Почвоведение, 2021, № 6, стр. 757-768

ВВЕДЕНИЕ

Продуктивность и качество фитомассы – важнейшие характеристики плодородия почв. На этом основании оценка фитотоксичности является неотъемлемой характеристикой экологического состояния почв агроэкосистем [12, 21, 32, 38].

Токсические вещества влияют на свойства почв, вследствие чего замедляется рост растений, меняются их морфологические свойства, у вегетирующих растений наблюдается скручивание, асимметрия, сбрасывание листьев, снижение активности ферментов, в итоге снижается продуктивность. Один из основных механизмов действия токсикантов сводится к увеличению содержания активных форм кислорода в клетках растений; их высокие концентрации способны полностью подавлять работу антиоксидантной системы, приводить к окислительному стрессу и гибели клеток и растения в целом [5, 25, 30, 31, 34, 36].

Фитотестирование в экспрессном лабораторном варианте (проращивание семян в контакте с водным экстрактом почв или почвой во влажной камере), осуществляемое в краткосрочный период (4–5 суток), дает представление об острой фитотоксичности¹¹ [9, 21], в более продолжительном вегетационном эксперименте (3–6 недель) – о хронической фитотоксичности (ГОСТ Р ИСО 22030-2009. Качество почвы. Биологические методы. Хроническая фитотоксичность в отношении высших растений. М.: Стандартинформ, 2010). Эти два способа редко применяются одновременно, однако важно представлять, насколько их результаты коррелируют, и какие тест-параметры в краткосрочном опыте наиболее адекватно могут характеризовать состояние растений на поздних стадиях вегетации с тем, чтобы прогнозировать ситуацию на весь вегетационный период.

Загрязнение почв тяжелыми металлами (ТМ) и металлоидами длительное время остается важной экологической проблемой [2, 5, 7, 10, 13, 35, 36, 38]. Из этой нечетко определенной группы элементов наиболее часто встречаются свинец (Pb), хром (Cr), мышьяк (As), цинк (Zn), кадмий (Cd), медь (Cu), ртуть (Hg) и никель (Ni) [24].

На накопление и изменение подвижности тяжелых металлов в почвах влияют органические и неорганические удобрения, мелиоранты, поливные воды [6, 14, 18]. В свою очередь поглощение металлов почвами влияет на рН [1, 2, 5, 35], биологическую активность и структуру микробных сообществ почв [15, 23, 28–30, 35], на изменение компонентного состава гумуса и даже его количества [20].

Для снижения токсического действия на почвы разных видов поллютантов широко применяются углеродсодержащие продукты, такие как гуминовые препараты различного генезиса [14, 16, 22, 27, 28, 37], и продукты пиролизной обработки древесных и других органических отходов – биоугли [14, 18, 19, 28].

Проблеме химического загрязнения почв как фактору экологического риска посвящено немало исследований, методических рекомендаций и руководств, отражающих различные методологические подходы к оценке экологического состояния почв²². Особое внимание при мониторинге почв агроэкосистем уделяется распространению тяжелых металлов [1, 6, 24, 38]. Широко внедренные в практику концентрационные показатели химических веществ не могут дать полного представления о состоянии биотопов [3, 8, 32]. Недостаточность ранжирования экологического качества природных сред на основании содержания химических компонентов очевидна из-за различий в реакциях живых систем на загрязнение [6, 15, 16], которые зависит от многих почвенных параметров: кислотности почв, гранулометрического состава и наличия питательных элементов. Тем не менее, в системе экологического нормирования определению допустимого содержания поллютантов (ПДК, ОДК) придается большое значение из-за удобства сравнений и определенного рода универсальности (ГН 2.1.7.2041-06, ГН 2.1.7.2511-09) [2, 3, 6, 10, 11].

Актуальным представляется выявление информативности биотических индексов при оценке допустимых уровней воздействия ТМ на живые системы при разном содержании органического углерода в почве.

В связи с этим работа направлена на выявление особенностей развития высших растений в образцах агродерново-подзолистых почв разной степени окультуренности при одинаковом уровне полиметаллического загрязнения. Отклики растений на присутствие высоких концентраций ТМ и потенциальных ремедиантов (биоугля и лигногумата) в почвах с разным содержанием органического углерода оценивали по ростовым параметрам и накоплению металлов в фитомассе.

ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ

Почва. Для исследования отобрали образцы пахотной дерново-подзолистой почвы – Albic Retisols (Loamic, Aric, Cutanic, Ochric)³³ с двух удаленных друг от друга полей Московской области (Солнечногорский район, территория УОПЭЦ “Чашниково”). Почва первого поля – S1 (56°02′01 N, 37°10′04 E), рН_KCl – 6.39 ± 0.05, c высоким содержанием органического углерода (С_орг 3.86%) далее обозначена как сильноокультуренная. Почва второго поля – S2 (56°01′41 N, 37°11′04 E) слабоокультуренная, рН_KCl – 5.84 ± ± 0.05, с низким содержанием органического углерода (С_орг 1.30%). Образцы почвы отбирали с пробных площадок каждого поля размером 40 м² из верхнего слоя 0–20 см методом “конверта” в начале мая 2019 г. Почву каждого поля усредняли смешиванием и доставляли в лабораторию (масса около 25 кг, исходная влажность 35–40%). В лаборатории почву просушивали на воздухе, освобождали от грубых растительных фрагментов, просеивали через сито (ячейки диаметром 5 мм), увлажняли (55–60% полевой влагоемкости), оставляли на предынкубацию (5 суток, 22°С).

Тяжелые металлы в образцы почвы вносили в виде водных растворов (10 мл/кг) меди (CuSO₄), цинка (ZnSO₄) и свинца (PbСl₂) для достижения концентрации Cu, Zn и Pb, равной 660, 1100 и 650 мг/кг почвы соответственно, что составило пять ориентировочно допустимых концентраций (ОДК) каждого металла (ГН 2.1.7.2511-09).

Углеродсодержащие препараты (лигногумат, биоуголь) в экспериментальные образцы незагрязненных и загрязненных металлами почв добавляли по отдельности и вместе.

Биоуголь (продукт пиролиза древесины березы, фракция 2–8 мм, производитель ООО “Метаком”, Россия) добавляли в количестве 5% от массы почвенного образца. Биоуголь содержал С (88.2%), N, Н и S (0.44, 0.82 и 0.19% соответственно), золу (2.8%), ${\text{p}}{{{\text{H}}}_{{{\text{CaC}}{{{\text{l}}}_{{\text{2}}}}}}}$ 8.9. Содержание катионов Cu, Zn и Pb в биоугле составляло не более 0.02% его массы.

Лигногумат калия получен искусственной гумификацией лигносульфоната (производитель НПО “РЭТ”, Россия), его зольность составляла 40%, содержание С, N, Н, S и К – 37.3, 0.5, 3.72, 4.84 и 9.0% соответственно; ${\text{p}}{{{\text{H}}}_{{{\text{CaC}}{{{\text{l}}}_{{\text{2}}}}}}}$ 9.0 (1%-ный раствор), содержание гуминовых кислот – 58% органического вещества. Лигногумат вносили в почвы в виде 10%-ного водного раствора из расчета 0.25% от массы почвы.

Дизайн эксперимента. Образцы сильно- (S1) и слабоокультуренной почвы (S2) разделяли на две равные части, в одну из которых вносили смесь водных растворов солей ТМ в количестве 10 мл/кг и тщательно перемешивали. Вторую часть почвы увлажняли равным объемом дистиллированной воды. Полученные образцы почв, влажность которых составляла около 60% от полевой влагоемкости, оставляли на 7 суток при комнатной температуре для равномерного распределения воды и солей ТМ. Затем почвенные образцы S1 и S2 с добавками солей металлов или воды делили на четыре части (варианты), одна из которых служила контролем для углеродсодержащих добавок (биоуголь и лигногумат – отдельно и вместе) и ТМ. Подготовленные таким образом почвенные образцы (для каждой почвы 8 вариантов) инкубировали еще 7 суток при комнатной температуре.

Почву каждого варианта распределяли по трем вегетационным сосудам (повторности) объемом 3 л по 2.5 кг в каждый, из которых отобрали образцы для химических анализов и лабораторного фитотестирования. Затем сосуды с почвой засевали семенами горчицы белой Sinapis alba L. (10 семян на сосуд) и помещали для выращивания растений в теплицу (средняя температура воздуха 16.8°C, средняя влажность – 61%) на 30 суток. Влажность почвы в сосудах контролировали периодическим взвешиванием с последующим добавлением дистиллированной воды. По окончании вегетации растения извлекали из сосудов для определения морфометрических характеристик и биомассы, а почвенные образцы отбирали для химических анализов и оценки хронической фитотоксичности.

