таллы), изменять окислительно-восстановительный статус металлов и тем са-
мым снижать проявления металлотоксикоза почвы.
Антимутагенная активность почв по отношению к тяжелым металлам во
многом также определяется микробиологическими факторами. При микробном
разложении растительных остатков образуются антимутагенные соединения
(галловая и танниновая кислоты). Обезвреживание в почве такого мутагена, как
Ее” и снижение мутагенной активности Сг " происходит, соответственно, за
счет окисления и редукции этих ионов микроорганизмами.
Образование хелатных соединений металлов с микробными метаболита-
ми (сидерофорами, лимонной, молочной, уксусной кислотами, аминокислота-
ми), продуктами разложения растительных остатков повышает их подвижность
и возможность постепенной миграции с водными токами и усиление аккумуля-
ции растениями. Стойкость комплексного соединения органического вещества
с металлом во многом определяется свойствами последнего и это позволяет ус-
тановить следующий порядок устойчивости хелатов металлов: РЬ, Си, No, Со,
Уп, Са, Ее, Мп, Ме.
Временное закрепление тяжелых металлов микроорганизмами и перевод
в малоподвижные соединения снижает металлотоксикоз почвы, но процесс ос-
вобождения почв от металлов при этом замедляется. Одним из таких процессов
является соосаждение гидроксидов металлов с гидрооксидами железа и мар-
ганца, что осуществляется при активизации железомарганцевых бактерий.
Осаждение ионов металлов в виде сульфидов связано с деятельностью суль-
фатредуцирующих бактерий.
Аккумуляция тяжелых металлов в микробных клетках несет также угрозу
вовлечения металлов в трофические цепи, так как микробы — источник питания
для простейших, многих почвенных беспозвоночных животных. В биомассе
микроорганизмов почв различных геохимических провинций единовременно
закреплено марганца от 0,4 до 4,4 кг, меди до 0,6 кг, молибдена до 0,143 кг, ва-
надия до 0,124 кг, свинца до 0,075 кг. Аккумуляция металлов в биомассе резко
возрастает при увеличении их содержания в почве. Так, в биохимической про-
147