Почвоведение, 2019, № 4, стр. 507-514

ВВЕДЕНИЕ

Биологические методы анализа получили широкое распространение при исследовании экологического благополучия различных природных сред. По сравнению с химическими методами анализа, они имеют ряд преимуществ, в частности, способность оценивать кумулятивное действие набора загрязняющих веществ. Однако, если возможности стандартизированных методов биотестирования в целях изучения контроля водных объектов не вызывает сомнений [17], то в вопросе применимости водных вытяжек из почв в целях прогнозирования последствий загрязнения для биоты почв, промышленных отходов и других твердых субстратов остаются дискуссионные моменты [3, 15, 21].

Репрезентативность водной вытяжки обусловлена двумя важными факторами пробоподготовки: 1) характеристикой воды, применяемой для экстракции; 2) временем контакта почва/вода. Влияние качества воды, используемой для пробоподготовки, на результаты исследований рассмотрены в обзоре [16]. Актуальным вопросом остается информативность водных вытяжек из образцов почв целей биотестирования, так как полнота перехода токсикантов в водную фазу зависит не только от их химического строения, гидрофильности или гидрофобности, но и от физико-химических параметров почвенных сред [1]. Например, значительная часть водорастворимых форм металлов в почвах – их комплексные соединения с компонентами органического вещества, и содержание этих форм металлов в почвах – тем выше, чем больше концентрация органического углерода [2]. Известны десятки методик биотестирования, предполагающих изучение отклика гидробионтов в отечественной практике изучения экотоксичности почв [13]. Результаты экотоксикологической оценки находят применение в процедурах оценки экологических рисков загрязненных почв во многих странах [20, 25].

Отечественные подходы к процедуре подготовки водных вытяжек из почв предусматривают время контакта вода : почва, равное 2 ч. Однако по некоторым сведениям этого времени может быть недостаточно для достижения химического равновесия между составом твердой фазы почв и раствором [23]. По вопросу сопоставимости результатов тестирования водных вытяжек и твердых почвенных образцов в литературе приводятся противоречивые данные. Сообщается как о сходных результатах [27, 30], так и о фактах существенной несогласованности данных [14, 18, 26, 28].

Цель работы – сравнительные испытания трех почв, отличающихся контрастным уровнем загрязнения тяжелыми металл(оида)ми, по ответной реакции тест-организмов разных трофических уровней в вариантах элюатного и контактного биотестирования проб водных вытяжек и твердых образцов, охарактеризованных по химическому составу.

ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ

Изучали токсичность трех образцов почв, отобранных в 2015/2016 г.: 1) аллювиальные луговые насыщенные почвы (АлЛ) (Eutric Fluvisols) в районе р. Литавка, Прибрам, Чешская Республика, характеризующиеся экстремально высокими концентрациями тяжелых металлов в результате воздействия отходов гальванического производства [33], гранулометрический состав – глина 6%, илистая фракция 49%, песок 45%; 2) агродерново-подзолистые пахотные среднегумусированные среднесуглинистые почвы (Albic Retisols (Loamic, Aric, Cutanic, Ochric)), Московская область, Россия, искусственно загрязненные высокими концентрациями нитрата свинца и цинка (550 мг/кг Pb + 880 мг/кг Zn в форме нитратов) в лабораторном опыте (Адп_{Pb + Zn}), содержание глины 27%; 3) дерново-подзолистые типичные маломощные глубокоосветленные среднегумусированные среднесуглинистые почвы (Albic Retisols (Loamic, Cutanic, Ochric)) (Московская область, Россия), искусственно загрязненные отходами производства минеральных удобрений фосфогипса (400 г/кг ФГ) в лабораторном опыте (ДППфг). Характеристика образцов представлена в табл. 1. Следует отметить, что выбранные для сравнительных испытаний образцы являлись резко контрастными по свойствам, что, в теории, должно было помочь выявить специфичность отклика биотестов к набору загрязняющих веществ в пробах.

Пробы хранили в воздушно-сухом состоянии, перед биотестированием почвы просеивали через сито (1 мм), усредняли методом сбрасывания на конус, перед экстракцией образцы делили на три части (технические повторности) для получения объективной информации о составе водной вытяжки и токсичности в ней.

Подготовка водных вытяжек из образцов. Водные вытяжки из почв готовили с применением культивационной воды в соответствии с требованиями методики измерения токсичности: к 1 части почвы приливали 4 части воды и перемешивали при 120 об./мин в течение 2 ч, после 30‑минутного отстаивания взвесь сифонировали и фильтровали через бумажные фильтры “белая лента”. Подготовленные вытяжки незамедлительно делили на две части, в одной определяли концентрацию водорастворимых элементов методом масс-спектрометрии с индуктивно связанной плазмой (ICP-MS 7500a, США), а в другой – ответную реакцию гидробионтов. Краткая характеристика методов исследования водных вытяжек и почв приведена в табл. 2.