В экспериментах анализировали следующие образцы обеих почв (S1 и S2): контроль (К), лигногумат (Л), биоуголь (Б), лигногумат и биоуголь (ЛБ); ТМ – контроль (ТМ), ТМ и лигногумат (ТМЛ); ТМ и биоуголь (ТМБ); ТМ, лигногумат и биоуголь (ТМЛБ).

Фитотестирование проводили с применением сидератной культуры – горчицы белой (Sinapis alba L.) Острую фитотоксичность оценивали в лабораторном эксперименте и хроническую – в условиях теплицы.

Оценку острой фитотоксичности почвенных образцов проводили по развитию проростков семян горчицы в пластиковых планшетах согласно стандартной методике измерения биологической активности гуминовых веществ методом фитотестирования “Фитоскан”, (ФР.1.39.2012.11560) [9] аппликатным и элюатным способами.

При аппликатном способе увлажненную (60% от полной влагоемкости) почву массой 60 г помещали в нижнюю камеру пластикового двухкамерного планшета, укрывали одним слоем фильтровальной бумаги, на которую раскладывали семена растений (в каждый планшет – по 10 семян, на каждый вариант по 3 планшета).

При элюатном способе оценивали эффект водной вытяжки (элюата) из образцов почв, приготовленной стандартным способом при соотношении почва : вода – 1 : 4. В этом варианте в нижнюю камеру пластикового планшета помещали три слоя фильтровальной бумаги, пропитанные водной вытяжкой из почвенных образцов (8 мл в каждый планшет). Планшеты выдерживали при температуре 24 ± 2°C в течение 96 ч. По окончании экспозиции регистрировали всхожесть и длину корней проростков семян горчицы. Контролем служили проростки семян в планшетах на увлажненной дистиллированной водой фильтровальной бумаге. Определение острой фитотоксичности проводили перед началом и по окончании 30-ти суточной экспозиции сосудов с растениями. Фиксировали изменение всхожести семян и длину корней проростков горчицы в опыте относительно контроля.

Оценку хронической фитотоксичности почв проводили в вегетационных сосудах согласно ГОСТ Р ИСО 22030-2009. Длительность экспозиции составила 30 суток при температуре от 22 до 28°С. Оценивали всхожесть, биомассу растений (с корнями), ростовые и морфометрические характеристики растений, а также накопление металлов путем расчета коэффициента накопления как отношения содержания элемента в сухой биомассе всего растения к его валовому содержанию в почве.

Химический анализ. Образцы почв для химического анализа высушивали при комнатной температуре, растирали в ступке. Во всех вариантах опыта определяли рН водной суспензии, содержание общего углерода (ISO 14235:1998), общего азота (N_общ, CNHS анализатор Elementar EL III), аммонийного азота (ГОСТ 26489-85, фотометр Hach DR 2800), нитратного азота (ПНД Ф 16.1.8-98, хроматограф Dionex ICS 2000), подвижных соединений фосфора и калия (метод Кирсанова, спектрометр Aglient 5110 ICP-OES).

Концентрацию водорастворимой формы меди, цинка и свинца определяли в водной вытяжке (1 : 10); валовое содержание после разложения образцов почв царской водкой (смесь азотной и соляной кислот в соотношении 1 : 3) и обработки в микроволновой печи. Определение содержания ТМ в растениях проводили в высушенных измельченных пробах после обработки смесью азотной кислоты и перекиси водорода (7 мл/1 мл) и озоления в микроволновой печи Milestone ETHOS D (Milestone Laboratory, Agriculture/Food/Environment, Rev.0/2002). Все измерения ТМ проводили методом ИСП-ОЭС на оптико-эмиссионном спектрометре Agilent 5110 (М-МВИ-80-2008).

