ЭКОТОКСИЧНОСТЬ ГОРОДСКОЙ ПЫЛИ: СУЩЕСТВУЮЩИЕ ПРАКТИКИ И ПЕРСПЕКТИВЫ ПРИМЕНЕНИЯ БИОТЕСТИРОВАНИЯ (ОБЗОР) Текст научной статьи по специальности «Нанотехнологии»

УДК 631.4:574.24

ЭКОТОКСИЧНОСТЬ ГОРОДСКОЙ ПЫЛИ: СУЩЕСТВУЮЩИЕ ПРАКТИКИ И ПЕРСПЕКТИВЫ ПРИМЕНЕНИЯ БИОТЕСТИРОВАНИЯ (ОБЗОР)

О. В. Николаева1*, С. А. Кулачкова2, А. А. Астайкина2, Е. В. Федосеева3, В. А. Терехова2

1 МГУ имени М.В. Ломоносова, учебно-опытный почвенно-экологический центр, 141592, Россия, Московская обл., г.о. Солнечногорск, д. Чашниково, микрорайон Агробиостанция

2 МГУ имени М.В. Ломоносова, факультет почвоведения, 119991, Россия, Москва, Ленинские горы, д. 1, стр. 12

3 ИПЭЭ РАН имени А.Н. Северцова, 119071, Россия, Москва, Ленинский проспект, д. 33 * E-mail: nikolaevalisovitskaya@gmail.com

Биотестирование является востребованным методом для оценки экотоксикологического состояния различных компонентов городских экосистем — почвы, воды и воздушной среды. Однако мало известно о потенциале применения биотестирования для оценки экотоксичности городской пыли. Она представляет собой сложную гетерогенную субстанцию из веществ естественного и техногенного происхождения, многие из которых являются доказанными токсикантами по отношению к живым организмам. Цель данного обзора — рассмотрение существующих практик применения биотестирования для оценки экотоксичности городской пыли и выявление ключевых тенденций развития метода. Анализ существующих публикаций показал, что методы биотестирования имеют высокий потенциал, так как они чувствительны к широкому спектру поллютантов, присутствующих в пыли, способны дифференцированно отражать поведение токсикантов в зависимости от факторов среды и могут быть реализованы с использованием организмов разных трофических уровней. При выборе конкретного способа биотестирования важно учитывать такие характеристики анализируемых образцов пыли, как доступная масса, смачиваемость, рН, содержание водорастворимых ионов и органического вещества. Учитывая сложность состава пыли и различный потенциал перехода ее компонентов в водные экстракты, рекомендуется использовать аппликатные способы биотестирования, реализуемые непосредственно на твердых пылевых субстратах. Для всесторонней оценки воздействия пыли на городскую экосистему целесообразно проводить биотестирование с использованием набора организмов разных трофических уровней. Представляется своевременной задачей разработка стандартов по биотестированию пыли с целью унификации получаемых результатов. Одним из наиболее важных вопросов, требующих первоочередного решения, является вопрос выбора контроля.

Ключевые слова: экотоксикологическая оценка, водоросли, высшие растения, черви, водные ракообразные, бактерии, грибы, дорожная пыль, токсиканты.

Введение

Термин «городская пыль» подразумевает совокупность твердых частиц, аккумулирующихся на поверхности земли в условиях города [79]. К основным источникам пыли в городах относят пыление почв и грунтов, автотранспорт, выбросы промышленных предприятий, строительство и снос зданий и сооружений, цветение растений. Применение противогололедных реагентов на дорогах города также вносит серьезный вклад в усиление образования пыли, вызывая разрушение почвенных агрегатов. Таким образом, городская пыль представляет собой сложную гетерогенную субстанцию из частиц естественного и техногенного происхождения. Многие из веществ, входящих в состав пыли, являются доказанными токсикантами по отношению к живым организмам.

