Circuitul Azotului pe Un Ecosistem de Pajiste Mediat de Microorganisme

Circuitul azotului pe un ecosistem de pajiște mediat de microorganisme

Cuprins

INTRODUCERE ………………………………………………………………………….3

1. MECANISME CHEIE ALE CIRCUITULUI AZOTULUI ………………………….5

Aspecte generale ale circuitului terestru al azotului …………………………………5

Fixarea azotului molecular…………………………………………………………..6

Amonificarea ……………………………………………………………………….8

Nitrificarea ………………………………………………………………………….9

Denitrificarea ………………………………………………………………………10

Grupe funcționale de microorganisme implicate în circuitul azotului……………….10

2. ECOSISTEMELE TERESTRE ……………………………………………………….14

Ecosisteme terestre – generalități ……………………………………………………….14

Ecosistemelor de pajiște …………………………………………………………….15

Ecosisteme de pajiște naturale ……………………………………………………..16

Ecosisteme de pajiște transformate …………………………………………………16

Biodiversitatea ecosistemelor de pajiște ……………………………………………18

Degradarea ecosistemelor de pajiște ……………………………………………….19

Surse de azot pe ecosistemelor de pajiște …………………………………………….20

Depuneri uscate de azot …………………………………………………………….21

Depuneri umede de azot ……………………………………………………………23

2.4 Factorii care influențează transformarea azotului acumulat în sol sub acțiunea microorganismelor …………………………………………………………………………23

3. DINAMICA MICROORGANISMELOR DENITRIFICATOARE LA NIVELUL UNUI ECOSISTEM DE PAJIȘTE – Studiu de caz – ……………………………………………..25

3.1 Scop și obiective ……………………………………………………………………25

3.2 Organizarea programului de cercetare……… ……………………………………..25

3.3 Caracterizarea sitului de cercetare …..………………………………………………..26

3.4 Metode utilizate în laborator pentru analiza parametrilor …………………………28

3.5 Rezultate și discuții …………………………………………………………………35

CONCLUZII ………………………………………………………………………………46

BIBLIOGRAFIE …………………………………………………………………………..49

Circuitul azotului în natură este foarte complex și se desfășoară pe parcursul mai multor etape cu ajutorul unor activități biochimice, etape ce au loc în anaerobioza și în prezența oxigenului. Etapele necesare desfășurării circuitului azotului sunt: fixarea azotului molecular, amonificarea, nitrificarea, denitrificarea.

Azotul este un macroelement cu o pondere de 79% din atmosfera Pământului care se găsește în condiții naturale sub formă de azot molecular dar și sub formă de azot reactiv imbrăcând mai multe forme: nitrați, amoniac, amoniu, oxizi de azot. El pătrunde în compartimentul biocenotic numai după fixarea de către anumite microorganisme, precum și prin metabolizarea unor compuși organici și anorganici de către plante și animale apoi reintră în circuit cu ajutorul denitrificatorilor ce descompun nitrații în azot atmosferic.

Sistemele biologice sunt afectate direct de perturbările care au loc la nivelul circuitului biogeochimic al azotului determinând scăderea bunurilor și serviciilor generate de mediu.

Circuitul biogeochimic al azotului a fost modificat de activitățile umane prin creșterea efectivului populațional implicit prin creșterea necesarului de resurse și servicii, prin fenomenul de poluare, prin procesele industriale de sinteză a îngrășămintelor chimice.

În țările dezvoltate, solurile sunt supuse unor impacturi negative puternice ce determină modificarea funcțiilor sale de suport și mediu de viață pentru plantele terestre. În țara noastră sunt de menționat în primul rând transformarea ecosistemelor naturale în terenuri agricole, poluarea chimică, poluarea biologică, acoperirea solului cu diverse materiale.

Agricultura a devenit astăzi una dintre cele mai importante surse de poluare cu impact negativ asupra mediului determinând deteriorarea unor ecosisteme prin conversie și prin eliberarea azotului sub forme reactive.

Dintre categoriile de ecosisteme afectate, ecosistemele de pajiște au o pondere crescută. Ele se caracterizează printr-o diversitate biologică bogată care este afectată în urma poluării sau conversiei în terenuri agricole. Activitățile umane au crescut cantitatea de azot reactiv ( principala sursă de azot reactiv este dată de microorganismele fixatoare de azot) prin adăugarea de fertilizatori și au modificat procesele de transport, transformare și stocare a compușilor de azot cu consecințe negative asupra ecosistemelor terestre și acvatice.

Modificarea cantității de azot reactiv determină poluarea solului, poluarea aerului, eutrofizarea ecosistemelor terestre , apariția bolilor la plante.

Cercetările din ultimele două secole au permis cunoașterea mai profundă a biologiei solului și a lumii microorganismelor ce se găsesc în scoarța terestră.

Văzând aceste probleme, scopul lucării este de a caracteriza circuitul azotului în ecosistemele de pajiște în special a proceselor mediate de microorganismele din sol.

Pentru a-mi îndeplini scopul, obiectivele propuse în această lucrare sunt:

Obiectivul 1: analiza critică a cunoașterii privind aspectele circuitului terestru al azotului urmărind cele patru etape principale în desfășurarea circuitului;

Obiectivul 2: caracterizarea ecosistemelor de pajiște și identificarea mecanismelor de degradare ale acestora;

Obiectivul 3: identificarea principalelor surse de azot existente pe ecosistemele de pajiște și transformarea acestora de către microorganismele fixatoare de azot;

Obiectivul 4: determinarea cantitativă a efectivelor populaționale de denitrificatori corelată cu parametrii fizico-chimici.

CAPITOLUL 1. MECANISME CHEIE ALE CIRCUITULUI BIOGEOCHIMIC AL AZOTULUI

Aspecte generale ale circuitului terestru de azot

Activitățile umane duc la alterarea principalelor circuite biogeochimice cu efecte asupra sistemelor ecologice de la nivelul ecosferei. Circuitul azotului (Fig. 1.1) posedă o caracteristică importantă, aceea că include un rezervor atmosferic ce conține azot molecular (N₂). Oamenii prin activitățile desfășurate au modificat circuitul azotului molecular pentru a-l utiliza sub formă de îngrășăminte. Cantitatea de îngășăminte anuală a crescut de la 10 milioane tone în 1950 la 80 de milioane tone în 1990 și se preconizează că în 2030 cantitatea de îngrășăminte utilizate anual va crește la 135 milioane de tone (Cogălniceanu, 1999).

Fig. 1.1 Circuitul azotului în natură

(Sursa: http://ro.wikipedia.org/wiki/Circuitul azotului în natură)

[NUME_REDACTAT]. 1.1 observăm principalele etape ale circuitului azotului:

fixarea azotului molecular;

amonificarea;

nitrificarea;

denitrificarea.

Cele patru etape sunt mediate numai de bacterii, cu excepția unei etape premergătoare amonificării, proteoliza în care pot acționa și mucegaiurile.

Circuitul azotului prezintă două faze principale:

fixarea azotului molecular;

mineralizarea substanțelor organice sau procese la care sunt supuși compușii cu azot din sol: amonificarea, nitrificarea, denitrificarea.

1.1.1 Fixarea azotului molecular

Prin procesul de fixare, microorganismele transformă azotul reactiv în compuși anorganici ai azotului. Compuși anorganici sunt asimilați de către plante sub formă de compuși organici.

Azotul se poate fixa:

pe cale abiotică  prin iradieri și descărcari electrice;

pe cale biotică prin activitatea microorganismelor ce convertesc azotul atmosferic în amoniu, azotit și azotat.

Circa 10% din microorganismele chemotrofe conțin nitrogenază și au capacitatea de a fixa azot. Printre aceste microorganisme se numară specii din genurile: Alcaligenes, Aquaspirillum, Arthrobacter, Azobacter, Bacillus, Citrobacter, Clostridium, Enterobacter. Unele (Rhizobium, Frankia, Azospirillum) formează simbioze iar celelalte sunt libere, fixatoare de azot. Dintre acestea Azotobacter este aerobă, Clostridium este anaerobă iar celelalte (Clostridium, Citrobacter, Enterobacter) sunt facultativ anaerobe.

Aproximativ 92% din microorganismele fototrofe au capacitatea de a fixa azot, cele mai importante sunt: Chlorobium, Chromatium, Thiocapsa, acestea fac fotosinteză anoxigenică.

[NUME_REDACTAT]-plante leguminoase poate reprezinta între 350 si 600 KgN/ha/an (Mihăescu și colab., 2007).