Статистическая обработка данных. Результаты обрабатывали с применением однофакторного дисперсионного анализа; достоверность различий оценивали с помощью теста Тьюки (p ≤ 0.05). Финальные данные обрабатывали с применением метода главных компонент с учетом переменных, характеризующих ростовые характеристики тест-растений в вегетационном опыте (длина корней, длина побегов на 30 сутки, сухая биомасса, количество цветков на 1 растение) и содержание ТМ в почвах (валовое содержание и водорастворимая форма). Все расчеты сделаны в статистическом пакете Statistica 10 (StatSoft Inc., США).

РЕЗУЛЬТАТЫ

Химическая характеристика почвенных образцов. Данные химического анализа показали, что исследуемые почвы значительно (в 3 раза) различались по содержанию органического вещества. Почва S1 помимо высокого содержания гумуса характеризовалась также высокой обеспеченностью азотом, фосфором и калием, тогда как в бедной гумусом почве S2 содержание питательных элементов было в разы меньше (табл. 1). Эти показатели определяют уровень плодородия, а также, что важно для нашего эксперимента, разную буферную способность и устойчивость к загрязнению ТМ. Кроме того, почвы различались исходным содержанием меди, свинца и цинка, причем концентрации этих металлов были больше в богатой углеродом почве (Cu и Pb в 2 раза в, а Zn почти в 3 раза), что свидетельствует о бóльших дозах удобрений, применявшихся на этом поле и определенном обогащении почвы элементами, входившими в состав удобрений. Согласно установленным критериям степени загрязненности исходя из полученных данных химического анализа о содержании ТМ, почвы обоих полей следует отнести к категории незагрязненных. Таким образом, испытуемые добавки загрязняющих веществ (меди, свинца и цинка) и углеродсодержащих веществ – лигногумата и биоугля, вносились в исходно нетоксичные по химическим показателям почвы. Внесенные дозы металлов согласно установленным нормативам (ГН 2.1.7.2511-09) пятикратно превышают допустимые значения их концентраций в почвах такого типа.

Внесение солей ТМ естественно привело возрастанию содержания цинка. меди и свинца более чем на порядок, а также к снижению рН почвы.

Следствием добавки биоугля было 2–3-кратное увеличение содержания органического углерода в почве S1 и 3–5-кратное увеличение содержания органического углерода в почве S2, при этом в 2–4 раза сократилась обогащенность органического вещества азотом (C : N).

Добавки лигногумата лишь незначительно повысили уровень органического углерода и подвижного калия, а также незначительно повлияли на другие показатели почв (табл. 1).

Химический анализ водной вытяжки. Наибольшей миграционной способностью и доступностью для растений обладают растворимые в воде соединения ТМ, о концентрации которых можно судить по содержанию ТМ в водных вытяжках, приведенных в табл. 2. Результаты опыта показали, что, несмотря на высокий уровень загрязнения почв, в водную вытяжку переходит лишь незначительная часть ТМ в соответствии с растворимостью их соединений и константами устойчивости комплексов, причем наиболее значительно в водную вытяжку переходит цинк.

При одинаковом уровне внесения ТМ в почвы, их выход в водную вытяжку из слабоокультуренной почвы на порядок выше, чем на сильноокультуренной почве. Это явление связано с тем, что в высокоокультуренной почве за счет высокого содержания органического вещества количество сорбционных центров, с которыми могут прочно связаться ТМ, намного больше, чем в слабоокультуренной.

Влияние углеродсодержащих препаратов на подвижность ТМ в условиях модельного загрязнения также различалось в зависимости от степени окультуренности почвы. В почве S1 некоторое уменьшение содержания водорастворимых форм выявлено только после 30-дневной экспозиции и выращивания горчицы. В почве S2 ремедиационный эффект препаратов выражен значительно сильнее: содержание водорастворимых форм ТМ снижалось для всех изученных элементов в 1.5–3 раза.

Оценка фитотоксичности. Влияние ТМ на почвы, различающиеся по содержанию органического углерода, проявилось в разной степени ингибирования всхожести и длины корней растения S. alba.

Различия между сильно- и слабоокультуренными образцами почв с ТМ заметны как при аппликатном, так и элюатном способах оценки острой фитотоксичности (рис. 1).

Рис. 1.