Ключевая роль в образовании токсичной пыли в крупных городах принадлежит автотранспорту. Известно, что наибольшей пылевой нагрузкой в крупных городах характеризуются территории вблизи

дорог и автомагистралей. Так, концентрация пыли в метровой зоне от дорожного полотна в Москве в сотни раз превышает значения для фоновых территорий [12]. Повышенная опасность дорожной пыли для городской экосистемы связана с ее способностью мигрировать на значительные расстояния, а плотная дорожная сеть обуславливает повсеместное распространение пыли в черте города, оказывая негативное влияние на окружающую среду и здоровье людей. Особой опасностью характеризуются мелкодисперсные частицы размером менее 10 микрон и 2,5 микрон («РМ10» и «РМ2,5»), способные беспрепятственно поступать в организм человека в связи с малым размером. Недавним исследованием было показано, что элементный состав пылевых отложений на окнах многоэтажного здания г. Москвы в целом аналогичен составу дорожной пыли [52]. Это свидетельствует об интенсивности распространения пыли не только в горизонтальном, но и в вертикальном направлении.

В составе дорожной пыли присутствуют соединения кальция, магния, серы и хлора, высокоугле-

родистые частицы, карбонаты, органические остатки разной степени разложенности, а также гифы и конидии грибов [4]. Содержание органического углерода составляет до 9-10% [66]. Дорожная пыль характеризуется нейтральной и щелочной реакцией среды (рН 7-9, до 12), повышенной электропроводностью по сравнению с пылью парковых территорий (до 720 мкСм-см-1) [5, 40, 76].

Дорожная пыль содержит широкий спектр загрязняющих веществ (ЗВ). Среди доминирующих поллютантов — тяжелые металлы (ТМ), нефтепродукты (НП), сажа, полициклические ароматические углеводороды (ПАУ), соли противогололедных реагентов. Коррозия корпусов транспортных средств, истирание автомобильных колодок, выщелачивание ограждений и дорожных знаков, истирание шин и дорожного полотна обуславливают образование ТМ. Образование ПАУ и сажи связано с неполным сгоранием автомобильного топлива, а поступление НП на придорожные территории связано с его утечками [23].

Особый интерес представляет экотоксичность различных фракций пыли ввиду разного потенциала накопления и связывания токсикантов в зависимости от размера частиц, а также их разной интенсивности распространения в городском пространстве. Изучение особенностей тест-откликов живых организмов на разные фракции дорожной пыли становится актуальной задачей для городов, в том числе с точки зрения оценки здоровья воздушной среды для населения [4].

Несмотря на постоянно увеличивающееся количество отечественных и зарубежных исследований химического, минералогического и гранулометрического состава городской пыли, ее экотоксичность остается мало изученной. Под эко-токсичностью понимают способность веществ, в данном случае пыли, вызывать неблагоприятные эффекты в отношении функционирования биологических компонентов экосистем. Мало известно о воздействии, которое пыль оказывает на живые организмы окружающей среды, на их экологические функции и биоразнообразие.

Классическим подходом к изучению экологической опасности объекта является количественный анализ содержания различных ЗВ и сравнение их содержания с существующими ПДК. Но в условиях множественности источников пыли и разнообразия ЗВ количественный учет всех поллютантов является сложно реализуемой, дорогостоящей и трудоемкой задачей. Также химический анализ не дает исчерпывающего представления обо всех биологических эффектах и синергетических или антагонистических связях между поллютантами; не учитывает появление новых соединений в результате трансформации известных поллютантов. Интерпретацию результатов химических исследований усложняет тот факт, что ЗВ, даже в малых и слабо детектиру-

емых концентрациях, могут оказывать значительное негативное воздействие на живые организмы, и, напротив, известные высокоопасные соединения в определенных условиях могут характеризоваться слабой биодоступностью.

В связи с этим все больший интерес исследователей вызывают методы биотестирования, способные дать интегральную оценку опасности изучаемого объекта по реакции живых организмов [17].