În procesul de fixare biologică al azotului sunt implicate urmatoarele microorganisme prezente în Fig. 1.2

Asociații

legume – rhizobia (simbioză)

Azolla – cioanobacteria (simbioză)

cereale – bacterii asociative

cereale – bacterii endofitLibere

cianobacterii

bacterii heterotrofe

bacterii autotrofe

Fig. 1.2 Agenți biologici fixatori de azot în sistemele agricole și sistemele naturale

(adaptare după Butterbach, 2011).

1.1.2 [NUME_REDACTAT] moartea organismelor, substanțele proteice, urea, bazele azotate, sunt descompuse de către bacteriile amonificatoare la amoniac în procesul de amonificare. Amoniacul rezultat reacționează cu apa și formează ionul amoniu.

Amonificare prezintă două etape:

Proteoliza – amonificarea proteinelor

Proteinele sunt degradate de către microorganisme heterotrofe (Pseudomonas sp., Bacillus sp., Clostridium) sub acțiunea enzimelor proteolitice, produse de bacterii și mucegaiuri. Moleculele proteolitice (proteaze) determină hidroliza proteinelor. Din hidroliza proteinelor rezultă peptide și aminoacizi, degradați de către microorganisme în etapa a doua.

Formula generală a amonificării (Fig. 1.3) este:

Fig. 1.3 Formula amonificării

( Sursa: https://ghioceldrd2011.wordpress.com/2012/01/26/cercetare-azotul/)

Aminoacizii suferă un proces de dezaminare, din care rezultă amoniacul. Principalele tipuri de dezaminare sunt:

Dezaminarea hidrolitică;

Dezaminarea hidrolitică și decarboxilare;

Dezaminarea reducătoare;

Dezaminarea reducătoare cu decarboxilare (anaerobă);

Dezaminarea oxidativă cu decarboxilare;

Dezaminarea cu desaturare

(https://ghioceldrd2011.wordpress.com/2012/01/26/cercetare-azotul/).

Amonificarea ureei

Ureea este descompusă de Bacillus probates, Micrococcus ureae, Urobacterium sp., care hidrolizează urea prin acțiunea ureazei (Mihăescu și colab., 2007).

1.1.3 [NUME_REDACTAT] un proces biologic ce presupune transformarea și oxidarea biologică a sărurilor amoniacale în nitrați reprezentând forma asimilabilă de către plante (Belingher, 2011).

„Nitrificarea reprezintă a 3-a fază a circuitului azotului în natură, este un proces de importanță exceptională, deoarece aduce substanțele azotate în forma cea mai ușor accesibilă plantelor. S-a observat că în general numărul microorganismelor nitrificatoare este proporțional cu fertilitatea solului, putând ajunge, în solurile fertile, până la un milion de bacterii pe gramul de sol. Numărul mare de nitrificatori din solurile fertile, comparativ cu solurile înțelenite, se datorează și faptului ca primele sunt lucrate și deci bine aerate” (https://ghioceldrd2011.wordpress.com/2012/01/26/cercetare-azotul/)

Nitrificarea se poate realiza sub formă autotrofă sau heterotrofă.

Nitrificarea autotrofă prezintă două faze, mediată de către microorganisme diferite și specifice (Costa și colab., 2006):

nitritarea presupune oxidarea amoniacului la nitriți sau acid azotos de către bacteriile Gram negative (Nitrosomonas europea, Nitrosococcus nitrosus, Nitrosospira briensis);

nitratarea presupune oxidarea nitriților la nitrați sub acțiunea bacteriilor: Nitrobacter winogradskyi și Nitrococcus mobilius (Mihăescu și colab., 2007).

NH₄⁺ + O₂ NO₂⁻+ O₂ NO₃⁻ [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT] nitrificatoare trăiesc în soluri cu pH mai mare de 4 la o temperatură până în 40° (Sahrawat, 2008).

1.1.4 [NUME_REDACTAT] în reducerea nitraților la nitriți, rezultând la final azotul molecular sau gazos.

Procesul denitrificării este mediat de un grup de bacterii heterogen ce cuprinde 75 de genuri. Acest process are loc în medii slab aerate, în ape stagnante, în soluri umede sau indundate. Denitrificarea este ultima etapă a circuitului azotului ce se desfășoară cu întoarcerea azotului molecular (N₂) în natură.

Procesul de denitrificare este influențat de: concentrația de oxigen (este cel mai important factor care reglează procesul de denitrificare); este favorizat de prezența azotaților; și de o temperatură a solului cuprinsă între 25 și 35°C (Botez și Postolache, 2013).

Bacteriile denitrificatoare ce reduc:

NO₃⁻ la N₂ sunt: Pseudomonas stutzer și Pseudomonas denitrificans;

NO₃⁻ la NO₂⁻ sunt: Bacillus megaterium, Escherichia coli, Pseudomonas aeruginosa, Thiobacillus denitrificans (Mihăescu și colab., 2007).

Aceste bacterii își iau energia necesară dezvoltării din oxidarea carbonului organic îndeplinind următoarele condiții: mediu anoxic adică lipsit de oxigen sau o cantitate foarte mică 0,1 mgO₂/l și preponderent microorganisme heterotrofe anoxice (Belingher, 2011).

Grupe funcționale de microorganisme implicate în circuitul azotului

Mihăescu și Gavrilă (1989) au împărțit microorganismele implicate în circuitul azotului în:

Microorganisme heterotrofe

aerobe: fam. Azotobacteriaceae

se găsesc în sol, apă, frunze;

folosesc azotul atmosferic în nutriție;

au rol în circuitul natural al azotului;

sunt folosite pentru obținerea de îngrășăminte biologice.

facultative anaerobe: fam. Enterobacteriaceae

răspândire largă în sol, apă, tubul digestiv la animale și om;

fixează azotul numai în anaerobioză;

strict anaerobe: fam. Bacillaceae

fixarea azotului a fost detectată Bacillus macerans și Bacillus polymzxa;

Dintre acestea cele mai  răspândite sunt bacteriile din genul Azotobacter. [NUME_REDACTAT] se găsește în solurile cultivate, bogate în humus și mai rar în solurile acide și podzolice. Cea mai cunoscută specie din acest gen este Azotobacter chroococcum.

Microorganisme fototrofe

aerobe: Cianobacterii (algele albastre-verzi)

capacitate de a fixa atât CO₂ cât și N₂;

pe baza energiei solare produc ATP, folosit în reacțiile biochimice;

anaerobe: fam. Thiocapsa, fam. Chromatiaceae, fam. Chromatium

oxidează compușii cu sulf;

asimilează pe cale fotosintetică substraturile organice;

Microorganisme simbionte fixatoare de N₂: fam. [NUME_REDACTAT] Rhizobium se găsește în solurile cultivate cu leguminoase și constă în fixarea azotului de către microorganismele simbiotice care trăiesc în nodozitățile de pe rădăcinile acestor plante (Fig. 1.4).

„Simbioza dintre plantele leguminoase și Rhizobium, în condițiile existenței unei surse limitate de azot în sol, conduce la dezvoltarea unor formațiuni noi la nivelul plantei – nodozitățile fixatoare de azot atmosferic. Nodozitățile se formează, de obicei, pe rădăcini, dar, în cazul anumitor specii, și la nivelul tulpinilor, fiind un rezultat al unei creșteri tisulare anormale dar limitate, cu organizare armonioasă și diferențiată. În interiorul nodozității, bacteroizii fixează azotul molecular care este apoi utilizat de către planta-gazdă. Interacțiunea simbiotică debutează odată cu colonizarea, de către bacterie, a suprafeței rădăcinii și inducerea răsucirii vârfului părului radicular. Urmează invaginarea pereților celulari și formarea unui cordon de infecție în interiorul părului radicular. Cordonul de infecție traversează straturile celulare superficiale, ajungând în zona în care va fi inițiată formarea nodozității, aceasta presupunând activarea procesului mitotic” (Ghețea și colab., Cercetări în cadrul Institutului de Genetică al Universității din București).

La nivelul [NUME_REDACTAT] limitele maxime de nitrați (mg/kg) în diferite țări și pentru diferite produse sunt prezentate în Tabelul 2.3.

Tabelul 2.3 Limitele maxime de nitrați (mg/kg) admise în UE pentru unele legume

(Scăețeanu și Pele, 2014)

Cantitatea de azot fixată de culturile acestea este estimată la aproximativ 40 T/an.În ccea ce provește conținuturile de nitrați în fructe sunt destul de scăzute: căpșunile au acumulat până la 216 mg nitrat/kg, prunele până la 133,49 mg nitrat/kg, merele până la 54,56 mg nitrat/kg. Studii efectuate în Slovenia între anii 1996 și 2002 au arătat că fructele analizate au prezentat concentrații foarte scăzute de nitrați până la 6 mg/kg (Scăețeanu și Pele, 2014).