Влияние полиметаллического загрязнения и углеродсодержащих препаратов на всхожесть семян (A) и длину корней (Б) тест-растений S. alba в сильно- (S1) и слабоокультуренной (S2) почве при элюатном, аппликатном и вегетационном фитотестировании. Среднее ± стандартная ошибка среднего (n = 3); величины с разными буквами различаются значимо (p ≤ 0.05, критерий Тьюки). К – контроль, Л – лигногумат, Б – биоуголь, ЛБ – лигногумат и биоуголь, ТМ – тяжелые металлы, ТМЛ – тяжелые металлы и лигногумат; ТМБ – тяжелые металлы и биоуголь, ТМЛБ – тяжелые металлы, лигногумат и биоуголь.

При элюатном способе фитотестирования элюат из загрязненного ТМ образца S2 подавлял рост корней на 21% относительно контроля, тогда как элюат из образца S1 оказался нетоксичным.

При фитотестировании образцов аппликатным способом различия в тест-параметрах между почвами были еще заметнее. Всхожесть семян в вариантах почвы S1 с добавками достоверно не отличалась от образцов без добавок, в то время как в почве S2, загрязненной ТМ, всхожесть семян снижалась более чем на 50%. При этом добавки биоугля в отдельности и совместно с лигногуматом несколько повышали их всхожесть, однако эти изменения не были достоверно значимыми. В почве S1 наблюдалось подавление роста корней на 35%, а в почве S2 – на 99%.

Оценка развития растений в вегетационном опыте подтвердила существенные различия в реакции разных почв на действие тяжелых металлов. Как видно из представленных данных, ТМ ингибировали рост корней растений всего лишь на 10% в образцах S1, в то время как в почве S2 воздействие ТМ выразилось в полном подавлении роста растений в вегетационных сосудах.

Достоверного влияния лигногумата и биоугля на исследованные во всех трех биотестах показатели развития корней и всхожести не обнаружено ни в одном из вариантов, за исключением варианта богатой почвы S1 со смесью лигногумата и биоуголя, в котором ремедианты несколько нейтрализовали токсический эффект ТМ (аппликатный способ).

В вегетационном опыте реакция растений на полиметаллическое загрязнение оценивалась дополнительно по ряду других стандартных тест-параметров (ГОСТу Р ИСО 22030-2009): были зафиксированы различия между вариантами по длине ростков во временной динамике, развитию цветков, листьев и биомассе (рис. 2).

Рис. 2.

Влияние полиметаллического загрязнения и углеродсодержащих препаратов на длину побегов (А, Б), биомассу (В, Г), количество листьев (Д) и цветков (Е) тест-растений S. alba в сильно- (S1) и слабоокультуренной (S2) почвах при вегетационном фитотестировании. Среднее ± стандартная ошибка среднего (n = 3); величины с разными буквами различаются значимо (p ≤ 0.05, критерий Тьюки). Обозначения вариантов см. рис. 1.

Длина побегов растений на незагрязненных образцах обеих почв достоверно не различалась ни на 14-е, ни на 30-е сутки (рис. 2, А, Б). При внесении ТМ наблюдалось достоверное угнетение роста растений, при этом в почве S1 примерно на 30%, в почве S2 – на 100%.

Аналогичные изменения наблюдались и по показателю биомассы. Внесение лигногумата и биоугля не оказало значимого влияния на длину ростков и биомассу в обеих почвах. Улучшения ростовых параметров и биомассы при их внесении по фону загрязнения ТМ ни в одной, ни в другой почве не наблюдалось.

ТМ в почве S1 вызвали достоверные изменения в формировании листьев растений и полностью подавили формирование цветков. Внесение углеродсодержащих препаратов не снизило токсический эффект ТМ и по этим показателям.

Содержание ТМ в растениях. Растения горчицы, выросшие на незагрязненных почвах, характеризовались невысоким содержанием Cu, Pb и Zn (табл. 3). После внесения биоугля содержание Cu и Pb увеличилось в 1.5 раза, при внесении лигногумата в 2 раза, а при их совместном внесении в 1.6 раза. Содержание Zn увеличилось в меньшей степени. Можно отметить, что углеродсодержащие препараты в незагрязненных образцах способствуют некоторому накоплению ТМ в биомассе растений, но до безопасных уровней.

Загрязнение почв металлами вызвало значительное их накопление в биомассе растений: содержание Cu в растениях увеличилось в 20 раз, Pb – в 14 раз, а Zn – в 34 раза.

