Почвоведение, 2021, № 3, стр. 304-319

ВВЕДЕНИЕ

Серебро в коллоидном состоянии, или наночастицы серебра (AgНЧ), широко применяются в повседневной жизни, относясь, наряду с наночастицами (НЧ) оксида титана TiO₂, к наиболее широко используемым в промышленности [30]. По различным источникам, количество коммерчески доступных продуктов на основе AgНЧ на сегодняшний день составляет от 244 [115] до 937 [79]. Более 15 производимых продуктов предназначены для применения в сельском хозяйстве [79], около 10 – в растениеводстве (табл. 1). Большая их часть позиционируется в качестве дезинфектантов растений широкого спектра действия, обладающих бактерицидной, фунгицидной и вирицидной активностью; единственный зарегистрированный в РФ препарат Зеребра Агро относится к регуляторам роста растений. Его продажи на 2018 г. составили 261 тыс. л., прогноз на 2019 г. – 370 тыс. л. [8], что эквивалентно 131–185 кг AgНЧ (здесь и далее содержание AgНЧ указано по серебру). В 2017 г. препаратом было обработано 3 млн га [2] в 50 регионах РФ [7]. Всего в нашей стране по системе добровольной сертификации продукции наноиндустрии “Наносертифика” зарегистрировано около 10 продуктов, содержащих AgНЧ [1].

По оценкам, только в европейских странах при существующем производстве AgНЧ 5.5 т/год [103] ожидается рост их содержания в почвах со скоростью от 1.2 нг/кг до 4 мкг/кг (табл. 2). В США производство AgНЧ оценивается как 2.8–20 т/год [40], что будет сопровождаться увеличением их содержания в почве каждый год на от 6.6 нг/кг до 2.3 мкг/кг.

Согласно недавно проведенным исследованиям, самая высокая прогнозируемая концентрация, ниже которой не ожидается никаких негативных эффектов, для AgНЧ составляет 0.05 мг/кг почвы [92]. При самых неблагоприятных прогнозах эта концентрация в почвах европейских стран может быть достигнута в течение ближайших 50 лет. Общее поступление AgНЧ в почвы в мировом масштабе варьирует в диапазоне 15–77 т/год (рассчитано автором на основании данных, представленных в дополнительных материалах к [54]), а производство AgНЧ к 2025 г. может составить 400–800 т [85].

Наряду с поступлением инженерных AgНЧ, они могут образовываться в окружающей среде из ионов серебра Ag⁺. До недавнего времени полагали, что этот процесс происходит преимущественно в природных водах путем восстановления Ag⁺ под действием солнечного света в присутствии растворенного органического вещества [68]. Однако последние исследования показали протекание аналогичных процессов в полной темноте [33, 112], что позволяет предположить образование AgНЧ в почвах.

Данные о скорости поступления и аккумуляции AgНЧ в почве привели к интенсификации изучения их поведения в природных средах, токсичности и оценке рисков применения. Этим вопросам в нашей и иностранной научной литературе посвящено большое количество работ [3, 12, 19, 21, 47, 57, 60, 62, 73, 81, 85, 94, 101]. Основные процессы, происходящие с серебром и содержащими его НЧ в почве, хорошо описаны [21, 58, 67, 83, 89]; природа токсичности AgНЧ также широко обсуждается [26, 29, 70, 87, 105, 108]. В большинстве случаев, однако, проводимые исследования AgНЧ не учитывают их возможные реальные концентрации в почве, что делает невозможным использование полученных результатов при прогнозировании рисков, связанных с широким применением AgНЧ.

Цель обзора – представить современную информацию о существующих количественных данных по поступлению и содержанию AgНЧ в почве, их возможной трансформации и токсичности, а также выделить современные наиболее актуальные направления исследований в этой области.

AgНЧ В ПОЧВЕ: ИСТОЧНИКИ ПОСТУПЛЕНИЯ, КОЛИЧЕСТВЕННАЯ ОЦЕНКА, ТРАНСФОРМАЦИЯ И ТОКСИЧНОСТЬ

Поступление AgНЧ в почвы. AgНЧ применяют во многих технологиях, а сами наночастицы входят в широкий спектр потребительских товаров, использующих оптические, проводящие и антибактериальны свойства серебра:

– в качестве биоцидов AgНЧ содержатся в одежде, обуви, красках, перевязочных материалах, бытовых приборах, косметике, пластмассах и т. д. [81];

– как соединения с исключительными проводящими свойствами AgНЧ входят в состав проводящих чернил и композитов для повышения тепловой или электрической проводимости этих материалов [110];

– диагностические применения: AgНЧ используют в биосенсорах и биоимиджинге [100];

– оптические свойства AgНЧ востребованы в областях, требующих эффективного сбора света, включая металл-усиленную флуоресценцию [67] и поверхностно-усиленное рамановское рассеяние [111].