Pentru a vedea eficienta, efectele și randamentul azotului pe diferite culturi și soluri diferă, s-a făcut un studiu pentru cultura de orez folosindu-se două categorii de soluri: nisipos și argilos. Pe solul nisipos s-a adăugat mai multă cantitate de azot iar pe solul argilos mai puțină dar producția a fost mai mare. Diferența de randament poate fi legată și de fertilitatea solului, știm că solurile nisipoase au o fertilitate scăzută spre deosebire de solurile argiloase care au potențial de fertilitate ridicată dar greu de valorificat din cauza regimului aerohidric deficitar (Ye. Q și colab., 2007)

Majoritatea bacteriilor solului folosesc ca hrană substanțele organice sintetizate de celelalte organisme care își pot sintetiza hrana singure. Cele mai căutate substanțe organice sunt monozaharurile care ajung în sol în cantități mici fiind insuficiente microorganismelor. Alte substanțe descompuse de unele microorganisme sunt celuloza, amidonul și humusul ce are un conținut de materie organică ridicat, fiind principalul parametru în indentificarea fertilității solului (Mateescu, 2002).

Fig. 1.4 Mecanismul de simbioză dintre bacteriile simbionte și plante

(Sursa:https://ghioceldrd2011.wordpress.com/2012/01/26/cercetare-azotul/)

CAPITOLUL 2. ECOSISTEMELE TERESTRE

2. 1 Ecosistemele terestre – generalități

Conform definiției dată de Botnariuc și Vădineanu, ecosistemul este unitatea structurală și funcțională a ecosferei alcatuită din biotop și biocenoză. Deci ecosistemul este format dintr-o componentă abiotică sau factori ecologici cum ar fi: factori geografici, factori mecanici, factori fizici, factori chimici și partea biotică reprezentată de populațiile diferitelor specii precum și relațiile dintre specii.

Ecosistemele se împart in

ecosisteme naturale

ecosisteme seminaturale

ecosisteme antropizate:

dominate de om

proiectate și construite de om

Principalele caracteristici ale ecosistemelor naturale și seminaturale sunt: dependența de energie radiantă solară și capacitatea de automenținere. Ele sunt reprezentate de ecosistemele marine, oceanice, acvatice, terestre. Din categoria ecosistemelor terestre fac parte: pădurile (rășinoase, foioase, tropicale), ecosisteme de stepă, de savană, pășuni, pajiști, deșerturi. Sistemele ecologice antropizate – dominante de om sunt dependente de fluxul de energie solară, dependente de aport de energie auxiliară. Din această categorie fac parte agrosistemele, plantațiile forestiere, ferme, lacuri de acumulare, s.a. Sistemele ecologice proiectate și construite de om sunt ecosistemele rurale și urbane. Ecosisteme rurale (comune, sate, cătune) folosesc energie radiantă solară și energie auxiliară din combustibilii fosili. Ecosistemele urbane folosesc îndeosebi energia auxiliară din agrosisteme și diferite surse neconvenționale (energie geotermală, eoliană, valuri, maree).

Principalele funcții ale ecosistemului rezultate din interacțiunea energiei solare și a substanțelor nutritive, transformate în circuitele biogeochimice în susbtanțe organice sunt:

funcția productivă este rezultanta a două procese: fluxul energetic și circulația materiei. Ecosistemele nu pot produce energie ci doar o pot acumula și transforma.

funcția de suport

funcția de autoreglare

funcția informațională

2.2 Ecosistemele de pajiște

„Pajiștile sunt alcătuite din unități structurale și funcționale de vegetație ierboasă numite fitocenoze elementare, a căror natură, vitalitate și răspândire este condiționată de calitatea sistemelor ecologice și de impactul antropic” (Cogălniceanu, 1999).

Ecosistemele terestre de pajiște sunt suprafețe terestre de teren cu structura cea mai simplă ocupate cu vegetație ierboasă care realizează schimburi permanente de energie, materie și informație cu celelalte sisteme cu care interacționează. Speciile predominate sunt gramineele (Fam. Poaceae) și leguminoasele perene (Fam. Fabaceae).

Din punctul de vedere al suprafeței ocupate de pajiști naturale, România ocupă locul al 5-lea după Germania, Franța, [NUME_REDACTAT] și Spania, ocupă o suprafată de teren de 4,872 mil. ha din care 3,378 mil. ha sunt pașuni și 1,494 mil. ha sunt fânețe. Pe glob, suprafața cea mai mare de pajiști se găsește în Africa, Asia, Europa, America de Nord, [NUME_REDACTAT] și Australia ( Topfer și colab., 2000).

Pajiștile au funcții importante reflectate prin: fixarea simbiotică a azotului, îmbunătățirea fertilității solurilor, reținerea cantităților mari de carbon, prevenirea eroziunii și alunecărilor de teren, conservarea biodiversității, calitatea peisajului.

Pajiștile sunt de două feluri: naturale (permanente) și temporare (transformate de om).

Pajiștile naturale se clasifică la rândul lor (Cogălniceanu, 1999) în:

Pajiști zonale

pajiști de stepă sau câmpie;

pajiști de silvostepă sau dealuri;

pajiști de munte;

pajiști alpine;

Pajiști intrazonale

pajiști din lunci și depresiuni;

pajiști de sărătură ( halofile);

pajiști de nisipuri (psamofile)

O altă clasificare a pajiștilor naturale confrom Anexei 1 din [NUME_REDACTAT] este:

Pajiști rupicole calcaroase sau bazofile cu Alysso-Sedion albi

Pajiști calcaroase din nisipuri xerice

Pajiști calaminare cu Violetalia calaminariae

Pajiști pireniene silicoase cu Festuca eskia

Pajiști boreale si alpine silicoase

Pajiști oro-iberice cu Festuca indigesta

Pajiști calcaroase alpine si subalpine

Pajiști mezofile macaroneziene

2.2.1 Pajiștile naturale

Pajiștile naturale sau permanente sunt suprafețe de teren pe care vegetația ierboasă s-a instalat spontan adică fără intervenția unană. Plantele din pajiștile naturale au nevoie de umiditate crescută. În sistemele terestre neperturbate N₂ este un factor care limitează producția netă a ecosistemelor. Totuși, această situație s-a schimbat dramatic în ultimele decenii. pentru că în majoritatea regiunilor din Europa există puține limite ale producției de biomasă datorită utilizării intensive a îngrășămintelor în sisteme agricole și creșterea depunerilor de azot în sistemele naturale și semi-naturale.

[NUME_REDACTAT] suprafața pajiștilor naturale este de 4,872 mil. ha din care 3,378 mil.ha sunt pășuni și 1,494 mil.ha sunt fânețe (Proiect de cercetări privind îmbunătățirea pajiștilor permanente din sudul Transilvaniei în vederea realizării unor producții însemnate în fermele private, Sibiu).

2.2.2 Ecosistemele de pajiște transformate

Aceste pajiști sunt cunoscute și sub numele de pajiști transformate de activitatea antropică în pajiști semănate sau cultivate.

Cele mai importante modificări care conduc la această transformare sunt cauzate de:

agricultură care presupune distrugerea covorului vegetal existent; îndepărtarea vegetației și lucrările propriu-zise ale terenului;

fragmentarea ecosistemelor generată de extinderea sistemului socio-economic, creșterea complexității subsistemelor component și sporirea conexiunilor între acestea (Tabelul 2.1).

speciile invazive „modifică ecosistemele naturale prin degradarea fertilității, prin modificarea proprietăților fizico-chimice ale solului, prin degradarea caracteristicilor cantitative și calitative ale covorului vegetal ce fac concurență agresivă cu speciile native pentru apă, lumină, spațiu” (Hapca, 2014). Speciile invazive odată ajunse în ecosistem utilizează resursele cu o viteză mai mare decat speciile native (Teodorescu, 1999).

construirea așezărilor omenești;

animalele domestice prin pășuantul excesiv.

Tabelul 2.1 Evoluția suprafeței unor categorii de ecosisteme sub acțiunea sistemului

socio-economic uman la nivel global (Cogălniceanu, 2007)

Principala cauză pentru care pajiștile au fost transformate este agricultura. S-a considerat că în acest mod se asigură furaje de bună calitate, menține fertilitatea solurilor și se oferă posibilitatea folosirii optime a terenurilor mai slab productive.