Внесение лигногумата в загрязненную почву (ТМЛ) вызывало снижение содержания в растениях Cu на 45%, Pb на 12%, Zn на 28% по сравнению с растениями, выросшими на загрязненной почве без добавок (ТМ). Биоуголь практически не повлиял на накопление растениями Zn, однако привел к повышению содержания в растениях Cu (на 28%) и Pb (на 45%). Его совместное применение с лигногуматом способствовало снижению содержания в растениях Zn (на 9%), тогда как содержание Cu и Pb увеличилось. Были рассчитаны коэффициенты накопления растениями Cu, Zn и Pb для вариантов опыта на высокоокультуренной почве S1 (табл. 4). Полученные закономерности различны в зависимости от природы элемента. Для Сu и Pb наблюдается общая закономерность: при низком содержании элемента в почве накопительная способность растений увеличивается (что согласуется с литературными данными [11, 26]), причем оба ремедианта способствуют их аккумуляции в растении. Zn, наоборот, больше накапливается растениями горчицы при высоком содержании элемента в почве. По высокому фону содержания ТМ для всех трех элементов наблюдается снижение их биоаккумуляции при внесении лигногумата, тогда как биоуголь не оказывает ремедиационного эффекта.

Взаимосвязь результатов фитотестирования и химической характеристики почвы. Метод главных компонент (ГК) позволил обобщить и выявить закономерности в изменении реакций растений в зависимости от почвенных свойств. Показано, что первые две ГК являются наиболее значимыми (собственные значения >1) и объясняют суммарно 87% общей изменчивости экспериментальных данных (рис. 3).

Рис. 3.

Проекция переменных (А) и проекция наблюдений (Б) на первую и вторую главные компоненты. А: 1 – длина корней на 30 сут, мм; 2 – длина побегов на 30 сут; 3 – сухая биомасса; 4 – количество цветков на 1 растение; 5 – валовое содержание Cu в почве; 6 – валовое содержание Pb в почве; 7 – валовое содержание Zn в почве; 8 – содержание Cu в вытяжке; 9 – содержание Pb в вытяжке; 10 – содержание Zn в вытяжке; обозначения см. рис. 1.

Установлено, что характеристикой, определяющей параметры развития растений (длину ростков, корней, биомассу, число листьев и цветков) являются почвенные свойства: присутствие ТМ (ГК1) и степень окультуренности (гумусированности) (ГК 2). Ремедиирующий эффект лигногумата и биоугля на образцах загрязненных почв не проявился. И в той, и в другой почве загрязненные ТМ образцы без ремедиантов и с ремедиантами попадают в одни и те же группы.

ГК 1 отражает преимущественно градиент изменения содержания ТМ и параметры развития растений в почвах с разными вариантами обработки, а ГК 2 – взаимосвязь гумусированности и параметры развития растений. Вдоль ГК 1 показана четкая дифференциация почв с ТМ (слева) и без их внесения (справа). Распределение почв вдоль ГК 2 связано преимущественно с исходными свойствами почв.

ОБСУЖДЕНИЕ

Результаты фитотестирования показали, что при полиметаллическом загрязнении равным количеством тяжелых металлов (Cu, Pb, Zn) агродерново-подзолистых почв, различающихся в 3 раза по содержанию органического углерода и в целом по степени окультуренности, токсичность почв заметно отличается. Подобная закономерность во влиянии неблагоприятного гумусного состояния на повышение экологических рисков при выраженном техногенном загрязнении почв отмечалась ранее [4, 11, 14, 16]. В частности, в сильноокультуренных песчаных дерново-подзолистых почвах на третий год после загрязнения подвижность Pb и Cd уменьшалась на 37 и 25% соответственно, что приводило к сокращению уровня накопления Pb и Cd в продукции в 1.6–2.4 раза относительно слабоокультуренных почв [4].

Изменение подвижности металлов в почве при разном содержании органического углерода свидетельствует о тесной связи токсикантов с органическим веществом. Биодоступность катионов цинка, меди и свинца в исследованных агродерново-подзолистых почвах с разным содержанием органического углерода хорошо коррелирует с результатами фитотестирования.