Уникальность свойств AgНЧ привела к их интенсивному использованию в повседневных товарах, а также во многих коммерческих и промышленных секторах (рис. 1) при общем производстве 135–420 т/год [85]. Распределение синтезируемых AgНЧ по производимым продуктам [12] свидетельствует, что наиболее интенсивно в настоящее время они применяются в косметических товарах, в то время как их потребление в сельском хозяйстве, непосредственно приводящем к поступлению к AgНЧ в почву, не превышает 8.6%. Тем не менее, согласно существующим оценкам, именно почва является основой средой, куда в конечном итоге поступают AgНЧ [40]. 15% биоцидов на основе AgНЧ, входящих в состав медицинских принадлежностей, моющих средств, полотенец и увлажнителей воздуха, аккумулируется в почве [15]. Суммарное количество AgНЧ, накапливающихся в почве, изменяется от 3 [102] до 35–49% от общего количества произведенных [39, 40]. Это связано с тем, что значительное количество AgНЧ из товаров поступает либо в сточные воды, либо на свалки. Согласно неофициальным оценкам, 70% произведенной косметики оказывается на свалках в неиспользованном виде [10], а около 90% НЧ из косметики попадает в сточные воды [54]. AgНЧ из одежды и обуви, содержащей от 0.003 до 1400 мг/кг [20], за первые 3 стирки вымываются на 69–86% [16]. 90–95% НЧ, используемых в научных исследованиях, системах фильтрации, медицинских препаратах, также оказываются в сточных водах [54]. В среднем в сточные воды попадает от 31 [103] до 40% [102] использованных AgНЧ (расчеты проведены автором на основании представленных в публикациях данных), а общая концентрация серебра в сточных водах может достигать 0.05−0.2 мкг/л [54]. На свалки попадает от 11 [103] до 43% [102] использованных AgНЧ (расчеты проведены автором на основании представленных в публикациях данных). Суммарно в почвы и на свалки попадает 60–76% синтезируемых AgНЧ [54].

Рис. 1.

Основные источники поступления AgНЧ в почву.

Среди тяжелых металлов серебро занимает второе место (после меди) по содержанию в бытовом мусоре и хозяйственно-бытовых сточных водах [5], а осадки сточных вод (ОСВ) являются основным аккумулятором AgНЧ (до 95%) из сточных вод [92, 102]. Так как бытовые и промышленные отходы могут попадать в почву в результате внесения в почву ОСВ в качестве удобрений [23], то последние в настоящее время обычно признают основным источником AgНЧ в почве [92]: в мире в качестве удобрений используется от 5 в РФ [9] до 100% в Африке к югу от Сахары производимых ОСВ [54].

По существующим оценкам, содержание AgНЧ в ОСВ в Европе варьируется в диапазоне 1.31–4.44 мг/кг, а в США 1.29–5.86 мг/кг [40], достигая в исключительных случаях величин 850 мг/кг [52]. В РФ отсутствуют нормативы на содержание AgНЧ или общего серебра в почвах [6] или ОСВ, используемых как удобрение [4], поэтому данные по нашей стране немногочисленны. По некоторым источникам, общее содержание серебра в ОСВ г. Москвы и близлежащих районов лежит в диапазоне 4–86 мг/кг. [9]. Так как обычно в форме AgНЧ содержится не более 2% общего количества серебра вследствие перехода НЧ в форму Ag₂S [102], то можно говорить о расчетном содержании AgНЧ не выше 0.08–1.72 мг/кг ОСВ, что сопоставимо с содержанием AgНЧ в ОСВ Европы и США.

При концентрации AgНЧ в препаратах, предназначенных для применения в растениеводстве, 0.5 г/л и рекомендуемых дозах внесения 100–150 мл/га (для озимой пшеницы) и двукратной обработке это означает, что максимально в почву может попадать около 100–150 мг AgНЧ/га в год. При мощности пахотного горизонта 20 см и плотности почвы 1.2 г/см³ максимальное возрастание содержания AgНЧ в пахотном слое составит 0.004–0.006 мкг/кг в год. Прибавив сюда возрастание содержания AgНЧ в почве вследствие предпосевной обработки семян (200 мл/т, норма высева 160–250 кг/га), суммарный диапазон составит 0.005–0.007 мкг AgНЧ/кг в год. Для пропашных культур (на примере картофеля) диапазон, рассчитанный аналогичным образом на основании рекомендуемых способов обработки, составит не более 0.008–0.019 мкг AgНЧ/кг в год. В случае использования ОСВ в рекомендуемых дозах внесения 5–15 т/га [9] ожидаемое увеличение содержания AgНЧ (без учета возможных превращений AgНЧ) в пахотном слое составит 0.36–1.075 мкг/кг в год, то есть будет на 1–2 порядка больше, чем в случае использования AgНЧ как средства защиты растений. Приведенные оценки показывают, что в РФ, как и других странах, рост содержания AgНЧ в почвах можно ожидать преимущественно вследствие использования ОСВ в качестве удобрений. Это свидетельствует о необходимости разработки новых требований к свойствам ОСВ при использовании их в качестве удобрений, учитывающим, по крайней мере, общее содержание серебра. Важность разработки требований обусловлена тем, что расчетный среднегодовой объем выхода ОСВ оценивается в 2.5 млн т/год и около 5–7% от этого количества (125–175 тыс. т) используется как удобрение [9].