Procesul de schimbare a pajiștilor în terenuri arabile a fost consolidat de subvențiile de la stat si UE pentru că pajiștile tranaformate sunt de obicei mai productive și, prin urmare, va fi mai profitabilă pentru deținătorul de teren această conversie.

2.2.3 Biodiversitatea ecosistemelor de pajiște

Ecosistemele de pajiște sunt foarte bogate din punct de vedere al biodiversității. În ceea ce privește flora pajiștilor, în prezent există 3795 de specii de plante superioare, 1114 specii de mușchi (briofite), 8728 specii de fungi, până în 700 specii de alge (Ciocârlan, 2000)

Bogăția de specii în ceea ce privește fauna este reprezentată de animale dintre care avem specii vertebrate (păsări, reptile, pești, mamifere aproximativ 150) și specii nevertebrate (Silva, 2008).

Principalele amenințări în biodiversitatea ecosistemelor de pajiste:

Diversitatea plantelor in pajiștile naturale este afectată de pașunatul animalelor (Diaz și colab., 2011 citați de Gaujour, 2012 ). Când este vorba despre suprapășunat se modifică structura și funcțiile pajiștilor prin dispariția plantelor specifice fapt ce permite dezvoltarea unor specii care pot deveni invazive conducând la eliminarea speciilor native. În urma pășunatului se modifică și structura chimică a solului, adică se îmbogățește în azot și fosfor din cauza dejecțiilor de animale. În plus, în pajiștile cu pășunatul intensiv expuse sunt speciile de dicotiledonate, ierburile scurte, cum ar fi Agrostis capillaris L. Pajiștile păscute de animale pe tot parcursul anului au o mai mare bogăție de specii de plante decât aceleași pajiști pășunate ocazional. Cele mai multe studii nu au gasit un efect de pășunat sezonier care să influențeze bogăția de specii. Cu toate acestea, unii autori (Bullock și colab. 2001; Gibson și Brown 1991; Watt și colab. 1996 citați de Gaujour, 2012) au constatat că o combinație de pășunat între primăvară și iarnă crește bogăția de specii.

Pășunatul determină:

heterogenitatea pajiștilor pentru că speciile de animale își selectează hrana, fapt ce influențeazã relațiile de competiție dintre diferitele specii de plante;

crearea de nișe noi cu rol important în pătrunderea și instalarea speciilor colonizatoare;

din cauza animalelor crește aportul suplimentar de substanțe nutritive concentrate în urină și materiile fecale, pășunatul influențeazã în mod direct, dar și indirect preferințele alimentare ale speciilor (Marușca, 2010).

Altă cauză care poate influența diversitatea speciilor o reprezintă cositul ce depinde de frecvența de tăiere și/sau data tăierii deoarece tăierea prea precoce poate preveni producerea de semințe și creează dezvoltarea de noi specii dorite sau invazive, în timp ce tăierea prea târzie poate duce la covor vegetal dens (Smith și Haukos 2002 citați în Gaujour, 2012), de stadiul de înflorire al plantelor și compoziția floristică inițială a pajiștilor. Cositul favorizează unele specii și defavorizează pe altele, speciile Anthoxanthum odoratum L., Dactylis glomerata L. și Holcus lanatus L., pot rezista cositului. Frecvența mare de tăiere defavorizează speciile de plante cu frunze înalte, precum Trisetum flavescens L. și Pimpinella major L. Cu toate acestea, alte specii sunt insensibile la frecvența de tăiere, cum ar fi Festuca pratensis Huds. și Ranunculus acris L (Gaujour, 2012).

Conversia ecosistemelor de pajiște în terenuri agricole determină nu numai pierderea biodiversității ci și poluarea solului din cauza îngrăsămintelor utilizate în cultivarea terenurilor pentru sporirea culturilor.

2.2.4 Degradarea ecosistemelor de pajiște

Factorii care produc degradarea ecosistemelor de pajiște sunt prezentați în Tabelul 2.2

Tabelul 2.2 Principalii factori și efectele acestora care produc degradarea pajiștilor

(Sursa: după http://www.rasfoiesc.com/business/agricultura/Tehnologii-de-imbunititire-ale23.php)

Cele mai frecvente implicații sunt activitățile umane manifestate prin agricultura intensivă, zootehnie, industrie, turism ce conduc spre transformarea și deteriorarea ecosistemelor terestre prin modificarea structurii și funcțiilor ecosistemelor.

Surse de azot în ecosistemele de pajiște

OECD (Organizația pentru [NUME_REDACTAT] și Dezvoltare) recomandă păstrarea unui echilibru în ceea ce privește aprovizionarea solului cu elementele necesare pentru dezvoltarea corespunzătoare a plantelor și să se păstreze balanța între intrările și ieșirile de azot (Berca, 2008).

Intrările de azot se realizează prin:

Fixarea biologică a azotului molecular;

Depunerile umede de azot de către apele meteroice și pulberile atmosferice și depunerile uscate reprezentate de particule și aerosoli;

Cantitatea de îngrășăminte administrată;

Cultivarea plantelor fixatoare de azot.

Ieșirile de azot se produc prin:

Descompunerea nitraților și nitriților;

Emisia în atmosferă a amoniacului; Transportul amoniacului se realizează prin procese de advecție și convecție.

Denitrificarea realizată de microorganisme (Galloway și colab., 2003).

Azotul ajunge pe ecosistemele de pajiște prin:

– Depuneri uscate de azot;

– Depuneri umede de azot;

2.3.1 Depuneri uscate de azot

„Depunerile umede și uscate sunt procese de transport între compartimente diferite (atmosferă-sol, atmosferă-apă), unidirecționale, ce se defășoară după un mecanism de advecție” (Postolache și Postolache 2000).

„Depunerile uscate de azot se realizează prin transferul direct al particulelor sau substanțelor gazoase din atmosferă pe o suprafață de recepție. Cantitatea depusă este dependentă de natura suprafeței de contact pe care se pot produce procese de adsorbție sau absorbție a gazelor sau de solubilizare a particulelor în contact cu suprafețe umede “ (Barbu și colab., 2011).

Postolache (2011) spune că „depunerile uscate sunt constituite din fluxurile de compuși gazoși și particule din atmosferă, recepționate în perioadele uscate ca urmare a sedimentării gravitaționale, compactării particulelor și intercepatării, mai ales de către coronamentul arborilor. ”

Principala cale de deteriorare a pajiștilor cu depuneri uscate de azot este sub formă de aerosli și particule. Azotul poate ajunge pe ecosistemele de pajiște sub formă de îngrășăminte.

Îngrășămintele sunt amestecuri de substanțe simple și/sau compuse, de natură organică sau minerală, care se aplică sub formă lichidă, semilichida sau solidă, la suprafață sau foliar în scopul fertilității solului și a producției vegetale. Prin activitățile umane, solul primește cantități uriașe de pesticide, erbicide și alte substanțe toxice.

Îngrășămintele cu azot se găsesc sub mai multe forme:

Nitrică. La aplicarea în sol, azotul nitric rămâne în soluția solului, de unde parțial este consumat de plante, parțial intră în reacții cu alte săruri, iar o altă parte este levigată;

Amoniacală. Îngrășămintele sub formă amoniacală sunt amoniacul și sulfatul de amoniu. Cantitatea cea mai mare de azot se găsește în amoniac 82%, se poate folosi fie direct, fie ca materie primă. Prin aplicarea lui au loc pierderi de până la 50-60% prin volatilizare și este indicat să fie aplicat cu stabilizatori acizi;

Organice naturale. Orice îngrășământ sub formă organică este mineralizat, rezultând în final două forme: nitrică și amoniacală;

Amidică (uree). Ureea este cel mai concentrat îngrășământ, conține 46% azot și este foarte solubilă în apă, 108g/100g apă la 20°C (Dumitru și colab., 2005).

Utilizarea în agricultură a azotului, sub formă de îngrășăminte sintetice a crescut dramatic în ultimii 50 de ani în Europa și în întreaga lume. În 1950, consumul de îngrășăminte pe bază de azot a fost mai mic de 4 tone, dar a crescut la 32 tone în 1970 ajungând chiar la 80 milioane de tone de 1990. Îngrășămintele lichide minerale utilizare în Europa au crescut de la 4,6 tone în 1960 la 11,8 milioane de tone în 1995 când a reprezentat 50% sau mai mult din totalul de intrări cu azot în Danemarca, Germania, Grecia, Franța, Luxemburg, [NUME_REDACTAT] (Butterbach-Bahl,2011).

