem iany m ocznika i siarczanu amonu w glebie. [W:] Drobnoustroje w środowisku, występowanie, aktywność i znaczenie, (red.) W. Barabasz. AR, Kraków: 349-356.
KUCHARSKI J., HŁASKO A., W YSZKOW SKA J. 2001: Liczebność drobnoustrojów w glebie zanieczyszczonej miedzią. Zesz. Probl. Post. N auk Roi. 476: 165-172.
Wpływ metali ciężkich na mikroorganizmy oraz aktywność enzymatyczną gleby 219
K U C HARSKI J., HŁA SK O -N O SA LSK A A. 2002a: W pływ m iedzi na ham ow anie w zrostu drobnoustrojów. [W:] Rola drobnoustrojów w kształtow aniu środow iska - UW M Olsztyn: 71-72.
KUCHARSKI J., HŁASKO-NOSALSKA A. 2002b: Planowanie roślin i aktywność enzym atyczna gleby zanieczyszczonej miedzią. [W:] Rola drobnoustrojów w kształtow aniu środow iska - UW M Olsztyn: 69-70 .
KUN ITO T., SAEKI K., GOTO S., HAYASHI H., OYAIZU H., M ATSUM OTO S. 2001: Copper and zinc fractions affecting m icroorganism s in long-term sludgeam ended soils. Bioresour. Technol. 79: 135-146.
LEE S.-H., LEE J.-S., CHOI Y.J., KIM J.-G. 2009: In situ stabilization o f cadmium-, lead-, and zinc-contami- nated soil using various am endm ents. Chemosphere. 77: 1069-1075.
LEDIN M., 2000: A ccum ulation o f m etals by m icroorganism s - processes and im portance for soil system. Earth Sci. Rev. 51: 1-31.
LIBUDZISZ Z., KOWAL K., ŻAKOW SKA Z. 2008: M ikroorganizm y w biotechnologii, ochronie środowiska i produkcji żywności. [W:] M ikrobiologia techniczna. Tom 2. (red.) Mostowik K. W ydawnictwo Naukowe PW N, W arszawa: 554.
LOC K., JANSSEN C.R. 2005: Influence o f soil zinc concentrations on zinc sensitivity and fluctional diversity o f m icrobial com m unities. Environ. Pollut. 136: 275-281 .
LORENZ N., HINTEM ANN T., KRAMAREW A T., KATAYAMA A., YASUTA T., M A RSCH N ER P., KAN- DELER E. 2006: Response o f microbial activity and microbial community com position in soil to lontem arsenic and cadm ium exposure. S oil Biol. B iochem . 38: 1430-1437.
M ICH A LC EW ICZ W., ŚW IATŁY E. 2003: W pływ jonów m iedzi i o łow iu na w zrost i rozwój w ybranych grzybów glebowych. [W:] Zesz. Probl. Post. N auk Roln., z. 492: 197-204.
M ICH A LCEW ICZ W., ŁAW RYNOW ICZ A. 2004: W pływ oleju napędow ego na aktyw ność enzym atyczną niektórych grzybów glebowych. [W:] Rocz. Glebozn. 55, 1: 291-298.
MISZTAL M ., LIGĘZA S. 1996: W pływ odczynu i w ilgotności gleby zanieczyszczonej przez hutę cynku, na zawartość metali ciężkich w roztworze glebowym. Zeszyty Prob. Post. N auk Roi. 434: 879-883.
M O CEK A., OW CZARZAK W. 1993: W iązanie Cu, Pb, Zn przez próchnicę w glebach zanieczyszczonych emisjami hut miedzi. Zesz. Probl. Post. N auk Roi. 411: 293-298.
M O C EK -PŁÓ C IN IA K A. 2006: Z ależności pom iędzy b io logicznym i i chem icznym i w skaźnikam i zan ie czyszczenia gleb. M aszynopis UP w Poznaniu: ss. 148.
M ORENO J. L., GARCIA C., LANDI L., FALCHINI L., PIETRAMELLARA G., NANNIPIERI P. 2001: The ecological dose value (ED ) for assessing Cd toxicity on ATP content and dehydrogenase and urease activities o f soil. S o il B io£°Biochem . 33(4-5): 483—489.
MORENO J.L., BASTIDA F., ROS M., HERNANDEZ T., GARCIA C. 2009: Soil organic carbon buffers heavy m etal con tam ination on sem iarid soils: E ffect o f d ifferen t m etal th resho lds levels on soil m icrobia l activity. Eur. J. S o il B iol. 45: 220-228.
NIES D.H. 1999: M icrobial heavy m etal resistance. Appl. M icrobiol. B iotechnol. 51: 730-750.NOW AK J., ŚNIEG B., KŁÓDKA K. 2001: W pływ soli metali ciężkich stosowanych oddzielnie i łącznie na
zm iany aktyw ności enzym ów glebowych. Chem ia i Inżynieria Ekologiczna 8 (11): 1163-1175.NOWAK J., KAKLEW SKI K., KŁÓDKA K. 2002: Influence o f various concentrations o f selenie acid (IV) on
the activity o f soil enzymes. Sci. Total Environ. 2 9 1Z: 105-110.NOW AK J., SZY M CZA K J., SŁO B O D ZIA N T. 2003: P róba ok reślen ia 50% progu toksyczności daw ek
różnych metali ciężkich dla fosfataz glebowych. Zeszt. Probl. Post. N auk Roln., 492: 241-248.PAUL A., WAUTERS G., PAUL A.K. 2007: Nickel tolerance and accumulation by bacteria from rhizosphere o f
nickel hyperaccum ulatores in serpentine soil ecosystem o f Andaman, India. Plant Soil. 293 (1-2): 37-48.PRZYBULEW SKA K., NOWAK A., STOPA K. 2003: Wpływ kadmu na przebieg procesu nitiyfikacji w glebie
w zależności od tem peratury i pH oraz wzrost roślin. [W:] Rola drobnoustrojów w kształtowaniu środowiska. UW M, Olsztyn, ss. 101.