Реальные концентрации AgНЧ в почве оцениваются в широком диапазоне и составляют до 1.5 мкг/кг в Европе и до 7.4 мкг/кг в США (табл. 2). Минимальное содержание, не превышающее 1.93 × 10^–3 мкг/кг, указывают для ЮАР. В качестве концентраций, соответствующих реальному содержанию AgНЧ в почве, в настоящее время рекомендовано использовать от 0.02–0.10 мкг/кг [76] до 0.01–1 мг/кг [42, 113].

В заключение обсуждения существующих количественных оценок поступления AgНЧ в окружающую среду необходимо отметить, что несмотря на близкие значения прогнозируемых диапазонов количества AgНЧ, поступающих в сточные воды и на свалки, оценки доли AgНЧ, оказывающихся в почве, могут различаться на порядок (рис. 1). Прежде всего, это связано с отсутствием аналитических методов определения наноматериалов в почве и необходимостью использовать для этих целей исключительно данные моделирования [88, 102]. Одним из наиболее перспективных аналитических методов является масс-спектрометрия с индуктивно-связанной плазмой одиночных частиц (single particle inductively coupled plasma mass spectrometry, spICP-MS), позволяющая обнаруживать и количественно определять НЧ [71]. Однако этот метод еще не получил широкого распространения. Оценка смоделированных концентраций в почве, в свою очередь, также является достаточно проблематичной, так как различные модели не обязательно учитывают одни и те же источники AgНЧ, пути их поступления в окружающую среду или время, за которое происходит этот процесс [41]. Кроме того, важной проблемой является учет возможной трансформации AgНЧ в процессе получения ОСВ, таких как разрушение AgНЧ с высвобождением ионов серебра, их сульфидирование и т. п. Немногочисленные модели, в которых была проведена попытка учесть этот процесс, показывают, что доля AgНЧ в почве от общего количества использованных НЧ может уменьшиться с 24 до 3%, а доля AgНЧ, переходящих из ОСВ в почвы, с 30 до 0.8% [102] (расчеты проведены автором на основании представленных в публикации данных). Наконец, в настоящее время нами не обнаружено моделей, учитывающих обратный процесс – образование AgНЧ из ионного серебра. Это указывает на необходимость проведения исследований, направленных на количественную оценку процессов образования и трансформации AgНЧ в окружающей среде.

Процессы, происходящие с AgНЧ в почве. При поступлении в почву AgНЧ могут претерпевать различные процессы трансформации (рис. 2), приводящие как к закреплению серебра в почве, так и к уменьшению его содержания в почве вследствие транслокации в растения или вымывания из почвы. Преобладающее направление трансформации зависит от свойств AgНЧ (размера, заряда стабилизирующего агента) и особенностей почвы (гранулометрического состава, рН, содержания и свойств органического вещества и др.), но, согласно существующим представлениям, в почве не обнаруживаются нетрансформированные AgНЧ [24]. Основные возможные превращения AgНЧ в окружающей среде подробно описаны в ряде обзоров [21, 61, 70, 83, 86, 88, 95, 112]; их краткое описание приведено далее.

Рис. 2.

Основные процессы, происходящие с AgНЧ в почве.