Când se aplică ingrășăminte sub formă de azot se au în vedere o serie de factorii:

tipul de pajiște;

cantitatea administrată de azot;

ce alte elemente nutritive conține solul respectiv;

compoziția floristică: graminee sau leguminoase.

Cantitatea de azot diferă de la ecosistem la ecosistem, astfel un singur experiment de fertilizare cu azot nu poate furniza o reflecție precisă a efectelor ecologice asupra activității enzimelor din sol. Aceste căi ar putea cauza efecte diferite asupra activității microorganismelor din sol. În multe dintre experimente de simulare, fertilizatorii cu azot au fost direct aplicați solurilor în loc să fie aplicați plantelor pentru a investiga efectele ecologice ale depunerilor de azot.

În contrast, azotul atmosferic natural ia contact mai întâi cu plantele supraterane din care ajunge apoi în sol. Sunt necesare și alte studii, în special de teren, pentru a caracteriza efectele sintetizate ale depunerilor de azot atmosferic și a altor componente ale climatului global și schimbărilor de mediu asupra funcționarii ecosistemului. În experimentele simulate de fertilizare cu azot numai 15% din azotul adăugat a fost asimilat de microorganisme, 15% a fost emis în formă gazoasă, în timp ce plantele au folosit până la 70% din azotul adăugat ([NUME_REDACTAT]-yan și colab., 2012).

Depuneri umede de azot

„Depunerile umede reprezintă cantitatea de elemente sau substanțe transferate din atmosferă în soluții apoase sau suspensii fiind dependente de natura suprafeței adiacente Depunerile umede pe suprafața de pajiște depind de precipitații. Suma precipitațiilor poate varia destul de mult pe distanțe scurte în special în zonele montane. modificând creștera concentrației de azot din aportul de azot adus de apele meteorice și pulberile atmosferice.” (Barbu și colab., 2011).

„Depunerile umede reprezintă fluxurile atmosferice de compuși dizolvați în apă de ploaie, zăpadă, grindină, recepționate numai pe perioada precipitațiilor, în zone deschise” (Postolache, 2011).

Conform celor spune de Postolache în 2000, depunerile umede parcurg două procese:

primul proces ce se desfășoară după formarea picăturilor de ploaie formate în nori captează particule solide și absorbția gazelor de către picăturile aflate în cădere;

îndepărtarea compușilor chimici ce are loc odată cu ploaia după ce particulele și gazele au fost înglobate.

Factorii care influențează transformarea azotului acumulat în sol sub acțiunea microorganismelor

Microorganismele solului joacă un rol important în cadrul ecosistemelor terestre deoarece participă activ la procesele de degradare și mineralizare a substanțelor ajunse în sol (Tabelul 2.4).

Fertilizarea pajiștilor influențează structura și activitatea microorganismelor existente în sol, iar aceasta, la rândul ei, poate influența negativ sau pozitiv proprietățile chimice și fizice ale solului (Lipșa, 2008).

Tabelul 2.4 Factorii care influențează transformarea azotului acumulat în sol sub acțiunea microorganismelor ( Botez și Postolache, 2013)

CAPITOLUL 3. DINAMICA MICROORGANISMELOR DENITRIFICATOARE LA NIVELUL UNUI ECOSISTEM DE PAJIȘTE

Studiu de caz –

3.1 Scopul și obiectivele

Scopul studiului este monitorizarea și analiza dinamicii microorganismelor corelată cu parametrii fizico-chimici asupra unui ecosistem de pajiște și urmărirea modificărilor aduse de fertilizarea cu azotat de amoniu.

Obiectivele propuse sunt:

Obiectivul 1: caracterizarea dinamicii microorganismelor denitrificatoare influențată de parametrii fizico-chimici ai ecosistemului de pajiște;

Obiectivul 2: analiza modificărilor aduse de fertilizarea cu azotat de amoniu pe ecosistemul de pajiște.

3.2 Organizarea programului de cercetare

Pentru îndeplinirea scopului și obiectivelor propuse am avut ca sit de cercetare localitatea [NUME_REDACTAT], situată in partea de nord a județului Giurgiu.

Programul de cercetare a început în luna iunie 2014 și s-a încheiat în luna aprilie 2015.

Selecția sitului a avut în vedere următoarele aspecte:

sistemul ecologic studiat să fie reprezentat de ecosistem de pajiște;

zonă fără impact agricol;

zonă neafectată de creșterea animalelor (emisii de amoniac);

zonă neafectată de traficul auto (praf și alte emisii poluante);

suprafață și pedologie omogenă.

3.3 Caracterizarea sitului de cercetare [NUME_REDACTAT]

[NUME_REDACTAT] este o localitate situată în nordul județului Giurgiu (Fig. 3.1 ) în [NUME_REDACTAT]-Burdea, la gura de vărsare a Dâmbovicului în Neajlov având coordonatele geografice 44°20’41” latitudine N 25°40’34” longitudine E. Această stație fiind amplasată în [NUME_REDACTAT]-Burdea se caracterizează print-un teren plan specific zonei de câmpie format din depozite argiloase ce au condus la formarea solurilor argiloase cu subtipurile specifice (soluri brun-roșcate vertice, pseudogleizate, s.a.). Solurile pe care se dezvoltă vegetația ierboasă au pH slab acid până la neutru. Este situat pe teren relativ plan având o pantă foarte redusă (Fig. 3.2) cu altitudine maximă până în 170 m. În zonă, temperatura medie anuală este de 10,1° C, vara se înregistrează temperaturi maxime de peste 30-35° C iar iarna temperaturi foarte scăzute frecvent sub -6° C. Precipitațiile medii anuale sunt de 545 mm distribuite neuniform în timpul anului (www.primăriabuzești.ro/pdf)

Fig. 3.1 Localizarea geografică a localității [NUME_REDACTAT] (Sursa: [NUME_REDACTAT])

Fig. 3.2 Stația de prelevare [NUME_REDACTAT]

3.4. Metodele utilizate în laborator pentru analiza parametrilor

Pentru a caracteriza dinamica microorganismelor denitrificatoare am efectuat prelevarea probelor de sol cu o frecvență lunară, astfel pentru situl de cercetare [NUME_REDACTAT] au fost stabilite:

un transect liniar format din 5 puncte notate de la 1 la 5 (V1, V2, V3, V4, V5) pentru a asigura reprezentativitatea probelor;

3 ploturi din care s-au prelevat câte 3 probe:

VNO (zonă de referință) format din 3 probe notate: VNoa, VNob, Vnoc ce au fost „fertilizate” cu apă distilată;

VN5 format din 3 puncte notate: VN5a, Vn5b, VN5c ce au fost fertilizate cu azotat de amoniu cu concentrație de 5g N/m²/an;

VN10 format din 3 puncte notate: VN10a, VN10b, VN10C ce au fost fertilizate cu azotat de amoniu cu concentrație de 10g N/m²/an.

Probele de sol au fost colectate din teren în flacoane de plastic sterile cu capac.

Pentru probele de sol prelevate am monitorizat parametrii:

pH-ul solului;

umididatea solului;

cantitatea de materie organică din sol;

formele existente de azot în sol;

concentrațiile de azot amoniacal (N-NH₄⁺);

concentrațiile de azot din azotat (N-NO₃⁻);

concentrațiile de azot din azotit (N-NO₂⁻);

potențialul de mineralizare;

rata de mineralizare in-situ;

cantitatea de microorganisme denitrificatoare dintr-o probă prin tehnica MPN

Pentru a determina pH-ul probelor de sol în laborator am utilizat pH-metrul laboratorului. Citirea pH-ul s-a făcut în ziua prelevării probelor prin realizarea unei suspensii a solului cu apă distilată. În recipientul cu suspensie am afundat electrodul pH-metrului lăsându-l să agite suspensia până s-a stabilizat.

În ziua prelevării, în laborator am determinat umiditatea solului prin cântărirea probelor de sol la balanța analitică. Mai întâi am cântărit vasul Petri gol, am adăugat aproximativ 10,00 grame sol. Se notează greutatea inițială a vasului și greutatea vasului Petri cu sol.

După aceste cântăriri, vasul Petri cu proba de sol se plasează la etuvă timp de 24 ore la o temperatură de 105°C și se cântărește din nou pentru a determina umiditatea considerată a fi diferența dintre proba de sol umedă luat în lucru și proba de sol uscată.