RENELLA G., EGAMBERIYEVA D., LANDI L., M ENCH M ., NANIEPIERI P. 2006: M icrobial activity and hydrolase activities during decom position o f root exudates released by an artificial root surface in Cd- contam inated soils. S o il Biol. Biochem . 38: 702-708 .
RUSSEL S., 2005: Znaczenie badań enzymów w środowisku glebowym. Rozprawy i M onografie. A cta Agro- physica (3): 5 -9 .
SCHM ID T A., HA FERBU R G G., SINERIZ D.M ., BUCHEL G., KOTHE E. 2005: H eavy m etal resistance mechanism s an actinobacteria for survival in AM D contam inated soils. Chem. £ rde, 65: 131-144.
S J0Q V IST T. 1995: Soil biochem ical and m icrobiological activities as affected by heavy metals and liming. SLU Uppsala, 82 ss.
SŁABA M., DŁUGOŃSKI J. 2002: Mikrobiologiczne usuwanie i odzyskiwanie metali ciężkich - biohydrome- talurgia. Post. M ikrobiol. 39: 73-89.
STĘPNIEW SKA Z., SAM BORSKA A. 2002: Dynam ika zm ian aktywności ureazy na polach obsianych m ieszanką traw: Alopecurus Pratensis, Phalaris Arundinacea, Festula Pratensis irygowanych ściekam i m iejskim. M at. III O gólnopolskiego Sym pozjum N aukow o-Technicznego. [W:] „B iorem ediacja g runtów ” ,
220 A. Mocek-Płóciniak
W isła-Jarzębata: 89-96 .SZATNIK-KLOC A. 2004: W pływ pH i stężenie w ybranych m etali ciężkich w glebie na ich zaw artość w
roślinach. A cta Agrophysica , 4 (1): 177-183.TEJA D A M ., GONZALEZ J.L ., H ERN A N D EZ M .T., G A RCIA C. 2008: A pplication o f different organie
am endm ents in a gasoline contam inated soil: Effect on soil m icrobial properties. Bioresour. Technol. 99: 2 8 7 2 -2 8 8 0 .
TERELA K H., M O TOW ICKA -TERELAK T., STUCZYŃ SK I T., PIETRUCH C. 2000: Pierw iastki śladowe (Cd, Cu, N i, Pb, Zn) w glebach użytków rolnych Polski. Biblioteka M onitoringu Środow iska , W arszawa.
TOBIN J.M ., CO O PER D.G., NEUFELD R.J. 1990: U ptake o f m etal ions by Rhizopus arrhizus biom ass. Enzym e M icrob. Technol. 12: 591-595 .
WANG J., ZHAN X., ZHOU L., LIN Y. 2010: B iological indicators capable o f assessing therm al treatm ent efficiency o f hydrocarbon m ixture-contam inated soil. Chem osphere. 80: 837-844.
WELP G. 1999: Inhibitory effect o f the total and water-soluble concentrations o f nine different metals on the dehydrogenase activity o f a loess soil. Biol. Fertil. Soils 30: 132-139.
W YSZKOW SKA J., WYSZKOW SKI M. 2002: W pływ kadm u na aktywność enzym atyczną gleby. [W:] Rola drobnoustrojów w kształtow aniu środowiska. UW M , O lsztyn, 123-124.
W YSZK O W SK A J., ZA BO RO W SK A M. 2002: A ktyw ność enzym ów w glebie zanieczyszczonej cynkiem . [W]: Rola drobnoustrojów w kształtow aniu środowiska. UW M, Olsztyn, 125.
W YSZKOW SKA J., KUCHARSKI J. 2003a: Liczebność drobnoustrojów w glebie zanieczyszczonej metalami ciężkimi. Zesz. Pr obi. Post. N auk Roln. z. 492: 427—433.
W YSZKOW SKA J., KUCHARSKI J. 2003b: W łaściwości biochem iczne i fizykochemiczne gleby zanieczyszczonej m etalam i ciężkimi. [W]: Zesz. Probl. Post. N auk Roln. z. 492: 435—442.
ZWOLIŃSKI J., ZW OLIŃSKA B. 1984: Reakcje drobnoustrojów gleb leśnych na emisję zakładów przemysłu miedziowego. [W:] M ateriały II Krajowego Sympozjum pt. Reakcje biologiczne drzew na zanieczyszczenia przem ysłowe, K órnik 16-19 maj: 3 27-331 .
dr inż. Agnieszka Mocek-Płóciniak Uniwersytet Przyrodniczy w Poznaniu Katedra Mikrobiologii Ogólnej i Środowiskowej ul Szydłowska 50, 60-656 Poznań e-mail: [email protected]