Почвоведение, 2023, № 12, стр. 1654-1670

ВВЕДЕНИЕ

Синтетические и комбинированные гельформирующие почвенные кондиционеры успешно используются в современном земледелии и ландскейпинге для оптимизации водоудерживающей способности и влагопроводности почв, создания водоустойчивой агрегатной структуры, защиты от водной и ветровой эрозии, а также в качестве агентов для систем с контролируемым высвобождением агрохимикатов и средств защиты растений в ризосфере [4, 9–11, 28, 30, 39–41, 53]. Небольшие эффективные дозы таких кондиционеров (0.05–0.3%) в 10 или даже в 100 раз ниже по сравнению с традиционными почвенными мелиорантами, обеспечивают их высокую потенциальную рентабельность не только при непосредственном применении, но и в логистике [5, 6, 15, 34, 40]. Такие дозы способны увеличивать водоудерживающую способность почв в 3–5 раз, диапазон доступной влаги в 1.5–2 раза, сокращать физическое испарение в 1.3–3 раза и непродуктивные потери при инфильтрации до 2–10 раз [5, 6, 8, 15, 34, 40–42, 48, 51]. Аналогичные и меньшие дозы гельформирующих полимерных материалов прочно агрегируют частицы почвы и защищают их от водной и ветровой эрозии [25, 34, 51].

Однако большинство подобных оценок дается для лабораторных испытаний гельформирующих почвенных кондиционеров, тогда как в реальной биологически и биохимически активной почвенной среде присутствуют факторы, способные лимитировать эффективность таких материалов. Наиболее серьезным и не учитываемым в должной мере фактором является биодеградация полимерных суперабсорбентов [3, 25, 27, 37, 38, 43, 45, 47, 52]. Ранее [37] на основе термодинамического анализа динамики водоудерживания легких почв под воздействием радиационно-сшитого полиакриламида (ПАА) выявлено значительное (от 30–50% и более) сокращение влагоемкости образцов в диапазоне давлений 0–1000 кПа (метод центрифугирования) в процессе 6-месячного инкубационного эксперимента при разных температурах от 20 до 37°С. Фактически аналогичные результаты были получены для иранского акрилового суперабсорбента Super AB, A-200 в полевых лизиметрических экспериментах с последующим термодинамическим анализом кривых водоудерживания в диапазоне 0–1600 кПа (метод мембранного пресса) в исследовании [8]. Однако в этом исследовании авторы, по-видимому, руководствуясь традиционной точкой зрения об устойчивости к биодеградации таких материалов, не стали связывать потери в водоудерживании с биодеструкцией суперабсорбента, ограничившись широким понятием “старение” материала и супрессией его набухания под действием внешнего (литологического) давления или осмотического стресса со стороны электролитов порового раствора. Но в последнее время все больше исследователей склоняется к мысли об условности традиционного деления суперабсорбентов на “биоразлагаемые” (обычно биополимеры-полисахариды и композитные гели на их основе) и устойчивые к биодеградации (обычно синтетические акриловые, акриламидные, акрилонитриловые и другие полимеры), подчеркивая потенциальную значимость биодеградации в поведении обоих классов гельформирующих суперабсорбентов в почвах [4, 9, 11, 28, 30, 37, 38, 43].

Цель работы – инструментальная оценка биодеградации композитных гельформирующих почвенных кондиционеров с акриловой полимерной матрицей в полностью автоматизированном инкубационном эксперименте на базе оборудования PASCO (США) для мониторинга эмиссии диоксида углерода. Это методологическое исследование продолжает предыдущую разработку на базе кинетической оценки биологического потребления кислорода (БПК) при длительной инкубации гидрогелей с использованием системы автоматических манометрических анализаторов БПК для почв (Velp Respirometric Sensor System 6 for Soils) итальянской компании VELP [43]. Основные задачи включали адаптацию нового оборудования к исследованиям биодеградации гельформирующих почвенных кондиционеров, получение и типизацию экспериментальных кинетических кривых эмиссии CO₂ в процессе инкубации гелей, разработку их физически обоснованных моделей для адекватного описания экспериментальных данных и расчета базовых показателей биодеградации в виде периодов полураспада исследуемых материалов, а также проведение сравнительной оценки устойчивости гелей к биодеградации в зависимости от их состава и условий инкубации.

ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ

Исследовали полимерные композиционные гельформирующие материалы для кондиционирования почв, синтезированные в РФ (патенты RU № 2726561, RU 2639789) под торговой маркой Aquapastus [39]. В их состав входили акриловые сополимеры на основе акриламида и солей акриловой кислоты, а также различные наполнители синтетической полимерной матрицы в виде отходов биокаталитического производства акриламида, диспергированного торфа, солей гуминовых кислот и различные технологические добавки, например, микроэлементы, стимуляторы роста или биоциды. В качестве сшивающего агента использовали метилен-бис-акриламид. Водопоглощение инновационных продуктов при свободном набухании в дистиллированной воде варьировало от 340 до 500 кг/кг для гранул размером около 1 мм. Гидрогель Aquapastus-11 (A11) представляет собой базовый сополимер акриламида и акрилата аммония, заполненный (28%) твердыми отходами биокаталитического производства акриламида в виде смеси микробных клеток, клеточных агломератов и фильтроперлита. Его модификация включала внедрение 0.1% добавки ионов серебра (гель A11-Ag) с предположительной целью ингибирования биодеградации композита. Два других опытных материала A22 и A22-Ag из линейки инновационных российских гидрогелей Aquapastus, наряду с сополимером акриламида и акрилатом натрия, содержали мелкодисперсный торф в качестве наполнителя (23.5%) и 0.1% ионного серебра, встроенного в полимерную матрицу. Необходимая для количественной оценки биодеградации гелей информация об их гигроскопичности и содержании углерода, полученная стандартным весовым методом и сжиганием в кислородной смеси с использованием С-анализатора АН-7529, представлена в табл. 1.