Статистическая обработка. Результаты измерений обработаны в Excel 2010 как среднее ± стандартное отклонение. В целях выявления приоритетных факторов и оценки закономерностей наблюдаемых значений проводили анализ методом главных компонент с использованием корреляционной матрицы в программе Statistica 8.0.

Сравнение токсикологических откликов гидробионтов, полученных для водных вытяжек, с данными для педобионтов проводили путем присвоения каждому значению индекса токсичности балла, в соответствии с определенными граничными значениями (табл. 3), и дальнейшему расчету среднего по каждому почвенному образцу дифференцированно для элюатного и контактного теста. Получали усредненные баллы токсичности методов биотестирования водной вытяжки и контактного теста, в которых 0 соответствовал отсутствию токсичности, а 3 – сильной степени токсичности.

РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЯ

Исследованные образцы почв характеризовались вариабельностью рН_KCl в интервале 3.1–6.1, основной их особенностью являлось высокое загрязнение металл(оид)ами в валовых формах, что оказало влияние на состав водных вытяжек (табл. 4). Доля водорастворимых форм поллютантов зависела от рН почвенных сред, содержания органического углерода, а также от исходного уровня загрязнения. В случае АлЛ, загрязненных чрезвычайно высокими концентрациями мышьяка, цинка, кадмия, меди и свинца, водные вытяжки также характеризовались повышенным уровнем этих элементов. Однако доля водорастворимых форм не превышала 1% от валовых значений для свинца, цинка, кадмия, и 3% для меди. Водные вытяжки из Адп_{Pb + Zn}, искусственно загрязненные цинком свинцом, характеризовались высоким содержанием водорастворимого цинка и практически полным отсутствием ионов свинца. Существенные различия в концентрациях металлов в растворе могут быть объяснены с позиции конкуренции металлов за почвенные реакционные центры при высоких дозах внесения металлов. Свинец в таких условиях обладает преимуществом в виде меньшего радиуса иона и большего сродства к поверхности почвенных агрегатов по сравнению с цинком, что отражается на большей интенсивности его сорбции при совместном присутствии металлов [5, 6, 11]. ДППфг, модельно загрязненные отходом производства минеральных удобрений (фосфогипса), характеризовались высокими концентрациями стронция, кальция, серы, бария по сравнению с другими почвами, связанными с растворимостью отдельных компонентов фосфогипса в водных растворах.

Исследование экотоксичности водных вытяжек из образцов проводили с применением распространенного в отечественной практике оценки набора биотестов (пресноводные рачки, микроводоросли, простейшие и бактериальный сенсор “Эколюм”) на основе генномодифицированного биолюминесцентного штамма Escherichia coli. В предыдущих исследованиях показано, что такой набор тест-организмов характеризуется высокой чувствительностью к наличию в почвах тяжелых металлов, а также фосфогипса [4, 19, 32]. Результаты биотестирования показали, что в соответствии с категориями токсичности аттестованных методик измерения, водные вытяжки из образцов почв Адп_Pb + Zn и ДППфг характеризовались как нетоксичные для инфузорий (индекс таксичности (ИТ) < 10%), бактериального препарата “Эколюм” (ИТ < 10%), пресноводных рачков цереодафний (ИТ < 10%), и свидетельствовали о факте наличия острой токсичности для микроводорослей сценедесмус (ИТ > 20% для пробы с ТМ, ИТ < –30% для пробы с ФГ). Проба АлЛ, отличающаяся от остальных полиметаллическим загрязнением, характеризовалась как нетоксичная для инфузорий, малотоксичная для бактериального препарата “Эколюм”, токсичная для цериодафний и нетоксичная для микроводорослей (рис. 1А).

Рис. 1.

Результаты биотестирования образцов почв: А – элюатные биотесты; Б – контактные биотесты.

Контактные методы анализа в отличие от тестов на вытяжке проявили высокую чувствительность к наличию в почвенных пробах токсикантов (рис. 1Б). Значения длины корней проростков горчицы белой, так же как показатели смертности червей в почвах относительно контрольных проб, свидетельствовали о наличии токсичности образцов.

Многокомпонентный анализ позволил установить зависимости отклика гидробионтов от содержания отдельных элементов в пробах (рис. 2А), а также влияние валового химического состава на тест-функции педобионтов (рис. 2Б). Отклик гидробионтов условно можно разделить на три группы. В первую выделены пресноводные рачки C. affinis, для которых увеличение индекса токсичности было тесто связанно с повышенными концентрациями алюминия, меди, никеля, хрома, свинца, кадмия, мышьяка, цинка и молибдена, в то время как увеличение содержания калия, железа, марганца, натрия, кальция, серы, стронция, магния и фосфора, напротив, снижало индекс токсичности. Полученные данные подтверждают известный по литературным источникам факт, что ионы кальция, фосфора, калия и магния в водных растворах способны оказывать протекторное действие по отношению к гидробионтам в стрессовых условиях [31].