Взаимодействие с растворенным органическим веществом. Растворенное органическое вещество (РОВ) представляет собой сложную смесь органических соединений, обладающих разнообразными функциональными группами. Поэтому процесс взаимодействия РОВ с AgНЧ – комбинация электростатического, ван-дер-Ваальсова и гидрофобного взаимодействий между поверхностями РОВ и AgНЧ [21]. При адсорбции РОВ на поверхности AgНЧ может происходить увеличение их стабильности вследствие роста сил электростатического отталкивания между частицами или возрастания гидрофобности поверхности [28]. В ряде работ была продемонстрирована способность гуминовых веществ повышать стабильность AgНЧ [49, 66], однако взаимодействию AgНЧ с почвенным РОВ посвящены единичные работы [58]. Установлено, что AgНЧ преимущественно взаимодействуют с короткоцепочечными алифатическими соединениями РОВ. В результате взаимодействия происходит уменьшение абсолютной величины электрокинетического потенциала AgНЧ и, как следствие, снижение их стабильности. Повышение стабильности AgНЧ в присутствии РОВ было отмечено только при их высокой концентрации (10 мг/л, что при использовании авторами вытяжки 1 : 2.5 для получения почвенного раствора приблизительно соответствует содержанию AgНЧ 250 мг/кг). Следует отметить, однако, что в работе [58] были исследованы только цитрат-стабилизированные AgНЧ и AgНЧ без стабилизирующего агента, а в качестве РОВ – водная вытяжка из пойменной почвы с высоким содержанием кальция, но без железа и алюминия. Это свидетельствует об актуальности исследований, связанных с оценкой взаимодействия РОВ почв различных почвенно-географических зон с AgНЧ, стабилизированными наиболее часто используемыми для этой цели соединениями (поливинилпирролидоном, полиэтиленгликолем, сульфированным нафталиновым конденсатом, додецилбензолсульфоновой кислотой, олеатом натрия [19]).

Взаимодействие с почвенными неорганическими коллоидами. Процессы гомоагрегации AgНЧ в почвах считаются маловероятными [24, 25, 61]; ведущим процессом их коагуляции считается гетероагреция, являющаяся следствием взаимодействия с неорганическими коллоидами (глинистыми минералами, оксидами и гидроксидами). Наиболее интенсивно гетероагреция протекает при высокой ионной силе почвенного раствора, частично компенсирующей отрицательный заряд AgНЧ, хотя этот процесс возможен и при низкой ионной силе [24, 25]. Важным фактором, контролирующим гетероагрегацию AgНЧ, является рН: чем ближе его значение к точке нулевого заряда AgНЧ, тем более интенсивное их взаимодействие с неорганическими коллоидами следует ожидать.

В случае коллоидных частиц, несущих положительный заряд, наблюдается их быстрое взаимодействие с AgНЧ, приводящее к увеличению размера частиц и уменьшению критической концентрации коагуляции (ККК) [25, 116]. По оценкам [25] при концентрации AgНЧ 4.2 мг/л в присутствии магемита начальная скорость увеличения гидродинамического диаметра НЧ была 2.95 нм/с, а ККК снизилась с 22 мМ (ККК гомоагрегации AgНЧ) до <1 мМ. В случае коллоидов, несущих постоянный отрицательный заряд (каолинит, монтмориллонит), отрицательно заряженные AgНЧ могут взаимодействовать только с положительно заряженными участками, присутствующими на сколах минералов [106]. В этом случае быстрая гетероагрегация AgНЧ, приводящая к их осаждению, происходит только при низкой ионной силе (менее 0.01), в то время как при высокой ионной силе образующиеся гетероагрегаты менее подвержены флокуляции и характеризуются более высокими значениями ККК [25]. Так как в большинстве случаев ионная сила почвенного раствора лежит в диапазоне 0.0004–0.005 [18, 25], то в реальных условиях следует ожидать выпадения AgНЧ вследствие гетероагрегации с глинистыми коллоидами. Тем не менее, при некоторых условиях ионная сила почвенного раствора может возрастать, а гетероагрегация приводить к увеличению стабильности AgНЧ. Показано, что известкование приводит к увеличению содержания в почвенном растворе Ca²⁺, Mg²⁺ и ${\text{HCO}}_{{\text{3}}}^{--},$ но уменьшению Al³⁺, результатом чего является двукратное увеличение ионной силы. При высокой скорости минерализации органического азота в весенний период, сопровождающейся выходом в почвенный раствор дополнительного количества ${\text{NO}}_{{\text{3}}}^{--}$ и катионов, также может наблюдаться увеличение ионной силы [34]. В солонцах ионная сила может достигать 0.05–1.2 [13].

Согласно существующим представлениям, гетероагрегацию следует рассматривать как весьма вероятный процесс для AgНЧ практически во всех почвах [25]. Неизученное направление в этой области – оценка гетероагрегации в реалистичных условиях, когда концентрация коллоидов во много раз превосходит концентрацию AgНЧ, а также присутствует почвенный РОВ. Важность количественной оценки процесса гетероагрегации AgНЧ в почвах связана с тем, что она во многом определяет возможность миграции наночастиц по почвенному профилю.

