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: agam-p@up.poznan.pl