Инновационные российские почвомодификаторы сравнивали друг с другом, а также с известными международными брендами суперабсорбентов Aquasorb (SNF-group, https://www.snf-group.com) и Zeba (UPL-group, https://www.upl-ltd.com) на основе полиакриламида, акриловой кислоты и крахмала. Подробные описания синтеза, состава и результатов предварительных лабораторных испытаний композитов Aquapastus по сравнению с Aquasorb и другими зарубежными брендами для кондиционирования почв представлены в предыдущих публикациях [39, 41] и патентах RU №2726561, RU 2639789.

Перед инкубационными экспериментами из воздушно-сухих препаратов массой 400 мг были получены набухшие гелевые структуры в соотношении 1 : 100 массы абсолютно сухого геля и жидкой фазы. Использовали два типа жидкой фазы – чистая дистиллированная вода и дистиллированная вода с водным экстрактом из компоста, состоящего из гниющих овощей и фруктов (картофель, лук, яблоки, виноград, апельсины) с почвенным перегноем. Гелевые структуры помещали в герметизируемые инкубационные флаконы со свободным объемом 200 мл и встроенным беспроводным цифровым датчиком углекислого газа PS-3208 (PASCO Scientific, США, https://www.pasco.com), позволяющим осуществлять непрерывный мониторинг эмиссии СО₂ в процессе инкубационного эксперимента. Закрытые флаконы с гелями и настроенными на отбор показаний через каждые 5 мин датчиками PS-3208 устанавливали в термостат Binder ED023-230V (Германия) и экспонировали в течение 24–72 ч при постоянной температуре 30°C, оптимальной для аэробной биодеградации.

По завершении эксперимента датчик через USB-порт присоединяли к компьютеру и с помощью программного обеспечения PASCO данные о динамике СО₂ считывали из памяти датчика и экспортировали в электронные таблицы MS Excel для дальнейшей математической и статистической обработки, а также подготовки иллюстративного материала. Аппроксимацию экспериментальных кривых предложенными в исследовании физически-обоснованными моделями кинетики микробного роста и эмиссии СО₂ с необходимой статистической оценкой параметров аппроксимации осуществляли в программе S-Plot 11 на базе приложения “Regression Wizard” для нелинейной регрессии.

РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ

Типы кинетических кривых и их физически обоснованное моделирование. На рис. 1 приведены основные типы кривых динамики концентрации диоксида углерода в процессе инкубации гельформирующих почвенных кондиционеров. Наиболее распространенный тип 1 представлен выпуклой кривой с быстрым увеличением концентрации СО₂ на начальной стадии инкубации и последующим постепенным замедлением с выходом на постоянный (квазилинейный) небольшой прирост в конце эксперимента. Такая форма может быть объяснена ингибированием скорости биодеградации недостатком кислорода при его расходе в закрытом для газообмена флаконе [23, 32, 43].

Более сложная форма кинетических кривых наблюдалась у типа 2 со сменой вогнутого участка на выпуклый по мере аккумуляции СО₂ во времени. Начальный участок с замедленной скоростью прироста СО₂ нередко интерпретируется как лаг-фаза развития микробной популяции, разлагающей органический субстрат [2, 23]. После лаг-фазы наступает активный рост колонии с быстрой деструкцией органического субстрата и эмиссией СО₂. Лимитирование кислородом, а возможно и синхронное ингибирование микроорганизмов избытком СО₂ замедляют их рост и биодеградацию субстрата, поэтому кинетическая кривая приобретает выпуклую форму с квазилинейным небольшим приростом концентрации СО₂ на заключительной стадии эксперимента по аналогии с кривыми 1 типа.

Наиболее редкий тип 3 характеризовался постоянным (квазилинейным) приростом содержания СО₂ в инкубаторе на протяжении всего эксперимента. Он может быть объяснен как краткостью эксперимента, так и податливостью к биодеградации изучаемого органического субстрата с интенсивным выделением СО₂ без существенного эффекта ингибирования этого процесса.

В литературе по моделированию биодеградации известны указанные выше типы кинетических кривых, и для их количественного описания предложен ряд эмпирических моделей [7, 23]. Наиболее известная модель [23] способна достаточно адекватно аппроксимировать как первый, так и второй тип кинетических кривых:

где С_(t) – содержание CO₂ в инкубаторе в зависимости от времени (t), t₀ – время задержки до начала интенсивного выделения СО₂ (лаг-фаза), a – асимптота кинетической кривой или максимально возможное количество СО₂, которое может быть достигнуто при длительной инкубации материала, способного к биодеградации. Эта модель описывает лишь выпуклую форму кривых биодеградации, полностью игнорируя участок лаг-фазы, поэтому для кривых 2 типа ее применение получается весьма условным. Также в отличие от прогноза по модели (1) реально наблюдаемые кинетические кривые всех трех типов имели на последней стадии инкубации вместо асимптотического конечного значения a четко выраженный квазилинейный участок с постоянной скоростью прироста СО₂. Такая специфика экспериментальных данных и недостатки известных эмпирических уравнений для их описания потребовали разработки новых, физически обоснованных кинетических моделей биодеградации органических гельформирующих субстратов применительно к условиям изотермической инкубации в закрытой по массообмену системе.