Взаимодействие с твердой частью почвы. В целом существующие количественные оценки связывающей способности почвы по отношению к AgНЧ указывают на возможность их интенсивного закрепления в почвенном профиле. Медианное значение константы распределения, определенное в колоночных экспериментах для 16-ти пахотных почв Австралии (рН 4.55–7.73, С_орг 0.1–7.0%, содержание глины 1–59%) составило 589 л/кг при варьировании от 50 до 2511 л/кг при начальной концентрации AgНЧ 1.24 мг/кг [24]. В аналогичном исследовании, проведенном на 25 пахотных почвах Германии (pH 4.3–7.3, С_орг 0.04–2.5%, содержание глины 0.01–39.2%) величины динамической константы распределения лежали в диапазоне 0.6–2391 л/кг, среднее значение 260 л/кг, при начальной концентрации AgНЧ 7.5–750 мг/кг [46]. Величины максимальной сорбционной емкости для AgНЧ на 6 почвах (рН 7.70–8.14, С_орг 0.11–1.06%, содержание глины 18–42%) лежали в диапазоне 2.35–4.53 мг/кг [86], что значительно превышает существующие оценки возможного содержания AgНЧ в почвах (табл. 2). Во всех случаях параметры, характеризующие величину связывания AgНЧ почвами, возрастали с увеличением содержания глинистых частиц. Несмотря на высокие средние значения констант связывания, указывающие что содержание AgНЧ в почве (мг/кг) в 260–589 раз превосходят концентрацию AgНЧ в почвенном растворе (мг/л), следует отметить, что при повышении начальной концентрации AgНЧ с 1.24 до 1842 мг/кг авторы [24] наблюдали рост константы с 589 л/кг до 9420 мг/кг, что позволяет высказать предположение об уменьшении константы распределения при низком содержании AgНЧ, соответствующем реальным. Кроме того, в исследовании [46] в 17-ти почвах из 25 величина константы распределения не превышала 10 л/кг. Это свидетельствует о том, что значительная часть AgНЧ, не связанная с твердой фазой почвы, может мигрировать по почвенному профилю. В работе [25] показано, что в 8 из 11 исследованных почв AgНЧ могут проникать на глубину до 12 см (высота почвенной колонки в этом исследовании); всего через колонку проходило от 0.2 до 9% от общего количества AgНЧ. Авторы установили, что одним из определяющих факторов в подвижности AgНЧ в почвах является их взаимодействие с почвенными неорганическими коллоидами, прежде всего, алюминия. Образующиеся в результате этого взаимодействия гетероагрегаты задерживаются почвенными частицами и не мигрируют по почвенному профилю. В случае наличия макропор, размер которых превышает размеры гетероагрегатов, возможна быстрая инфильтрация AgНЧ в составе почвенных коллоидов. В колоночных экспериментах [71] при искусственном загрязнении почвы AgНЧ в дозе 50 мкг/кг на трех различных почвах (рН 6.8–7.9, С_орг 0.2–3.4%, содержание глины 0–11%) было показано, что 75–90% AgНЧ остаются в верхнем слое, 3–14% были обнаружены в элюате. Кроме того, ряд авторов высказал предположение, что AgНЧ, первоначально связывающиеся с твердой фазой почвы, в дальнейшем могут десорбироваться и вымываться в нижележащие горизонты под действием ливневых дождей: после 50 сут экспонирования почвы в естественных условиях при общем количестве осадков 166 мм распределение AgНЧ было бимодальным с максимумами в слоях 0–4 и 7.6–20 см [95]. Таким образом, несмотря на то, что максимальное содержание AgНЧ следует ожидать в верхнем горизонте почвы, риск их миграции в нижележащие горизонты существует, и определять его следует в условиях конкретной почвы.

Растворение. Растворение AgНЧ, то есть высвобождение ионов Ag⁺, было показано для различных природных сред, включая почвенные растворы [24, 58]. Наиболее эффективно этот процесс протекает при низких рН (около 4.0) и при отсутствии РОВ [69]. Количественные оценки этого процесса, проведенные в модельном почвенном растворе, показывают, что доля ионов серебра, высвобождающихся из AgНЧ в течение 1 суток после внесения, в диапазоне рН 4–9 варьировала (в зависимости от способа расчета) от 8 до 26%; внесение РОВ может уменьшить этот показатель до 1% и менее [24]. Высвобождающиеся ионы серебра могут сорбироваться на почвенных частицах, образовывать малорастворимые Ag₂S или AgCl или поглощаться растениями и микроорганизмами. Считается, что количество биодоступных Ag⁺ в почве не превышает 5% [50].