Биотестирование — это оценка токсичности исследуемых объектов окружающей среды ex situ на основе реакций лабораторных тест-организмов по строго определенным поддающимся учету характеристикам — тест-функциям. Характеристика экотоксичности объектов окружающей среды относится к универсальным показателям уровня химического прессинга на экосистемы и безопасности условий обитания живых организмов. В последние десятилетия в России успешно решаются вопросы методического обеспечения экотоксикологиче-ских исследований для оценки риска химических веществ. Разработано немало тестов на экотоксич-ность с использованием отдельных видов живых организмов.

Методики измерений токсичности представлены в электронном виде в реестре Федерального фонда по обеспечению единства измерений РФ.

Показателем экотоксичности служит степень изменения определенных параметров живых систем разного уровня организации, которая фиксируется различными методами. Это могут быть биохимические, биофизические методы, визуальный подсчет, разные виды микроскопии [16]. При анализе смешанного загрязнения окружающей среды все более популярными становятся так называемые батареи биотестов — серии тест-систем, основанные на реакциях разных видов живых организмов на один и тот же объект воздействия. Они дают возможность объединить тест-отклики, что позволяет классифицировать участки по степени их загрязнения, сравнивать воздействие различных коммерческих продуктов при выявлении токсичности в образцах со смешанным загрязнением. Этот период связывают с появлением теории интегративных многомаркерных концепций — Multi-Markered Bioindication Concept (MMBC). Относительно недавно биотестирование токсичности объектов окружающей среды стало обязательным элементом программы ОВОС (оценки воздействия на окружающую среду).

Цель данного обзора — рассмотрение существующих практик применения биотестирования для оценки экотоксичности городской пыли и выявление ключевых тенденций развития метода. Был проведен анализ опубликованных литературных данных, касающихся проблемы биотестирования разнообразных образцов городской пыли на живых культурах разных трофических уровней: продуцен-тов-автотрофов (водоросли и высшие растения),

консументов (черви и водные ракообразные) и деструкторов (бактерии и микромицеты).

Существующие практики

биотестирования пыли

Биотестирование с использованием высших растений (фитотестирование). В основе метода фитотестирования лежит способность растений реагировать на экзогенные воздействия, что выражается изменением морфологических параметров роста и развития растительных организмов. Принцип метода фитотестирования заключается в регистрации данных параметров у растений, развивающихся в испытуемых пробах, и их сравнении с контрольными вариантами, не испытывающими воздействия тестируемых веществ. Естественным субстратом для роста и развития растений является почва, поэтому биотестирование особенно актуально для оценки биобезопасности почв, грунтов и донных отложений. Растительные организмы активно используются для экотоксикологической оценки городских и сельскохозяйственных территорий, в модельных исследованиях по нормированию содержания ЗВ, для анализа биоактивности различных химикатов и промышленных отходов. Фитотести-рование характеризуется высокой востребованностью как в отечественной, так и международной практике, что подтверждается существованием большого количества методических документов таких организаций, как ISO (Международная организация по стандартизации), OECD (Организация экономического сотрудничества и развития), USEPA (Агентство по охране окружающей среды США) [10].

Аэральные пылевые выпадения в крупных городах характеризуются высокой интенсивностью и оказывают значительное влияние на формирование городских почв [12]. Так как рост и развитие растительных организмов непосредственно связаны со свойствами почв, то фитотестирование городской пыли может быть особенно востребовано. Растения как целевые организмы, произрастающие на почвах, способны дать наиболее полную информацию о потенциальных рисках городской пыли по отношению к почвам.

Ключевыми параметрами для индикации токсического воздействия на растения являются всхожесть, длина корня, длина стебля и наземная биомасса растений. В зависимости от масштаба реализации выделяют лабораторные, вегетационные и микроделяночные способы фитотестирования. Наименьшим сроком экспозиции растений характеризуются лабораторные методы: биотестирование осуществляется в течение 3-7 дней. Существует большой список растений, рекомендованных для фитотестирования и характеризующихся доказанной чувствительностью к различным ЗВ. Выбор культуры для тестирования осуществляется, как

правило, с учетом зонального похода — способности произрастать в тех же климатических условиях, что и тестируемая почва.