Ключевая идея разработки состояла в разбиении кривой биодеградации на два участка – быстрой (нелинейной) и медленной (квазилинейной) стадий с условной границей по времени между ними (t_a) и постадийном кинетическом описании моделируемой кривой линейной комбинацией наиболее адекватных каждому участку кинетических моделей. Для описания кривых первого типа на начальном участке (t ≤ t_a) воспользуемся результатами предшествующей работы по кинетике БПК в аналогичных инкубационных экспериментах для оценки биодеградации гельформирующих почвенных кондиционеров [43]. Поскольку скорость БПК и выделения СО₂ линейно связаны через молярное соотношение этих газов и реакции аэробной биодеструкции органического материала, кинетическая модель динамики БПК [43] может быть адаптирована к процессу выделения СО₂ в закрытом флаконе в следующем виде:

где С, K – текущее и предельное содержание СО₂ в замкнутом объеме флакона для инкубации, г/м³; k – кинетическая константа процесса биодеградации на быстрой стадии, ч^–1. Дифференциальное уравнение (2) моделирует постепенное замедление скорости биодеградации органического материала и выделения СО₂ вплоть до нуля при достижении предельного уровня диоксида углерода (K) или, соответственно, максимального БПК, согласно [43]. Решением (2) при допущении незначительного (близкого к нулю) начального содержания СО₂ в атмосфере инкубатора является экспоненциальная функция (3), описывающая динамику накопления СО₂ в закрытом инкубаторе:

С математической точки зрения уравнение (3), очевидно, тождественно эмпирической модели (1) [23] при отсутствии лаг фазы (t₀ = 0).

Более сложная форма кривой второго типа предполагает наличие замедления (лаг-фазы) с последующим быстрым ростом эмиссии СО₂ на начальном участке (t ≤ t_a). Обычно подобная S-образная кривая является следствием кинетики 2 порядка с ограничением роста микроорганизмов-деструкторов экологической “емкостью среды” по классической модели Ферхюльста–Перла [19]:

где K – параметр “емкости среды” в пересчете на предельное содержание диоксида углерода, г/м³; r – мальтузианский параметр роста (кинетическая константа), ч^–1. Аналитическое решение этой модели дает логистическую функцию следующего вида: где Q – безразмерный показатель, связанный с начальными условиями роста колонии микроорганизмов. Проверка адекватности уравнения (5) для описания кривых 2 типа на участке (t ≤ t_a) выявила расхождения экспериментальных и модельных данных (рис. 2, табл. 2). Однако небольшая модификация классической модели Ферхюльста–Перла привела к качественно новому виду сигмоид, оказавшихся более адекватными для описания экспериментальных кривых 2 типа. Такая модификация предполагала дополнительное замедление скорости роста микроорганизмов-деструкторов обратно пропорционально времени эксперимента:

Физическое объяснение подобной нелинейной кинетики для биодеградации органических субстратов дается в монографии [1] степенной связью кинетической константы с концентрацией субстрата в исходном автономном уравнении (классическая модель Мозера [1]). Аналитическое решение модели (6) дает семейство сигмоид, среди которых наиболее подходящей для описания экспериментальных кинетических кривых 2 типа оказалась функция (7):

где Q – константа интегрирования на отрезке t > 0. На рис. 2 и в табл. 2 приведен пример аппроксимации кривой 2 типа у почвенного кондиционера Aquasorb сигмоидами (5) и (7) на участке (t ≤ t_a), из которого видно, что функция (7) лучше соответствует экспериментальным данным с более высоким коэффициентом детерминации (R²) и трехкратным снижением стандартной ошибки аппроксимации (s).

Медленный (квазилинейный) участок кинетических кривых при t > t_a адекватно аппроксимируется уравнением прямой с постоянным угловым коэффициентом, отражающим скорость прироста содержания диоксида углерода во флаконе для инкубации. Поскольку функции (3) и (7) имеют пределом константу K, для объединения нелинейного (быстрого при t ≤ t_a) и квазилинейного (медленного при t > t_a) участков кинетических кривых удобно использовать алгебраическую сумму этих функций с уравнением прямой. При этом для сравнения разных по временным масштабам и уровню накопленного СО₂ кривых был проведен их скейлинг с вводом безразмерных переменных концентрации СО₂ (y = C/C_max) и времени (x = t/t_max), где C_max, t_max – максимальные значения содержания СО₂ и времени продолжительности эксперимента соответственно. В этом случае для описания кривых 1 типа во всем диапазоне комбинация уравнения (3) с уравнением прямой в безразмерном виде дает функцию (8):

где a = K/C_max, b = t_maxk – безразмерные концентрационный и кинетический параметры модели.

По аналогии для скейлинговых кинетических кривых 2 типа получаем аппроксимирующую модель (9):

где a = K/C_max, x₀ = Q^{–(1 +r)}/t_max – безразмерные константы.