Высказано предположение, что ионы серебра, сорбированные на поверхности AgНЧ, в дальнейшем могут вытесняться ионами Ca²⁺ почвенного раствора с последующим окислением серебра [66]. Однако ряд исследователей полагает, что даже при значительном ингибировании высвобождения Ag⁺ в почвенном растворе могут присутствовать ионы серебра, десорбирующиеся с поверхности AgНЧ при старении [58]. Количественных оценок этого процесса пока не существует [58], однако известно, что интенсивная сорбция ионов серебра почвенными компонентами, наблюдаемая в течение первых часов взаимодействия, сменяется их десорбцией, приводящей к возрастанию количества несвязанных ионов серебра в почве в 10 раз [17].

Важным процессом, который может происходить с высвобождающимися ионами Ag⁺, является их дальнейший переход в AgНЧ под действием природного органического вещества или почвенных микроорганизмов [48, 53, 114]. Несмотря на то, что проникновение солнечного света в почву не превышает 0.2–0.4 мм [45], недавно было показано образование AgНЧ диаметром 12.8 нм в песчаном субстрате как под действием солнечной радиации в течение 10 ч, так и в темноте. Предполагают, что образование AgНЧ в присутствии природного органического вещества начинается с восстановления ионов Ag⁺ до нуль валентного серебра Ag⁰, которое становится ядром будущей наночастицы. Затем на поверхности Ag⁰ начинается автокаталитическое восстановление ионов серебра, приводящее к росту наночастицы [48]. При освещении процесс первичного восстановления Ag⁺ происходит под действием супероксиданион радикала ${\text{O}}_{2}^{{ \bullet - }},$ а в темноте – путем прямого переноса электрона от фенольных групп органического вещества к Ag⁺. Наиболее эффективно этот процесс протекает в щелочных условиях, когда окисление Ag⁺ незначительно: при рН 8.6 за 90 ч инкубирования (Ag⁺ 100 мг/л, природное органическое вещество 143 мг С/л, освещение) ионное серебро полностью переходило в форму AgНЧ [48].

Принципиальная возможность восстановления Ag⁺ до AgНЧ микроорганизмами показана как для внутриклеточных, так и для экстрацеллюлярных условий [11]. Способность эффективно переводить ионы серебра в наночастицы установлена для многих почвенных микроорганизмов. При культивировании Bacillus megaterium [90] в присутствии 1 мМ нитрата серебра AgНЧ диаметром 80–99 нм образовывались в течение первых минут после начала эксперимента. Способность образовывать AgНЧ диаметром 6–13 нм в аналогичных условиях была установлена для B. indicus, B. cecembensis, Pseudomonas antarctica, P. proteolytica, P. meridiana, Arthrobacter kerguelensis и A. gangotriensis [97]. Однако возможность протекания таких процессов непосредственно в условиях почвы пока не установлена. Согласно оценочным расчетам, из образующихся AgНЧ в почве 11–31% могут иметь абиотическое происхождение, в то время как 69–89% являются результатом биологического восстановления [48].

Окисление–восстановление. Под действием солнечного света многие наночастицы на основе металлов могут претерпевать различные окислительно-восстановительные превращения, приводящие к изменению их свойств [21]. Для AgНЧ была показана возможность их агрегации вследствие сильного осциллирующего диполь-дипольного взаимодействия, вызванного солнечным светом [22].

Другим процессом, характерным для AgНЧ, является сульфидирование. Многими исследователями было показано, что элементарное серебро Ag⁰ на поверхности наночастиц может окисляться до ионов Ag⁺, которые затем вступают в реакцию с неорганическими сульфидами с образованием Ag₂S. В результате могут образовываться наночастицы сульфидов серебра, новые AgНЧ, поверхность которых полностью представлена сульфидами серебра, или их смешанный тип [64]. Так как Ag₂S является плохо растворимым соединением, то сульфидированные AgНЧ перестают быть источником Ag⁺, что приводит к уменьшению токсичности AgНЧ. В случае присутствия в среде значительного количества ионов хлора, аналогичные процессы могут идти с образованием AgCl. Долгое время полагали, что сульфидирование – процесс детоксификации AgНЧ в природе [64]. Однако недавние исследования с использованием продолжительной экспозиции 140 сут показали, что даже после сульфидирования AgНЧ в концентрации 5–8 мг/кг эффективно ингибируют процесс нитрификации в почве [59]. Наиболее интенсивно процесс сульфидирования AgНЧ протекает в сточных водах и на очистных сооружениях, где существуют анаэробные условия и присутствие сероводорода способствует образованию Ag₂S [55]. Возможность сульфидирования AgНЧ в почве в нейтральных (рН 6.9) и щелочных (рН 7.9) условиях после 3 мес. инкубирования была продемонстрирована в работе [93].