Существуют единичные публикации по использованию высших растений для биотестирования пыли [81]. Авторы анализировали пыль, собранную с поверхностей дорожного покрытия с помощью щетки и совка. Для анализа токсичности была приготовлена серия водных вытяжек из суспензий с различной концентрацией пыли — 5, 10, 20 и 40%. Было показано, что обе выбранные культуры (Brassica chinensis L.— капуста китайская и Lolium perenne L. — райграс пастбищный) являются чувствительными к компонентам городской пыли: по мере увеличения концентрации пыли токсичность возрастала. Стоит заметить, что чувствительность райграса в диапазоне невысоких концентраций пыли была несколько ниже чувствительности китайской капусты. Интересно, что токсичность городской пыли, собранной в Лондоне, принципиально не отличалась от токсичности пыли, собранной в Гонконге. Сравнительный анализ токсичности различных фракций пыли показал, что фракции 0-125 цш и 125-250 цш характеризуются похожими значениями, в то время как токсичность фракции 250-500 цш была ниже. Различия межу дорожной пылью и пылью, собранной с парковок, также не были установлены. Показано, что чувствительность растений не коррелировала с содержанием ТМ в пыли. Можно предположить, что ионный состав пыли имеет большее влияние на токсичность, чем ТМ.

Мы полагаем, что помимо концентрационных характеристик токсикантов фитотоксичность пыли будет зависеть и от смачиваемости материала, заряда частиц пыли, распределения токсичных ионов по размерным фракциям пыли, рН субстрата. Процедура подготовки проб к биотестированию в значительной степени влияет на результат, как это было показано при анализе экотоксичности нано-частиц [24].

Включение растений в перечень тест-организмов для анализа экотоксичности пыли является целесообразной мерой. Важное преимущество данного биотеста по сравнению с другими — возможность его реализации при непосредственном контакте растений с пылевым субстратом без использования водной вытяжки. Это позволит приблизиться к пониманию экотоксичности пыли в реальных условиях.

Биотестирование с использованием водорослей. Водоросли широко используются в качестве организмов-биоиндикаторов в Северной Америке, в странах ЕС [80], в некоторых странах СНГ, в том числе и в РФ [6]. В связи с тем, что водоросли составляют основу большинства пищевых цепей и не требуют особых условий для культивирования, альготестирование — это относительно простой,

быстрый и недорогой способ оценки токсичности многих видов ЗВ.

Принцип метода заключается в анализе изменений характеристик культуры водорослей (динамики численности, интенсивности флуоресценции, показателя оптической плотности) в анализируемой пробе относительно контрольных вариантов. Рост и/или ингибирование роста водорослей определяются на основе измерения биомассы в зависимости от времени. Для проведения тестирования необходимо следующее оборудование: стеклянные колбы, аппарат для культивирования, электронный счетчик частиц или микроскоп. В качестве альтернативы для измерения количества клеток могут быть использованы проточный цитометр, флуориметр, спектрофотометр или колориметр. Результатом тестирования является определение концентрации (ЕСх — «effective concentration»), вызывающей ингибирование роста на 10, 30, 50%.

Для биотестов рекомендованы такие штаммы водорослей, как зеленые водоросли Pseudokirch-neriella subcapitata Hindak, Desmodesmus subspica-tus Chod., Chlorella vulgaris Beijer. и диатомовые водоросли Navicula pelliculosa (Bréb) Hilse, Phaeo-dactylum tricornutum Bohlin [6, 58].

Для проведения испытания необходимо приготовить водный раствор, содержащий питательную среду, исследуемое вещество и культуру водорослей. В качестве контрольного используют образец без внесения исследуемого вещества. Если тестируемое вещество плохо растворимо в питательной среде, то органические растворители должны быть добавлены ко всем пробам, включая контрольные варианты. Инкубация тестируемых образцов осуществляется в течение 72 ч в диапазоне температуры от 21 до 24±2°С и при интенсивности света в пределах ±15% от средней интенсивности в зоне инкубации.