Umiditatea se determină după relația: (Postolache, 2011)

U% = *100

unde: T – masa vasului înainte de uscare

G1- masa vasului cu proba de sol (g) înainte de uscare

G2- masa vasului cu proba de sol (g) după de uscare

Pentru a detrrmina conținutului în materie organică a solului, probele de sol au stat la calcinat (proces ce constă în transformarea unei substanțe chimice în alta în vederea eliminării apei sau a altor compușii) la o temperatură de 550°C. Pentru aceasta se cântărește aproximativ 1 gram de sol într-un creuzet și se introduce în cuptor. După 4 ore de stat în cuptor, creuzetul este scos, răcit, adus la temperatura camerei după care se cântărește din nou.

Procentul de materie organică se află din relația (Postolache,2011):

MO%= *100

unde: T- masa creuzetului gol (g)

G1- masa creuzetului cu proba de sol (g)înainte de calcinare

G2- masa creuzetuluicu proba de sol (g) după calcinare

Pentru determinarea tutoror formelor existente de azot se folosește metoda spectrofotometrică. Pentru determinarea N-NH₄⁺, N-NO₃⁻ și N-NO₂⁻ este necesară extracția compușilor din sol cu ajutorul unei solutii de Clorură de potasiu (KCl)

Concentrațiile de azot amoniacal (N-NH₄⁺) se determină prin metoda spectrofotometrică bazată pe obținerea unui compus asemănător indofenolului bazându-se pe reacția dintre ionul amoniu cu un compus fenolic și un agent donor de clor, la pH bazic. Proba se spectrofotometrează la 660 nm

Concentrațiile de azotat (N-NO₃⁻) se determină prin metoda spectrofotometrică prin utilizarea procedurii cu acid fenoldisulfonic Absorbanța pentru azotat este citită la 410 nm.

Concentrațiile de azotit (N-NO₂⁻) determinarea spectrofotometrică se bazează pe proprietatea azotitului de a reacționa cu o amină aromatică. Absorbanța se citește la 540 nm (Postolache, 2011).

Determinarea ratei de mineralizare în laborator se face prin incubarea unei probe de sol timp de 7 zile, mediu anaerob, la 40°C. Rata de mineralizare este reprezentată de diferența dintre cantitatea de amoniu finală (după incubare) și cantitatea inițială raportată la numărul de zile incubate.

Rata de mineralizare in-situ se detemină în teren prin colectarea probelor de sol în flacoane sterile de plastic cu capac lăsând-o la incubat în teren până la următoarea prelevare (aproximativ 30 de zile). Rata de mineralizare este dată de diferența speciilor de azot final și cele inițiale raportându-ne la perioada de incubare.

Determinarea cantitativă a microorganismelor denitrificatoare dintr-o probă prin tehnica MPN

Condiția esențială și premergătoare studiului și identificării microorganismelor este izolarea acestora în cultură pură. „Cultura pură de microorganisme reprezinta o populație omogenă de celule sau hife aparținând unei singure specii (tulpini) microbiene. Obținerea unei culturi pure este posibilă prin transferul unei colonii izolate într-un mediu nutritiv lichid sau solid” (Lazăr, 2004).

Materialele necesare pentru Tehnica MPN sunt :

proba de sol cântărită la balanța analitică – aproximativ 0,500 grame sol peste care am adăugat 5.0 ml A.F.S (Fig. 3.3)

Fig. 3.3 Cântărirea solului și introducerea solului în tuburile cu A.F.S

schema de 10 -15 tuburi cu 5.0 ml A.F.S. în care se realizeaza diluții zecimale de proba (Fig. 3.4)

Fig. 3.4 Tehnicii de incorporare a diluțiilor zecimale de probă

(Lazăr, 2004)

seturi de cate 3 tuburi cu 5.0 ml mediu de cultura lichid pentru fiecare diluție de lucru (Fig. 3.5)

Fig. 3.5 Tuburi pentru diluțile în serie

plăcuțe cu godeuri

din soluția diluată din fiecare probă adăugăm câte 250 µl martor, 25µl soluție diluată și 25 µl mediu Pochon specific denitrificatorilor în plăcuțele cu godeuri

Se lasă o zi la temperature de 37° C

adăugăm reactivii (Nessler) specifici și apoi citim godeurile (Fig. 3.6)

Fig. 3.6 Adaugarea reactivilor peste mediile de cultură

Se noteaza numarul tuburilor pozitive adică cele care își schimbă culoarea după ce am adăugat reactivii stabilindu-se un numar caracteristic format din 3 cifre (Fig. 3.6)

Fig.3.6 Exemple de pozitivare a culturilor microbiene utilizate

Pentru numărul caracteristic format după citire se face corelație cu [NUME_REDACTAT] CRADY (Tabelul 3.1)

Numărului caracteristic îi corespunde în tabelul 3.1 un numar de microorganisme. Valoarea respectivă a numarului de microorganisme se înmulteste cu inversul celei mai mici diluții din setul de 3 diluții ales pentru citirea rezultatelor, iar numărul rezultat reprezintă numarul cel mai probabil de microorganisme conținute într-un 1.0 gram probă inițială analizată (Lazăr, 2004)

Tabelul 3.1 Corelații dintre numărul caracteristic și numărul de microorganisme

(Lazăr, 2004)

3.4 Rezultate și discuții

Am selectat pentru analiză microorganismele denitrificatoare din situl [NUME_REDACTAT] și am determinat cu o frecvență lunară efectivul populațional din diferite puncte de prelevare (Tabelul 3.2)

Tabelul 3.2 Raportul efectivelor populaționale de denitrificatori la nivelul sitului [NUME_REDACTAT] în intervalul iunie 2014- aprilie 2015

Pe o perioadă de un an s-a studiat dinamica microorganismelor denitrificatoare din situl [NUME_REDACTAT] (Fig. 3.7 ) pentru a asigura reprezentativitatea probelor pentru întreaga suprafața de cercetare s-a ales un transect liniar format din 5 puncte (V1,V2,V3,V4,V5).

Pe parcursul lunilor calde (iunie-septembrie) s-au înregistrat cele mai mici efective ale acestui grup de microorganime. Acest lucru se datorează umidității crescute a solului din acea perioadă din cauza ploilor abundente, știm că atunci când umditatea este mare, oxigenul din sol este disponibil este puțin și implicit scade și numărul microorganismelor.

Creșteri ale acestora se înregistrează în urmatoarele luni, mai ales toamna, când se acumulează mai multă materie organică în sol și are loc procesul de descompunere al acesteia rezultând humusul (Mateescu, 2002). O scădere bruscă se înregistrează în luna aprilie pe care o putem tot pe seama umidității crescute a solului ca urmare a sezonului rece ce a trecut (lunile de iarnă).

În numeroase studii s-a ajuns la concluzia că în funcție de cantiatea de humus s-au clasificat solurile, în cazul nostru conținutul de jumus este între 2,5-3,5 % deci avem soluri argilo-iluviale cu subclasele specifice (Davidescu citat de Mateescu, 2002).

Fig. 3.7 Dinamica microorganismelor denitrificatoare în situl [NUME_REDACTAT] în intervalul

iunie 2014 – aprilie 2015

Fertilizarea ecosistemelor de pajiște influențează activitatea microorganismelor, în sensul că pe un sol fertilizat numărul de microorganisme este mai mare decât pe un sol nefertilzat.

În experimentul nostru de adiție experimentală am folosit pentru plotul VN0 apă distilată, pentru plotul VN5 azotat de amoniu de 5g N/m2/an și pentru plotul VN10 azotat de amoniu de 10g N/m2/an. La aplicarea azotatului de amoniu solul beneficiază de ambele forme de azot (azot nitric și azot amoniacal). Studiile au demostrat că pentru a obține efecte benefice de pe urma fertilzării cu azotat de amoniu, umiditatea relativă este 52% la o temperatură de 30°C (Berca, 2008).

În plotul VN0 unde am adăugat apă distilată (apă fără potențiali contaminanți) în luniile iunie- septembrie, efectivul populațional al denitrificatorilor se menține constant pe parcursul lunilor cu excepția lunii februarie cănd se înregistrează 2392 indivizi/gram substanță uscată lucru datorat temperaturii scăzute și umidității crescute pentru acea lună (Fig. 3.8).

Fig. 3.8 Dinamica microorganismelor denitrificatoare la nivelul plotului VN0 în situl [NUME_REDACTAT] în intervalul iunie 2014 – aprilie 2015

Pentru plotul VN5 (Fig. 3.9 ) unde am fertilizat cu azotat de amoniu de 5g N/m2/an se înregistrează o creștere a numărului de microorganisme denitrificatoare comparative cu plotul de control unde am aplicat apă distilată deoarece azotatul este substratul de dezvoltare al denitrificatorilor. Azotatul de amoniu s-a aplicat în lunile iunie-septembrie și observăm pe grafic creșterea lunară a efectivului de denitrificatori.