Таким образом, данные по взаимодействию AgНЧ показывают, что AgНЧ претерпевают в почве комплекс превращений, связанных с процессами взаимодействия с почвенными коллоидами, сорбции на твердой фазе почвы, растворения и окисления-восстановления. Количественная оценка процессов затруднена вследствие отсутствия широкого распространения аналитических методов определения AgНЧ в почве (критический обзор методов приведен в [88]). Тем не менее, очевидно, что эти процессы определяют количество доступного для организмов серебра и, как следствие, токсичность попадающих в почву AgНЧ.

Токсичность AgНЧ в почве. Использование AgНЧ как универсального антисептика началось с 1897 г., когда в продажу поступил препарат коллоидного серебра Колларгол; в 1954 г. в США был разрешен биоцид на основе коллоидного серебра Algaedyn, используемый в настоящее время как альгицид в частных бассейнах [81]. Природе токсичности AgНЧ посвящено значительное количество обзоров [26, 29, 56, 70, 87, 105, 108]. Несмотря на продолжительную историю использования AgНЧ, в том числе в сельском хозяйстве, работы по токсичности AgНЧ в почвенной среде относительно немногочисленны (табл. 3). При этом исследованные концентрации AgНЧ обычно составляют 10²–10⁵ мкг/кг почвы, что превышает максимальные оценочные значения этого показателя (табл. 2) в 10 и более раз. Таким образом, очевидно, что в настоящее время остро стоит необходимость оценки токсичности к AgНЧ в условиях, отражающих реальные.

Для растений выраженная токсичность AgНЧ в песчаном субстрате показана при их содержании 0.5 мг/кг и больше [31]; в почвах – при 40 мг/кг и больше [78]. При низких концентрациях AgНЧ в ряде случаев отмечают их стимулирующий эффект по отношению к растениям [56]. Токсичность AgНЧ для растений при низком содержании в твердом субстрате (10 мкг/кг) была показана только в случае клевера Trifolium repens при выращивании на смеси песка с перлитом и объяснялась угнетением арбускулярных микоризных грибов Glomus caledonium [36]. Отмечаемые симптомы токсичности у растений под действием AgНЧ включают в себя уменьшение длины корней и побегов, биомассы и изменение морфологии корней [63, 78, 89, 104]. Создание стрессовых условий для растений в присутствии AgНЧ подтверждается данными об образовании активных форм кислорода (АФК) [31]. Механизмы действия AgНЧ на растения обсуждены в обзорах [26, 29, 56, 70, 87, 105, 108].

Исследователи отмечают, что токсичность AgНЧ в почве меньше, чем в водных средах, что объясняется низкой биодоступностью AgНЧ вследствие их агрегирования в поровой воде и сорбции на почвенных частицах [63]. Низкая биодоступность AgНЧ в почве подтверждается невысокими значениями факторов их биоаккумуляции в надземных частях растений (отношение содержания серебра в растениях к его содержанию в почве): от 0.001 для маша Phaseolus radiatus и сорго Sorghum bicolor [63] до 0.07–0.1 для свеклы Beta vulgaris и шпината Spinacia oleracea [89]. В последнем случае указывается, что содержание серебра 5–10 мг/кг биомассы, представляющее опасность для человека, может быть достигнуто только при содержании AgНЧ 70 мг/кг [89]. Поэтому полагают, что в настоящее время AgНЧ не представляют угрозы с точки зрения их накопления в сельскохозяйственной продукции [60].

Для дождевых червей минимальная концентрация, при которой наблюдали токсичность AgНЧ, составляет 15 мг/кг (табл. 3), что также превышает оценочное содержание AgНЧ в почве на 3–4 порядка. Регистрируемые токсичные эффекты: уменьшение биомассы и подавление размножения. Установлено, что токсичность AgНЧ по отношению к олигохетам обусловлена влиянием на экспрессию генов, участвующих в метаболизме сахаров и аминокислот, а также регулирующих активность аденилаткиназы (EC 2.7.4.3) и рибосомальную активность [80].

Наибольшее количество токсикологических экспериментов было проведено с микроорганизмами (табл. 3). В этом случае диапазон исследованных концентраций включает в себя низкие концентрации от 3.2 [44] до 10 мкг/кг [42, 43], соответствующие оценочным (табл. 2). Токсичность AgНЧ показана как по отношению к конкретным почвенным бактериям, таким как Pseudomonas putida [37, 82] и P. chlororaphis [31], так и группам бактерий [51, 74] и бактериальному сообществу в целом [42–44, 92]. Современные представления и данные о токсичности AgНЧ по отношению к микроорганизмам суммированы в обзорах [26, 29, 62, 92, 105, 108, 113].