Рис. 2.

Диаграммы проекции взаимосвязи химического состава образцов и отклика биотестов в плоскости двух главных действующих факторов: А – вариант тестирования водных вытяжек, представлены водорастворимые формы элементов, Б – вариант контактного тестирования проб, приведены данные по валовому составу образцов.

Во вторую группу можно выделить отклик бактериального препарата “Эколюм”, увеличение индекса токсичности которого коррелировало с повышенным содержанием калия, железа, марганца, натрия, кальция, серы, стронция, магния и фосфора, в свою очередь уменьшение содержания этих элементов и увеличение концентрации остальных снижало индекс токсичности. Обособленно от этих групп выделились ответные реакции инфузорий и микроводорослей, индекс токсичности которых увеличивался при повышении концентраций бария и ванадия, но практически не зависел от содержания всех остальных элементов в растворе.

Индекс токсичности для горчицы характеризовался высоким коэффициентом корреляции с показателями валового содержания цинка, свинца, мышьяка, хрома, никеля, кадмия. Увеличение валового содержания этих металл(оид)ов в пробах достоверно уменьшало длину корней по сравнению с контролем. В то же время увеличение содержания кальция, серы, бария, железа и магния оказывало обратное воздействие и снижало токсический эффект металлов (рис. 2В). Высокий уровень индекса токсичности почв по отношению к E. fetida не зависел от концентрации тяжелых металлов в пробах, а определялся высоким содержанием кальция, серы и бария, и снижался при увеличении рН проб.

Как показали исследования, оцениваемые тест-функции гидробионтов и педобионтов реагируют на сложный набор элементов в водных вытяжках из почв и почвенных компонентов. В ряду гидробионтов (цереодафнии, водоросли, инфузории, бактериальный препарат “Эколюм”) только показатель смертности цереодафний положительно коррелировал с концентрациями тяжелых металлов и металлоидов в водных вытяжках (Ni, Cu, As, Cd, Pb), тогда как измеренные тест-функции других биотестов либо не изменялись во время экспозиции, либо зависели от иных показателей. Что касается опыта использования педобионтов, то отмеченные для почв высокие уровни токсичности, могут быть объяснены как с позиции различий в химическом составе проб (почвенные образцы содержат значительно большее количество токсикантов в доступных для биоты формах, чем водные вытяжки из почв), так и отличными от гидробионтов механизмами поступления токсикантов.

Значения усредненных баллов токсичности, рассчитанных для варианта тестирования водных вытяжек (4 биотеста) и контактных тестов (2 биотеста) показали, что исследование водной вытяжки более чем в 2 раза занизило данные по токсичности почв по сравнению с контактными тестами (рис. 3).

Рис. 3.

Корреляционный анализ результатов биотестирования водных вытяжек и контактных методов, * Р < 0.05.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Результаты проведенной работы наглядно показывают, как выбор биотеста и тестируемой фазы оказывает влияние на результаты, что, в свою очередь, приводит к недооценке экологических рисков химического загрязнения почв. Выявлена существенная несогласованность данных, получаемых при исследовании водных вытяжек из почв, с данными о химическом составе проб и откликом, полученным для варианта тестирования почвенных сред.

Возможный выход из данной ситуации мы видим в следующих вариантах. Во-первых, целесообразно гармонизировать отечественные критерии пробоподготовки с мировым опытом. Согласно международным стандартам биотестирования [24], срок подготовки водной вытяжки из почв варьирует от 12 до 24 ч в зависимости от методики исследования. Увеличение времени контакта водной фазы и почвенной матрицы, безусловно, может обеспечивать более полную экстракцию и увеличить информативность вытяжки. Во-вторых, можно ввести дифференцированные критерии оценки токсичности проб в зависимости от чувствительности тест-организмов к загрязнению. Короме того, ограничиваться анализом острой токсичности почв нецелесообразно. Для надежной оценки качества почв необходимо вводить в нормативные документы, регламентирующие экологическую экспертизу почв и земель, в качестве обязательных токсикометрические показатели хронической токсичности с продолжительным сроком экспозиции почвенных образцов и тест-организмов.

Благодарность. Работа выполнена при частичной поддержке грантов РНФ 14-50-00029 и РФФИ 18-04-01218. Авторы признательны Л. Ворониной и М. Гладковой за помощь в биотестировании.