Новые модели (8), (9) удобно использовать не только для описания кинетических кривых динамики СО₂ в инкубационных экспериментах, но и для оценки по ним способности к биодеградации исследуемых гельформирующих материалов. Традиционно показателем интенсивности биодеградации является период полураспада (T_0.5) органического вещества или время разложения половины его исходного количества [32]. В первом (линейном) приближении период полураспада можно рассчитать по данным о проценте разложения (потери массы) органического материала (D%) за известное время инкубации (T_D) по следующей формуле [38]:

Если по кинетическим кривым оценен безразмерный показатель (a) в моделях (8) и (9), несложно перевести его в удельную скорость эмиссии диоксида углерода (A, г СО₂/(м³сут)) на последней (квазилинейной) стадии биодеградации с постоянной интенсивностью, установившейся после развития микробной популяции организмов-деструкторов:

где K, гСО₂/м³; t_max – нормирующие характеристики максимального содержания диоксида углерода и продолжительности инкубационного эксперимента, ч; 24 – коэффициент перевода часов в сутки. Величина K (гСО₂/м³) оценивается из закона состояния идеального газа по формуле [38]: где X_ppm – определяемое газоанализатором PASCO максимальное объемное содержание СО₂ в инкубаторе, выраженное в ppm, P – атмосферное давление, Па; T – температура инкубации, К; R = = 8.314 Дж/(моль К) – универсальная газовая постоянная, M = 44 г/моль – молярная масса диоксида углерода.

Тогда процент разложения материала на установившейся медленной стадии биодеградации находится как:

где V – объем воздушного пространства флакона, м³; С_орг – процентное содержание органического углерода в инкубируемом материале, %; m₀ – масса воздушно-сухой навески материала, г; W_h – процентное содержание в нем гигроскопической влаги, %; 12/44 – переводной коэффициент, учитывающий массовую долю углерода в СО₂. Подставляя значение D% в формулу (10) и учитывая, что для него параметр T_D = 1 сут, находим период полураспада исследуемого материала. Отметим, что учет гигроскопичеcкой влажности в расчетах величин D% и T_0.5 крайне важен для суперабсорбентов, поскольку они являются высокогигроскопичными материалами со значениями W_h от 30% и выше [42].

Наряду с вышеизложенной оценкой по моделям (8), (9), использовали дополнительные варианты определения T_0.5 в форме потенциального диапазона этой величины $T_{{0.5}}^{{{\text{min}}}}$ – $T_{{0.5}}^{{{\text{fin}}}}$. Нижняя граница этого диапазона ($T_{{0.5}}^{{{\text{min}}}}$) определялась по массе СО₂, выделенного за весь период эксперимента, включая и быструю стадию (t ≤ t_a), что дает следующую формулу для расчета процента разложения:

где С₀, C_max – начальная (атмосферная) и конечная (максимальная) концентрация СО₂ в инкубаторе, г СО₂/м³. Подстановка определенной по уравнению (14) величины D%, наряду со значением времени эксперимента T_D = t_max, в формулу (10) позволяет оценить $T_{{0.5}}^{{{\text{min}}}}$.

Верхняя граница рассматриваемого диапазона ($T_{{0.5}}^{{{\text{fin}}}}$) определяется с помощью непосредственной линейной аппроксимации экспериментальных данных C_(t) на финальной стадии эксперимента (t $ \gg $ t_a) с наиболее медленной скоростью эмиссии уравнением прямой:

где С_K – г СО₂/м³; d – параметры аппроксимации, г СО₂/(м³ ч). Подстановка величины 24d вместо A в формулу (13) дает минимально-возможную оценку D% для инкубационного эксперимента и, соответственно, максимальное значение $T_{{0.5}}^{{{\text{fin}}}}$ по формуле (10).

Практически все исследованные гельформирующие почвенные кондиционеры характеризовались в инкубационных экспериментах кинетическими кривыми 1 или 2 типа. Исключение составил лишь композитный материал Zeba, в состав которого входил легкоразлагающийся компонент в виде крахмала [41]. Для этого гидрогеля кинетическая кривая была представлена прямолинейной зависимостью C_(t) в течение всего эксперимента (тип 3 на рис. 1). Соответственно, для ее аппроксимации можно было с равным успехом использовать как модель (8) (при a $ \ll $ 1), так и уравнение (15) с последующим расчетом периода полураспада материала по формулам (11), (13) и (10).

Сравнительный анализ полученных результатов для разных гидрогелей и условий инкубации. На рис. 3а приведены скейлинговые кинетические кривые эмиссии СО₂ для гельформирующих почвенных кондиционеров, предварительно набухших до водосодержания 100 г/г в дистиллированной воде (далее чистые гели). Все гидрогели, за исключением композитного материала Zeba, характеризовались кривыми 1 типа выпуклой формы с быстрым приростом содержания СО₂ (до 60–80% от максимального) на начальных этапах инкубации (0.2–0.4 t_max) и последующей достаточно медленной стадией установившейся биодеградации с практически постоянным (квазилинейным) увеличением содержания СО₂. Наиболее быстрый выход на квазиравновесную стадию наблюдался у геля Aquasorb (<0.2 t_max). Кинетическая кривая для материала Zeba принадлежала к 3 типу и характеризовалась постоянным приростом СО₂ на всем протяжении эксперимента (рис. 3а). Внедрение в полимерную матрицу инновационных материалов А11-Ag и А22-Ag – биоцидов в виде ионов серебра – не сильно отразилось на форме кинетических кривых эмиссии СО₂, которые стали лишь немного более пологими, т.е. с более замедленным выходом на квазилинейный участок (рис. 3b).