В целом можно сказать, что из исследованных групп почвенных микроорганизмов наиболее чувствительными к AgНЧ являются микроорганизмы, принимающие участие в превращениях азота и углерода [42]. Резкое сокращение видового разнообразия почвенного бактериального сообщества при длительной инкубации в присутствии AgНЧ может нарушить процессы автотрофной нитрификации и гумусообразования [42]. В работе [44] было продемонстрировано значимое уменьшение общего количества N в почве и, как следствие, роста отношения C : N при инкубировании почвы в присутствии AgНЧ 32 мкг/кг в течение 120 сут. Причиной этого, по-видимому, является уменьшение количества бактерий Acidobacteria [42], играющих важную роль в процессах трансформации целлюлозы и хитина [35] и ингибирование нитрифицирующих микроорганизмов [42, 43, 92, 113].

Другой важный вывод, следующий из анализа существующей литературы – это невозможность получения адекватной оценки токсичности AgНЧ по отношению к почвенным микроорганизмам на основе краткосрочных экспериментов. Рядом исследований показано, что выраженная токсичность AgНЧ при низких концентрациях может быть зафиксирована только при проведении долгосрочных экспериментов продолжительностью более 90 сут [43]. Причиной долгосрочного действия AgНЧ может являться длительное постепенное высвобождение из них серебра в биодоступной форме [26, 43, 95].

Таким образом, анализ литературы показывает, что в настоящее время отсутствуют данные, указывающие на токсичность AgНЧ по отношению к растениям и олигохетам при содержании, соответствующем оценочным концентрациям AgНЧ в почве. Тем не менее, неоднократно продемонстрированное на микроорганизмах возрастание регистрируемых негативных эффектов AgНЧ при увеличении времени экспозиции свидетельствует о необходимости проведения долгосрочных токсикологических исследований для растений и олигохет. Косвенным подтверждением в пользу зависимости токсичности AgНЧ для этих организмов от продолжительности воздействия является продемонстрированное увеличение ингибирования роста сосны шиповатой P. muricata при увеличении времени воздействия AgНЧ с 1 до 4 мес. [104], а также установленный рост активности антиоксидантных ферментов у дождевого червя Aporrectodea caliginosa при увеличении времени экспозиции с 1 до 4 нед. [38]. Рост токсичности AgНЧ в почве при их старении был также показан на примере коллембол Folsomia candida [75].

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

В настоящее время во всем мире наблюдается рост использования наночастиц серебра (AgНЧ); их прогнозируемое поступление в почву, преимущественно в составе осадков сточных вод, составляет 15–77 т/год. Количественная оценка содержания AgНЧ в почве затруднена вследствие отсутствия инструментальных методов их определения. Существующие оценки этого показателя, проведенные на основе моделирования, варьируют в широком диапазоне от 5.33 × 10^–6 до 7.4 мкг/кг при скорости поступления AgНЧ от 1.2 × 10^–3 до 9.68 мкг/кг в год.

При поступлении в почву AgНЧ претерпевают различные превращения, связанные с их взаимодействием с твердой фазой почвы, почвенными коллоидами, РОВ и окислительно-восстановительными процессами и приводящие к преимущественному закреплению AgНЧ в верхнем слое почвы. В определенных условиях до 15% внесенных AgНЧ могут мигрировать по почвенному профилю; риск миграции AgНЧ в нижележащие горизонты следует определять в условиях конкретной почвы. В области поведения AgНЧ в почве наименее исследованным является вопрос количественной оценки абиотической и биотической трансформации ионов серебра в AgНЧ.

Существующие данные по токсичности AgНЧ в почве относительно немногочисленны и в большинстве случаев получены для содержания AgНЧ 10²–10⁵ мкг/кг почвы, что превышает оценочные значения этого показателя в реальных условиях в 10 и более раз. Данные о транслокации AgНЧ из почвы в растения позволяют в настоящее время исключить риск загрязнения ими сельскохозяйственной продукции. Токсичность по отношению к растениям и олигохетам в почве для AgНЧ не отмечается вплоть до их содержания 5 × 10² и 2.7 × 10³ мкг/кг соответственно. Наиболее чувствительными к AgНЧ являются микроорганизмы, для которых ингибирование роста может наблюдаться при содержании 3.2 мкг/кг почвы. Важным фактором, определяющим регистрируемую токсичность AgНЧ, является продолжительность экспонирования: на микроорганизмах было неоднократно продемонстрировано возрастание регистрируемых негативных эффектов AgНЧ при увеличении этого параметра до 90 сут и более. Поэтому основным направлением изучения последствий поступления AgНЧ в почву является оценка их эффектов в условиях долгосрочных экспериментов при содержании AgНЧ, не превышающем 10 мкг/кг.