Fig. 3.9 Dinamica microorganismelor denitrificatoare la nivelul plotului VN5 în situl [NUME_REDACTAT] în intervalul iunie 2014 – aprilie 2015

Creșterea considerabilă a efectivelor populaționale de denitrificatori este observabilă în Fig. 3.10 deoarece este mai mult stimulată în urma adiției experimentale de azot fiind sesizată și în cadrul unui studiu realizat de Avrahami și colab.., care a urmărit efectele fertilizării cu azot asupra comunităților microbiene, ajungând la concluzia că modificările asupra comunității de denitrificatori au fost cel mai probabil determinate de aportul crescut de azot oxidat (Avrahami și colab., 2002 citați de Botez, 2013).

Fig. 3.10 Dinamica microorganismelor denitrificatoare la nivelul plotului VN10 în situl [NUME_REDACTAT] în intervalul iunie 2014 – aprilie 2015

Din analiza datelor s-a observat că efectivele populaționale de denitrificatori (Fig. 3.11) prezintă fluctuații de la 5 indivizi/gram substanță uscată până la 2588 indivizi/gram substanță uscată. Prin compararea celor 3 ploturi observăm că pentru plotul VN10 se remarcă valori ridicate ale efectivelor de denitrificatori din cauza gradului de fertilitate dar și a temperaturilor prielnice.

Botez (2013) spune că „această observație poate fi explicată prin faptul că declinul vegetației este urmat de acumularea de materie organică în sol și, în urma mineralizării acesteia se acumulează azotat, care este substratul denitrificatorilor.”

Fig. 3.11 Dinamica spațio-temporală a efectivelor populaționale de denitrificatori la nivelul celor 3 ploturi fertilizate în intervalul iunie-aprilie în situl [NUME_REDACTAT]

Corelații ale dinamicii microorganismelor denitrificatoare cu parametrii fizico-chimici

Pentru a corela dinamica efectivului populațional de microorganisme am folosit parametrii fizico-chimici și datele din următoarele tabele:

Tabelul 3.3 Variația umidității solului din zona sitului [NUME_REDACTAT] în intervalul de timp

iunie 2014 – aprilie 2015

Tabelul 3.4 Variația azotitului N-NO₂⁻în solul din zona sitului [NUME_REDACTAT] în intervalul de timp iunie 2014 – aprilie 2015

Tabelul 3.5 Variația azotatului N-NO₃⁻ în solul din zona sitului [NUME_REDACTAT] în intervalul de timp iunie 2014 – aprilie 2015

Corelații obținute în urma studiului la nivelul zonei de cercetare [NUME_REDACTAT]

La nivelul zonei de cercetare am ales să fac corelații între azotit – umiditate și azotat – umiditate pentru că acestea sunt specii de azot prezente în solul din situl de cercetare [NUME_REDACTAT] dar în cantități diferite.

Datele folosite în corelații sunt pe fiecare replicat și în general au fost eliminate valorile extreme.

Corelații azotit – umiditate

În fig. 3.12 (a – [NUME_REDACTAT] b – VN0, c – VN5,d – VN10) se observă gradul de dependență clară a cantității de azotit de procentul de umiditate al solului care reglementează regimul de oxigenare al acestuia. Dacă umiditatea crește, oxigenul este mai puțin disponibil fapt ce afectează efectivele populaționale de denitrificatori adică acestea scad.

Conținutul în apă al solului influențează semnificativ concentrația de azotit, dacă umiditatea crește și concentrația de azotit crește deci ar însemna că în lunile de vară concentrația să fie mai scăzută din cauza lipsei ploilor.

Figura 3.12 Corelații azotit – umiditate la nivelul stațiilor de cercetare din situl [NUME_REDACTAT] în intervalul iunie 2014 – aprilie 2015

Așa cum rezultă din calculul ecuației, coeficientul de corelare este pentru figura 3.12 a, 3.12 b, 3.12 c și 3.12 d este mare situat în jurul valorilor 0,51 – 0,53.

Corelații azotat – umiditate

Întrucât azotatul reprezintă principala sursă pentru metabolismul populațiilor de denitrificatori este de așteptat să existe o corelație între efectivele populaționale de microorganisme denitrificatoare și cantitatea de azotat din sol.

În figura 3.13 (a – [NUME_REDACTAT], b – VN0, c – vn5, d –VN10) se observă că dependența parametrilor este inversă și exponențială. Toate corelațiile din figura de mai jos arată că odată cu creșterea umidității cantitatea de azotat din sol scade. La polul opus, creșterea azotatului este favorizată de acumularea materiei organice în sol (toamna) și în urma mineralizării acesteia se acumulează azotatul.

Figura 3.13 Corelații azotat – umiditate la nivelul stațiilor de cercetare din situl [NUME_REDACTAT] în intervalul iunie 2014 – aprilie 2015

CONCLUZII

Perturbarea circuitului biogeochimic al azotului este datorat activităților umane generând adevărate catastrofe ecologice. În ultimele decenii, cantitatea de azot reactiv produs de oameni a fost mai mare decât cantitatea de azot existent în ecosisteme.

În țările dezvoltate, solurile sunt supuse unor impacturi negative puternice ce determină modificarea funcțiilor sale de suport și mediu de viață pentru plantele terestre. În țara noastră sunt de menționat în primul rând transformarea ecosistemelor naturale în terenuri agricole, poluarea chimică, poluarea biologică, acoperirea solului cu diverse materiale (halde, depozite de deșeuri), s.a

Dintre toate ecosistemele terestre, ecosistemele de pajiște au fost modificate în număr mare afectând în primul rând biodiversitatea acestora cât și parametri fizico-chimici caracteristici.

Scopul acestui studiu a fost de-a monitoriza și analiza dinamica microorganismelor denitrificatoare corelată cu parametrii fizico-chimici asupra unui ecosistem de pajiște și urmărirea modificărilor aduse de fertilizarea cu azotat de amoniu. Fertilizarea cu azot în general are limite neraționale. Datorită efectelor îngrășămintelor azotoase, direcțiile de acțiune sunt îndreptate tot mai mult spre mecanismele naturale de fixare a azotului, spre eficientizarea și îmbunătățirea desfășurării etapelor prezente în circuitul azotului. În natură circuitul azotului implică un număr ridicat de procese și microorganisme, responsabile de transformarea azotului într-o formă asimilabilă și pus la dispoziția plantelor.

Pentru a se îndeplini cele două obiective propuse: caracterizarea dinamicii microorganismelor denitrificatoare influențată de parametrii fizico-chimici ai ecosistemului de pajiște și analiza modificărilor aduse de fertilizarea cu azotat de amoniu pe ecosistemul de pajiște.

S-au prelevat probe de sol lunar în intervalul de timp iunie 2014 – aprilie 2015 și s-au determinat în laborator următoarele:

pH-ul solului;

umididatea solului;

cantitatea de materie organică din sol;

formele existente de azot în sol (concentrațiile de azot amoniacal, concentrațiile de azot din azotat, concentrațiile de azot din azotit );

potențialul de mineralizare;

rata de mineralizare in-situ;

Pe lângă acestea, activitatea mea s-a bazat pe determinarea numărului probabil de microorganisme din situl de cercetare [NUME_REDACTAT] pe stațiile selectate: transectul liniar care asigură reprezentativitatea zonei de cercetare și din mai multe ploturi fertilizate VNO, VN5, VN10 prin utilizarea tehnicii MPN ([NUME_REDACTAT] Number).

În urma datelor analizate mai sus s-au constatat următoarele:

Pe parcursul lunilor calde (iunie-septembrie) efectivele microorganismelor denitrificatoare au înregistrat valori mai mici. Creșteri ale acestora se înregistrează în în a doua parte, mai ales toamna, când se acumulează mai multă materie organică și are loc procesul de mineralizare al acesteia având ca rezultat azotatul.

Același lucru se observă și la experimentul de fertilizare cu azotat de amoniu la nivelul celor 3 ploturi fertilizate: VN0 este zona de referință (s-a aplicat apă distilată), VN5 este plotul fertilizat cu azotat de amoniu de 5g N/m²/an și plotul VN10 fertilizat cu azotat de amoniu de 10g N/m²/an. Efectivele populaționale de denitrificatori cresc cu cât cantitatea de azotat biodisponibil este mai mare. Dependența de azotat este putenic vizibilă la plotul VN10 pentru gradul de fertilizare.