Параметры аппроксимации экспериментальных данных для чистых гелей и композитов с серебром моделью (8) варьировали в диапазонах 0.5 < a < 0.8, 10 < b < 69, за исключением материала Zeba, где использование модели (8) было возможным лишь при очень низких значениях a, b порядка 10^–3 (табл. 3). Все параметры были статистически значимыми при p-value в диапазоне 0.0013–0.0001, что, наряду с высокими коэффициентами детерминации (R² = 0.955–0.999) и небольшими стандартными ошибками аппроксимации (s = 0.01–0.04), свидетельствовало об адекватности новой модели (табл. 3).

Резкие изменения кинетических кривых эмиссии СО₂ возникли для вариантов гидрогелей, набухающих в дистиллированной воде с добавлением компостного экстракта (рис. 4а). Такая обработка привела к смене формы кривых с первого типа на второй. У всех без исключения гельформирующих почвенных кондиционеров на кинетических кривых биодеградации появился участок лаг-фазы с продолжительностью от 0.3 до 0.4 t_max. Интенсивность выделения СО₂ на этом участке не превышала 0.2 С_max (рис. 4а). В дальнейшем лаг-фаза сменялась на этап очень быстрого роста (генерации СО₂) с максимальным относительным наклоном кривых порядка 3/2 на интервале 0.4–0.6 (до 0.8) t_max. Этот этап, в свою очередь, сменялся на квазилинейный участок на заключительной фазе инкубационного эксперимента.

Аппроксимация экспериментальных кривых 2 типа моделью (9) показала ее адекватность (R² = = 0.996–0.998, s = 0.01–0.02) при статистически достоверных на уровне p-value < 0.0001 параметрах, варьирующих в диапазонах: 0.4 ≤ a < 0.8, 9 < r < 14, 0.4 < x₀ < 0.7. Внедрение ионов серебра в полимерную матрицу инновационных композитов А11-Ag и А22-Ag отражалось на кинетических закономерностях их биодеградации сменой типа кривой 2 на 1 (рис. 4b). Следовательно, для этих материалов со встроенным биоцидом условия инкубации, предполагающие набухание гелей в чистой дистиллированной воде или с добавлением компостного экстракта, не повлияли на форму кинетической кривой, принадлежащей к типу 1в обоих случаях.

Отмеченные выше закономерности были присущи скейлинговым кривым и характеризовали относительные изменения кинетики биодеградации у сравниваемых материалов. Абсолютные значения интенсивностей эмиссии СО₂ и темпов биодеградации исследуемых гельформирующих почвенных кондиционеров оцениваются соответствующими нормирующими показателями С_max, t_max, а также рассчитанными по параметрам моделей (8), (9) с использованием теоретических формул (10)–(15) показателями периодов полураспада (табл. 4). Величина С_max варьировала от 1.8 до 135 г СО₂/м³ и была наибольшей в экспериментах с добавлением компостного экстракта, стимулирующего биодеградацию. Время экспериментов обычно не превышало трех суток (t_max = = 60–72 ч), что выгодно отличает новую методологию в сравнении с БПК-анализом, где для аналогичной оценки биодеградации требуется инкубация гельформирующих почвенных кондиционеров в течение 1–3 мес. [43]. Такие различия обусловлены, в первую очередь, низкой точностью манометрических БПК-анализаторов (0.3–1 г О₂/м³) по сравнению с ИФК-газоанализаторами PASCO (0.0–0.02 г СО₂/м³).

Периоды полураспада исследуемых гелей варьировали в широких пределах от 0.1–0.2 до 10–14 лет. Наибольшие величины T_0.5, отражающие максимальную устойчивость к биодеградации, как и ожидалось, были обнаружены у инновационных композитов А11-Ag и А22-Ag с серебряными биоцидами. Интервалы оценок $T_{{0.5}}^{{{\text{min}}}}$–$T_{{0.5}}^{{{\text{fin}}}}$ составили 3.2–10.9 и 6.6–13.9 лет, а расчет по модели (8) T_0.5 = 13.8 ± 0.5 и 12.3 ± 0.3 лет для гелей А11-Ag и А22-Ag соответственно. Такие характеристики существенно (в 2–4 раза и более) превышали периоды полураспада для материалов без биоцидных добавок как в исходных прототипах А11 и А22, так и в аналогичных зарубежных композитах Aquasorb и Zeba. Среди них минимальной устойчивостью (T_0.5 ≈ 0.6 лет) обладал композитный материал Zeba на основе полиакриламида и крахмала, а максимальной (T_0.5 = 3.5–6.1 лет) композит – А22 с акриловой матрицей, наполненной механоактивированным торфом. Материалы А11 и Aquasorb занимали промежуточное положение с характеристиками T_0.5 0.7–2.7 и 1.9–3.5 лет соответственно.