Метод альготестирования является высокочувствительным способом оценки экотоксичности многих ксенобиотиков [19, 29]. Преимущество биотеста с использованием водорослей заключается в том, что токсичные эффекты можно обнаружить при концентрациях ЗВ ниже предела чувствительности других тест-организмов [33, 56].

Альготестирование используют при оценке токсичности водных вытяжек из почв, питьевых, природных и сточных вод, осадков сточных вод и отходов производства и потребления [19]. Однако практически вне поля зрения исследователей остается изучение экотоксичности такого важного объекта городской среды, как пыль. В настоящее время опубликовано менее десятка работ, посвященных этой проблеме.

В работе [81] было показано, что фракции городской пыли с размером частиц < 125 цш, 125-250 цш, 250-500 цш оказались слаботоксичными для микроскопических одноклеточных водорослей Dunaliella tertiolecta Butcher. При этом авторами

была установлена сильная отрицательная корреляция (r = -0,72, p < 0,01) между содержанием обменной фракции свинца в пыли и показателем ЕС30, характеризующим ингибирование скорости роста Dunaliella tertiolecta на 30%. Стоит отметить некоторые методические особенности реализации биотеста с использованием Dunaliella tertiolecta. Альготестирование проводилось в соответствии с ASTM STP 988 («Functional Testing of Aquatic Biota for Estimating Hazards of Chemicals 988») в авторской модификации. Тестовые растворы были получены следующим образом: водная вытяжка пыли заливалась морской водой, приготовленной в лабораторных условиях, в соотношении 1:4. Всего было исследовано пять концентраций водных вытяжек из городской пыли (5, 20, 40, 60 и 80% массы пыли к объему дистиллированной воды).

Авторы другой работы [77], используя широкий набор тестовых организмов, проанализировали токсичность мелкодисперсных частиц РМ10 и крупных фракций пыли, образующихся при трении деталей в тормозных узлах и механизмах автомобилей. Было показано, что микроводоросли Pseudokirchneriella subcapitata чувствительны к содержанию водорастворимых частиц данной пыли в концентрации выше 100 мг/л. Установлено, что токсичность пыли связана с размером частиц и с высоким содержанием ТМ, преимущественно ионов меди Cu2+.

В публикации [28] исследовалась токсичность пыли, растворенной в дождевых осадках. Городская пыль была собрана в различных районах (торговый сектор, промышленный сектор, территории вдоль автомагистралей) г. Кванджу в Южной Корее. Особенностью проведения биотестов было то, что в лабораторных условиях оценивалась токсичность не самой пыли, а городских стоков, полученных путем экстракции из пыли и дождевых осадков, отобранных также в черте города. Альготестиро-вание проводили в течение 96 ч, затем в каждом анализируемом варианте измеряли оптическую плотность методом спектроскопии в видимой области при длине волны 683 нм. Установлено, что городские стоки, полученные в лабораторных условиях, высокотоксичны по классификации Агентства по охране окружающей среды США для водорослей Selenastrum capricornutum Printz. При этом образцы, отобранные в промышленных районах города, оказались наиболее токсичными. Экотоксичность авторы связывают с низкой жесткостью и слабой щелочностью городских стоков, также не исключено влияние ТМ и органических поллютантов — ПАУ и пестицидов.

Водоросли могут быть рекомендованы для включения в состав батареи тест-культур для оценки токсичности пыли по нескольким причинам: 1) они представляют собой автотрофные организмы, являющиеся основой трофических уровней экосистем; 2) альготестирование является доступ-

ным и быстрым способом оценки токсичности; 3) водоросли чувствительны к ряду ЗВ, особенно ТМ, содержащимся в различных образцах пыли. При оценке токсичности пыли с помощью водорослей стоит обращать внимание на осложняющие аспекты. Результат альготестирования может зависеть от размерности частиц пыли: больший негативный эффект возможен при меньшей размерности. Наличие растворенного органического вещества (РОВ) также может оказать влияние на результат тестирования: в присутствии РОВ возможно стимулирование роста водорослей, «маскирующее» негативный эффект других загрязняющих веществ в пробе пыли.