В соответствии со стандартными методиками анализ токсичности водной фазы почв проводится по вытяжке (элюату) в соотношении 1 : 4 [9, 32], которая является лишь имитацией почвенного раствора. Тем не менее, такой скрининговый способ информативен при сравнительной оценке биодоступности токсикантов. Элюат образцов слабоокультуренной почвы (S2) с ТМ оказал токсическое действие на рост корней в три раза большее, чем элюат образцов сильноокультуренной почвы (S1). Элюат почвы S1, загрязненной ТМ, оказывал даже небольшое (13%) стимулирующее действие на рост корней, что связано с закреплением токсичных катионов металлов на твердых частицах почв, как об этом свидетельствуют сравнительные данные химического состава водной вытяжки и почв. Уменьшению доступности в сильноокультуренных почвах может способствовать и фосфор, связывающий ТМ в нерастворимые фосфаты. Одновременно с ТМ в водную вытяжку переходят питательные вещества, которых больше в сильноокультуренной почве, и поэтому в этом варианте наблюдается нейтрализация токсического эффекта металлов.

Сравнение элюатных и аппликатных способов биотестирования проводили на образцах разных почв (аллювиальных луговых насыщенных, агродерново-подзолистых пахотных, дерново-подзолистых типичных), загрязненных токсикантами [13, 14, 28]. Отклики гидробионтных тест-организмов, широко применяемых для оценки токсичности элюатов, закономерно характеризовали изученные почвы как значительно менее токсичные, чем реакции тест-организмов, непосредственно контактировавших с почвами (черви и семена растений Eisenia fetida и Sinapis alba) [14]. Такие различия свидетельствуют о необходимости совершенствования методик оценки токсичности жидкой фазы почв.

Результаты вегетационного опыта (определение хронической токсичности) наиболее ярко продемонстрировали положительную роль окультуривания в детоксикации почв: загрязнение ТМ привело к угнетению развития растений в почве S1 (примерно на 30%), а в почве S2 – к полной гибели. Наблюдается наибольшая положительная корреляция данных аппликатного лабораторного и вегетационного фитотестирования (k – 0.8), тогда как между результатами элюатного и вегетационного фитотестирования она наименьшая (k – 0.1).

Для нейтрализации неблагоприятных воздействий и восстановления экологических функций почв применяют углеродсодержащие ремедианты. В некоторых случаях описывается кумулятивный эффект гуминовых продуктов и биоугля на снижение токсичности почв, загрязненных тяжелыми металлами в натурных условиях [28]. В нашей работе фитотоксичность ТМ в большей степени зависела от степени гумусированости (окультуренности) почвы, чем от внесения ремедиантов. В целом можно констатировать, что лигногумат чаще оказывал положительное действие, сокращая биодоступность ТМ, по сравнению с биоуглем, эффективность которого в исследованных вариантах была заметна в основном лишь в сочетании с лигногуматом (табл. 4).

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Невозможно охарактеризовать состояние биоты при одних и тех же нагрузках в разных экологических условиях на основе данных только химических анализов. Резистентность к тяжелым металлам сильногумусированных почв отмечалась во многих работах [4, 7, 8, 10, 11], однако в нормативных документах и методических рекомендациях по оценке почв корреляции между тест-реакциями живых систем и допустимым содержанием токсикантов при разном уровне содержания органического углерода не отражены. Действующим нормативным документом, согласно которому в настоящее время осуществляют оценку уровня загрязнения почв и мониторинг содержания тяжелых металлов в почвах, является ГН 2.1.7.2511-09 “Ориентировочно допустимые концентрации (ОДК) химических веществ в почве”. В нем при регламентации ОДК ТМ рассматриваются лишь особенности гранулометрического состава почв (песчаные и супесчаные, глинистые и суглинистые) и значения кислотности (рН_KCl > 5.5 или <5.5), в зависимости от которых значения ОДК Cu, Pb, Zn могут изменять более чем в четыре раза. Наши результаты показывают, что различия по содержанию органического углерода в почвах в три раза при сходном уровне рН и гранулометрического состава обеспечивают значимо разную реакцию растений на одну и ту же концентрацию тяжелых металлов. Из этого следует, что при разработке нормативов ориентировочно допустимого содержания ТМ для сходных по рН и другим физико-химическим параметрам почв одного типа (агродерново-подзолистые) необходимо учитывать различия по содержанию гумуса.