Добавление компостного экстракта к жидкой фазе для набухания гелей резко усиливает интенсивность их биодеградации. Величины T_0.5 гелей в таких вариантах инкубации снижаются до 0.1–0.3 (0.6) лет, т.е. в 6–10 раз и более по сравнению с чистыми образцами. Этот результат представляется чрезвычайно важным с технологической точки зрения, так как он ставит под сомнение традиционные представления о высокой устойчивости к биодеградации синтетических полимерных суперабсорбентов в реальных почвенных условиях, где вместо почти стерильной дистиллированной воды присутствуют природные твердофазные компоненты и растворы с организмами-деструкторами и экзоэнзимами. Очевидно, что сокращение реального рабочего срока службы и функциональности довольно дорогих почвенных кондиционеров с нескольких лет до 0.5–1 года вполне может быть причиной отказа от их использования из-за отсутствия рентабельности. В этой связи для кондиционирования почв перспективны технологические разработки композитных материалов, сочетающих свойства суперабсорбентов с повышенной устойчивостью к биодеградации [41].

Так, внедрение в полимерную матрицу композитных акриловых гелей ионов серебра, исходно предложенное для борьбы с патогенами картофеля, включая фитофтору [39], позволяет одновременно усиливать их устойчивость к биодеградации. Значения T_0.5 в инновационных композитах А11-Ag и А22-Ag при их набухании в жидкости с компостным экстрактом повышалось до 2.4–3.4 лет, то есть в 5–10 раз, фактически возвращая таким материалам устойчивость, свойственную исходно чистому состоянию при набухании в дистилляте.

Полученные результаты позволили прояснить существующую довольно противоречивую информацию о способности к биодеградации полимерных синтетических гидрогелей-суперабсорбентов. Традиционно считалось, что такие материалы весьма устойчивы к биодеградации и могут быть отнесены к классу устойчивых к биодеградации в отличие от хорошо разлагаемых экологически чистых полисахаридных гелей на основе крахмала, целлюлозы, хитозана и других биополимеров природного происхождения [3, 9–11, 28–30, 47]. Вместе с тем, очевидно, что полностью устойчивых к разложению полимеров не существует, и вопрос заключается лишь в характеристике скорости их разложения (характерного времени существования) в тех или иных условиях [32]. Формально этот вопрос решен в зарубежной экспертизе полимерных материалов двумя стандартами устойчивости к биодеградации – европейским EN 13432 и американским ASTM 6400 [29]. Для американского стандарта биоразлагаемым считается материал, теряющий за 180 сут 60%, а для более жесткого европейского стандарта –90% исходной массы или содержания углерода [29]. Используя формулу (10), несложно определить, что условной границей деления материалов на устойчивые и не устойчивые к биодеградации по американскому и европейскому стандартам будут “стандартные” периоды полураспада в 136 и 54 сут или 0.15–0.37 года соответственно.

Сопоставляя полученные данные (табл. 4) с этими критериями, несложно убедиться, что “чистые” акриловые гели, набухающие в дистиллированной воде, действительно, являются устойчивыми, так как их периоды полураспада в 2–3.5 года и более существенно превышают границы стандартов EN 13432 и ASTM 6400 в 0.15–0.37 года. И лишь композитный материал Zeba с легкоразлагаемым биополимерным компонентом в виде крахмала и соответствующей характеристикой T_0.5 = 0.11–0.24 года может быть условно причислен к классу не устойчивых к биодеградации полимеров, особенно по американскому стандарту. С этой информацией согласуется большинство известных данных о разложении акриловых суперабсорбентов [24, 25, 28]. Так, в работе [24] сообщается о 10% деструкции полиакриамида (ПАА) в год, что в переводе на период полураспада по формуле (10) дает T_0.5 = 6.5 года. Близкие оценки T_0.5 в 5–7 лет для синтетических полимерных суперабсорбентов приведены в [28]. В работе [25] степень минерализации ПАА в почве оценивается в 22.5% за 2 года или периодом полураспада в 5.5 лет.

Вместе с тем в ряде публикаций содержатся сведения о возможности быстрого разложения акриламида и ПАА с периодами полураспада всего в несколько суток, т.е. существенно ниже стандартов EN 13432 и ASTM 6400 [3, 13, 21, 35, 44, 49, 52]. Авторы [21] оценили темпы разложения акриламида с дозами 25–500 мг/кг в сельскохозяйственных почвах диапазоном T_0.5 1–4 сут при температуре 20–22°C. Данные [3] о 71–95% разложении акриламида в почвах за 14 сут соответствуют периодам полураспада 3–8 сут. Близкие данные с T_0.5 = 2–3 сут получены для акриламида в водных объектах [13]. В [44] ПAA практически полностью разлагался в течение 5 сут после внесения 0.05% в садовую почву. Многие микроорганизмы способны генерировать внеклеточные амидазы, которые успешно утилизируют амидные группы полиакриламида [25, 49]. Алифатическая амидаза (cd07565) от Pseudomonas putida приводит к деградации ПAA на 46% через 7 сут при 39°C, что по формуле (10) соответствует периоду полураспада не более 8 сут [49].

В работе [52] приводятся кинетические константы биодеградации ПАА, расчет по которым дает значения T_0.5 от 37 до 80 сут в температурном диапазоне экспериментов 25–37°С. Исследователи [27] приводят данные о биодеградции суперабсорбента на основе сополимеров акриламида и акрилата калия почвенными бактериями, из которых следует, что периоды полураспада такого гидрогеля варьируют от 0.13 до 1.31 лет. Авторы упоминают о сильной (порядка 25%) потере водоудерживающей способности такого материала в процессе 8-месячной биодеградации. Это согласуется с полученными ранее экспериментальными данными для радиационно-сшитого ПАА с величинами T_0.5 = 0.4–1.7 лет и потерями водоудерживания обработанной гидрогелем почвы (пылевато-песчаная ареносоль Каракумов) от 50% и более в процессе пятимесячного инкубационного эксперимента с температурным диапазоном 20–37°С [37].