Creșterea efectivelor populaționale de denitrificatori este stimulată de procentul de umiditate mai mic, temperaturi constante, creșterea cantității de materie organică.

Corelațiile făcute au vizat impactul umidității asupra azotatului și azotitului precum și rolul reglator al azotatului asupra efectivelor de denitrificatori.

Din corelația azotit – umiditate se observă dependență clară a cantității de azotit de procentul de umiditate al solului (în cazul nostru cantitatea de azotit crește cu procentul de umiditate al solului) care reglementează regimul de oxigenare al acestuia, când în sol oxigenul este mai puțin disponibil, efectivul populațional de denitrificatori scade.

Știm că azotatul este principala sursă de dezvoltare a metabolismului bacterian denitrificator. În urma corelației dintre azotat și umiditate se vede o scădere a cantității de azotat în funcție de procentul de umiditate favorizând populația de denitrificatori.

Ca o concluzie generală a studiului de caz, pe dinamica microorganismelor denitrificatoare, elementare în dezvoltarea populației de denitrificatori sunt: concentrația de oxigen; prezența azotaților; temperatura influențează activitatea microbiană și umiditatea.

În final pentru studierea diferiților parametrii din ecosistemele de pajiște este necesară întelegerea circuitului biogeochimic al azotului deoarece azotul este corelat de cele mai multe ori cu productivitatea solui și activitatea microorganismelor.

BIBLIOGRAFIE

Barbu I., Iacoban C., Guiman G., Voiculescu I., 2011, Monitoringul depunerilor atmosferice în rețeaua de cercetare a ecosistemelor terestre selectate în cadrul proiectului FutMon, Revista padurilor, no.3-4, pp. 70.

Belingher M.L., Chimerel M.E., 2011, Sursele de azot și bazele procesului de nitrificare și denitrificare, [NUME_REDACTAT] „ [NUME_REDACTAT]”, Târgu-Jiu, [NUME_REDACTAT], nr. 2.

Berca M., 2008, Managementul integrat al nutriției plantelor, [NUME_REDACTAT], București.

Botez., 2013, Impactul depunerilor atmosferice de azot asupra biodiversității ecosistemelor de pajiște, teză de doctorat.

Botez F., Postolache C., 2013, Nitrogen deposition impact on terrestrial ecosystems, [NUME_REDACTAT] Letters, vol. 18, no. 5, 2013, Review.

Botnariuc, N., Vădineanu, A., 1982, Ecologie, [NUME_REDACTAT] și pedagogică, București.

Butterbach-Bah K., Gundersen P., Ambus P., Augustin J., Beier C., Kiese R., și colab., 2011, Nitrogen processes in terrestrial ecosystems, [NUME_REDACTAT] [NUME_REDACTAT], ed. Mark A. Sutton, Clare M. Howard, [NUME_REDACTAT] Erisman, [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] și colab., [NUME_REDACTAT] Press, pp. 97-127.

Ciocârlan V., 2000, Flora ilustrată a României, [NUME_REDACTAT], București.

Cogălniceanu D., 1999, Managementul capitalului natural, [NUME_REDACTAT] Docendi, București.

Cogălniceanu D., 2007, Ecologie și [NUME_REDACTAT], Program postuniversitar de conversie profesională pentru cadrele didactice din mediul rural.

Costa E., Perez J., Kreft J.V., 2006, Why is metabolic labour divided nitrification?, [NUME_REDACTAT], 14 (5), 213-9.

[NUME_REDACTAT], Anexa I

Dumitru M., Simota C., Roman V.G., Cardasol V., Lacatusu R., Dumitru E., Dorneanu E., Stefanescu S., Mihalache M., Tiganas L., Calciu I., 2005, Cod de bune practice agricole, [NUME_REDACTAT] , București.

Galloway N. J., Aber D. J., Erisman W., Seityinger P. S., Howarth W. R., Cowling B.E., Cosby J., 2003, [NUME_REDACTAT] Cascade, BioSciense, Vol. 53 No. 4.

Gaujour E., Amiaud b., Mignolet C., Plantureux S., 2012, Factors and processes affecting plant biodiversity in permanent grasslands, A review, Agron. Sustain. Dev. 2012 32:133–160.

Ghețea L., Dumitrescu M., Toma N., Aspecte moleculare și biochimice ale interacției gazdă-parazit în cadrul procesului tumorigen la plante, Institutul de Genetică al Universității din București.

Hapca I.A., 2014, Influența speciilor de plante invazive asupra ariilor protejate, [NUME_REDACTAT], teză de doctorat.

Lazăr V., Herlea V., Cernat R., Balotescu M.C., Bulai D., Moraru A., 2004, Microbiologie generală – Manual de Lucrări practice, [NUME_REDACTAT] din București.

Lipșa F.D., Ulea E., Irimia N., Talpan I.V., 2008, Cercetări privind influența fertilizării și al amestecurilor complexe din structura covorului vegetal al unor pajiști temporare asupra microflorei solului, Lucrări științifice, vol. 51, [NUME_REDACTAT], Iași.

Marușca T., Mocanu V., Cardașol V., Hermenean I., Blaj V.A., Oprea G.M., Tod M.A., 2010, Ghid de producere ecologică a furajelor de pajiști montane, [NUME_REDACTAT] Transilvania, Brașov.

[NUME_REDACTAT]., 2002, Ameliorarea, fertilizarea și erbicidarea solurilor cultivate, Editura M.A.S.T., București.

Mihăescu G., Gavrilă L., 1989, Biologia microorganismelor fixatoare de azot, [NUME_REDACTAT], București.

Mihăescu G., Chifiriuc C., Dițu M. L., 2007, Microbiologie generală, [NUME_REDACTAT] din București.

Postolache C. și Postolache C., 2000, Introducere în ecotoxicologie, [NUME_REDACTAT] Dicendi, București.

Postolache C., 2011, Metode și tehnici de măsurarea a parametrilor fizico-chimici ai apei, solului și sedimentelor, în: Identificarea și caracterizarea sistemelor ecologice, ed. Rîșnoveanu G., [NUME_REDACTAT] Dicendi, București.

Postolache C., 2011, Metode și tehnici de estimare a schimburilor fizico-chimice dintre rezervoare, în : Identificarea și caracterizarea sistemelor ecologice, ed. Rîșnoveanu G., [NUME_REDACTAT] Dicendi, București.

Proiect de Cercetări privind îmbunătățirea pajiștilor permanente din zona de deal din sudul transilvaniei în vederea realizării unor producții însemnate în fermele private al Universității „ [NUME_REDACTAT]”, Sibiu.

Sahrawat K.L., 2008, Direct and residual phosphorus effects on grain yield – phosphorus uptake relationships in upland on an ultisol in [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] of [NUME_REDACTAT] 2 (4).

Scăețeanu G., Pele M., 2014, Impactul nitraților asupra sănătății omului și mediului înconjurător, Noema, Vol VIII.

Silva J.P., Toland J., Jones W., Eldridge J., Thorpe E., O’Mara E., 2008, Life and Europe’s Grassland, [NUME_REDACTAT]

Teodorescu I., Vădineanu A., 1999, Controlul populațiilor de insecte , [NUME_REDACTAT] din București.

Topfer K., Wolfensohn D.J., Lash J., 2000, [NUME_REDACTAT] 2000-2001, People and ecosystems: The frying web of life.

[NUME_REDACTAT]-yan, [NUME_REDACTAT]-na, [NUME_REDACTAT]-yan Liu, [NUME_REDACTAT], 2012, Ecological effects of atmospheric nitrogen deposition on soil enzyme activity, [NUME_REDACTAT], Journal of [NUME_REDACTAT], no. 24(1), pp. 109-114.

Ye. Q., Zhang H., Wei H., Zhang Y., Wang B., Xia K., Huo Z., Dai Q., Xu K., 2007, Effects of nitrogen fertilizer on nitrogen use efficiency and yield of rice under different soil conditions, [NUME_REDACTAT], Front. Agric.China, no. 1 , pp. 30-36.

http://ro.wikipedia.org/wiki/Circuitul azotului în natură (accesat la data de 20 aprilie 2015).

https://ghioceldrd2011.wordpress.com/2012/01/26/cercetare-azotul/ (accesat la data de 05 mai 2015).

http://www.rasfoiesc.com/business/agricultura/Tehnologii-de-imbunititire-ale23.php (accesat la data de 15 mai 2015).

www.primăriabuzești.ro/pdf (accesat la data de 9 iunie).