Основная причина столь сильного варьирования известных в литературе оценок интенсивности биодеградации акриловых гельформирующих полимеров, возможно, проясняется сопоставлением результатов инкубации этих материалов в чистом виде и с добавлением в жидкую фазу для набухания компостного экстракта. Именно присутствие необходимых для биодеградации организмов-биодеструкторов и их энзимов обусловливает резкое усиление интенсивности разложения этих, априори стойких, благодаря химической сшивке и высокой молекулярной массе, синтетических полимеров. Этот вывод подтверждается недавними исследованиями [45] по оценке биодеградации гельформирующих почвенных кондиционеров в зависимости от параметров синтеза (степени набухания и химического состава), а также условий окружающей среды. Результаты [45] показали, что степень набухания, состав композитов и параметры синтеза мало влияли на стабильность гидрогелей по сравнению с показателями окружающей среды, которые, по-видимому, являются основными факторами, влияющими на их биодеградацию. Если необработанный контроль (чистые гели) оставался стабильным в течение 8 сут инкубационного эксперимента (потеря массы до 3–5%, статистически значимо не отличающаяся от нуля), то контакт с лесной почвой приводил к потерям 30–40%, а с сельскохозяйственной почвой – к потерям 60–70% полимерных композитов из-за биодеградации. Такие потери в переводе на период полураспада составляют T_0.5 от 6 до 15 сут или значительно меньше 1 мес. Основным фактором значительного увеличения биодеградации после непосредственного контакта с почвами и растениями или после добавления водных экстрактов из них, безусловно, являются присутствующие там почвенные микроорганизмы-биодеструкторы и экзоферменты. Дополнительно можно предположить действие прайминг-эффекта, хорошо известного в биохимии почвы [16].

В этой связи становится очевидной условность деления гельформирующих почвенных кондиционеров на биоразлагаемые (преимущественно, полисахаридные гели) и устойчивые к биодеградации. В обзоре [4] обобщены данные 22 современных публикаций о биодеградации полимерных гидрогелей, выраженные в процентах разложения за определенный интервал времени, что позволило, используя формулу (10), оценить периоды их полураспада. Для всего массива данных, приведенных в [4] (n = 33), показатель T_0.5 варьировал в широком диапазоне от 2 сут до 285 лет. Используя границы стандартов EN 13432 и ASTM 6400 в 54 или 136 сут, оценили вероятность того, что конкретный гидрогель попадет в класс не устойчивых к биодеградации полимеров т. Из всего набора данных [4] 61% материалов были условно биоразлагаемыми по американской и 33% по европейской классификации. Если проанализировать только композитные суперабсорбенты с акриловыми компонентами (акрилаты и ПАА в различных сочетаниях друг с другом и природными биополимерами), то вероятность их принадлежности к биоразлагаемым составила 57% по американскому стандарту и 24% по европейскому стандарту. Для других, в основном биополимерных гельформирующих композитов на основе полисахаридов без добавления акриловых сополимеров, такие вероятности биоразлагаемости были несколько выше (67 и 58% соответственно). Следовательно, согласно американскому стандарту ASTM 6400, более половины гелеобразующих суперабсорбентов, приведенных в обзоре [4], являются биоразлагаемыми, и присутствие акриловых сополимеров в их составе слабо влияет на этот показатель, снижая вероятность биоразлагаемости всего на 10%.

Очевидно, что для почвенных гельформирующих кондиционеров быстрая биодеградация с потерей функциональности является серьезной причиной их потенциальной нерентабельности. В работе [17] приводится немецкий стандарт качества, требующий, чтобы синтетические полимеры при внесении в почву разлагались не более чем на 20% в течение 2-летнего периода (период полураспада порядка 6 лет). Как видно из табл. 4, в реальности ни один из акриловых композитов без биоцидов, включая известный бренд Aquasorb, не проходит этот строгий тест. Близкий результат дает анализ литературной информации [4, 18, 28, 37, 38, 43, 45, 47], согласно которому не более 10% суперабсорбентов удовлетворяет этому стандарту, а 60% материалов теряют половину своей массы (и, следовательно, функциональности) в течение 1 года использования. Эта серьезная проблема ставит задачу дальнейшего совершенствования гельформирующих композиционных материалов для кондиционирования почв и грунтов с более высокой устойчивостью к биологическому разложению.

Перспективным способом повышения устойчивости полимерных материалов к биодеградации может стать введение в их состав биоцидных компонентов [12, 38]. В настоящем исследовании и в предшествующих ему работах [38–41], по-видимому, впервые для почвенных кондиционеров было предложено использовать с этой целью ионы и наночастицы серебра. Известные аналогичные разработки с биоцидами серебра в основном касаются медицинских препаратов и антисептиков [12, 33]. Серебряные биоциды эффективно повышают устойчивость гидрогелей к биодеградации, что подтверждается как ранее опубликованными данными для лабораторных [38, 40, 43] и полевых [39, 41] испытаний, так и новыми результатами на основе оборудования PASCO. Полученные результаты полностью согласуются с данными о высокой эффективности серебряных биоцидов в относительно небольших дозах (1–100 ppm) [14, 20, 22, 31]. При набухании инновационных гелей A11-Ag и A22-Ag до степени 100 г/г исходное содержание серебра в 0.1% будет эквивалентно его рабочей концентрации в гелевой структуре 10 ppm. Такой дозы, как видно из табл. 4, достаточно, чтобы придать почвенному кондиционеру необходимую по немецкому стандарту качества [17] устойчивость (T_0.5 более 6 лет), и в то же время она не опасна для растений и почвенного зооценоза, включая дождевых червей с эффективными концентрациями биоцидной супрессии 250–500 ppm и более [22, 36, 38]. Вместе с тем из-за относительно высокой стоимости серебра, будущие исследования следует направить на поиск альтернативных биоцидных добавок, например, на основе солей меди, сурьмы, аммониевых, фосфониевых или сульфониевых солей, оксида титана, а также органических противомикробных препаратов [12, 30, 50].

В завершении статьи коснемся методологического вопроса сравнения полученных результатов с данными БПК-анализа на базе автоматического оборудования Velp Respirometric Sensor System 6 для тех же композитных материалов из предшествующей работы [43]. Европейский гель Aquasorb и российская продукция Aquapastus (A11, A22) в “чистом” виде характеризовались диапазоном периодов полураспада, оцененным по БПК, от 0.5 до 4.0 лет, снижающимся в 5–20 раз после добавления компостного экстракта до значений T_0.5 = 0.1–0.2 года. Инновационные композиты A11-Ag и A22-Ag с 0.1% серебряным биоцидом в полимерной матрице по БПК-оценке имели периоды полураспада 3.5–8.8 лет в “чистом” виде и 1.1–2.6 лет в варианте набухания в дистилляте с компостным экстрактом. Эти количественные результаты и закономерности реакции биодеградации гелей на внесение компостного экстракта или использование биоцидов в целом близки к данным, полученным в настоящем исследовании. Однако средние значения периодов полураспада гельформирующих почвенных кондиционеров по БПК-оценке в большинстве случаев оказывались ниже, чем при оценке по эмиссии СО₂. Пока трудно назвать причину такого несоответствия. Время инкубации материалов в БПК- и СО₂-анализаторах VELP различается в 10–30 раз. Возможно, и кинетические кривые СО₂-анализа с квазилинейным финальным участком (рис. 1) при более длительной инкубации изменили бы свою форму с соответствующими последствиями для расчета по ним показателя T_0.5. Хотя предположение об ускорении темпов разложения материалов на более длительных стадиях инкубации, необходимое для получения более низких значений T_0.5, близких к БПК-анализу, представляется маловероятным. Еще одна гипотеза заключается в межфазных взаимодействиях изучаемых в инкубационных экспериментах газов [38]. Диоксид углерода имеет в 20–30 раз, а в щелочных растворах до 1000 раз большую растворимость по сравнению с кислородом. Значит, существует вероятность аккумуляции определенной части выделяемого при разложении материала СО₂ в самой гелевой структуре. Так как это количество не учитывается прямым мониторингом СО₂ в воздушной фазе инкубатора, может возникать сильное занижение скорости биодеградации гелей и, соответственно, завышение оценок их периодов полураспада по сравнению с БПК-анализом. Несомненным преимуществом обоих видов анализа является полностью автоматизированный инкубационный эксперимент с непрерывным газометрическим контролем интенсивности биодеградации, и в будущих методологических исследованиях предстоит установить истинную причину их расхождений с целью уточнения оцениваемых показателей T_0.5.

ВЫВОДЫ

1. Разработана методология количественной оценки способности к биодеградации гельформирующих почвенных кондиционеров в лабораторных инкубационных экспериментах на базе оборудования PASCO с автоматизированным контролем эмиссии СО₂.

2. Выделены три характерных типа кинетических кривых эмиссии СО₂ из инкубируемых гелей и предложены физически-обоснованные модели, позволяющие проводить их адекватную аппроксимацию с последующим расчетом периодов полураспада гельформирующих почвенных кондиционеров как базового показателя их биодеградации.

3. Периоды полураспада гелевых структур из исследуемых акриловых композитов, набухших в дистиллированной воде, находились в диапазоне 0.6–6.6 года с минимальными значениями у композита Zeba с крахмальным наполнителем и максимальными у материала А22 с торфяным наполнителем полимерной матрицы.

4. Добавление компостного экстракта в жидкую фазу для набухания гидрогелей резко (до 10 раз) стимулирует их биодеградацию с соответствующим сокращением периода их полураспада до 0.1–0.3 года.

5. Внедрение в акриловую полимерную матрицу гельформирующих почвенных кондиционеров ионов серебра в дозе 0.1% является эффективным средством управления их устойчивостью к биодеградации, позволяющим достичь европейского стандарта устойчивости синтетических полимеров в почвах с периодом распада более 6 лет.

6. Традиционные взгляды на синтетические суперабсорбенты почвенной влаги как на устойчивые к биодеградации являются спорными, поскольку они соответствуют лишь близким к стерильным лабораторным условиям испытания таких материалов. В более реальных условиях с наличием необходимых микроорганизмов-биодеструкторов и энзимов такие материалы могут разлагаться на 50% за несколько месяцев, т.е. являться биоразлагаемыми по существующим европейским и американским стандартам биодеградации полимеров.