Биотестирование с использованием червей. В конце 1990-х — начале 2000-х гг. в почвенной экотоксикологии появились стандартизованные международными организациями биотесты, основанные на учете показателей смертности и воспроизводства энхитреид, дождевых червей и коллембол. Позднее для тех же организмов были утверждены поведенческие тесты, тесты на острую и хроническую токсичность [57, 59, 60, 61].

Принцип метода состоит в определении концентрации ЗВ, оказывающей влияние на показатели острой и хронической токсичности вещества для червей. В зависимости от целей эксперимента существует два способа реализации этого метода: непосредственный контакт червей с тестируемым веществом и экспозиция червей в субстрате, содержащем определенный диапазон концентраций ЗВ. Показателями острой и хронической токсичности являются ЛКХ (концентрация ЗВ, вызывающая х%-ную гибель тестируемых организмов), или LСХ в англоязычной литературе; МННК (максимально наблюдаемая недействующая концентрация ЗВ), или NOEC; ДК (действующая концентрация), или ЕСх (концентрация ЗВ, вызывающая х%-ное уменьшение репродуктивной функции).

В большинстве случаев в биотестах используют дождевых червей, например, виды Eisenia fetida 8ау1-gny. Однако в литературе встречаются исследования и с придонными малощетинковыми червями Lum-Ьпш1ш variegatus Ми11ег [69], Tubifex tubifex Ми11ег [51] и Branchiura sowerbyi Beddard [49]. Выбор тестового организма зависит от объекта тестирования.

В данной работе рассмотрим основные принципы анализа острой [57] и хронической [60] токсичности ЗВ с использованием дождевых червей Eisenia fetida, рекомендованных ОЕСD. Принцип первого теста заключается в определении концентрации, вызывающей определенный процент гибели особей. Тестирование может проходить при непосредственном контакте с ЗВ (контактный тест с фильтровальной бумагой) или при инкубации дождевых червей в почве, содержащей ЗВ. Принцип второго теста состоит в том, что половозрелые особи дождевых червей в течение четырех недель подвергаются воз-

действию смешанного с почвой тестируемого вещества, после чего половозрелые особи удаляются из теста и спустя четыре недели проводится подсчет червей нового поколения.

В работе [63] изучалось влияние частиц микропластика искусственного газона, в составе которого использовалась резиновая крошка из переработанных шин, на дождевых червей Eisenia fetida и почвенные микроорганизмы. Известно, что продукты истирания шин также присутствуют в составе городской пыли. Установлено, что в почвах, загрязненных микропластиком, взрослые особи Eisenia fetida теряли до 14% веса от массы тела. Однако микропластик не влиял на скорость микробного дыхания и смертность дождевых червей. Особенностью проведения эксперимента было то, что почву смешивали с резиновой крошкой в соотношении 1:1, затем увлажняли дистиллированной водой. Продолжительность теста составила 33 дня. В течение этого периода не было зафиксировано летальных эффектов, а сублетальные эффекты оценивались следующим образом: 1) снижение/увеличение массы тела; 2) реакция на стресс при изменении температуры и освещения. В работе также проводился анализ содержания ТМ. Было установлено, что в почвах с частицами микропластика превышено содержание цинка, что могло привести к потерям массы тела особей дождевых червей Eisenia fetida.

В другом исследовании [69] показано воздействие частиц автомобильных шин размером 10-586 цш на бентосных беспозвоночных Gammarus pulex L., Asellus aquaticus L., донных малощетинко-вых червей Tubifex spp. и калифорнийских черных червей Lumbriculus variegatus Ми11ег. В эксперименте использовали бывшие в употреблении шины пяти моделей от разных производителей. Материал с каждой шины получали следующим образом: 1) с помощью металлической терки соскабливали частицы миллиметрового размера; 2) образцы замораживали в жидком азоте; 3) образцы измельчали и просеивали через сито с диаметром 500 цш; 4) просеянные частицы от каждой шины были объединены в одну пробу и снова просеяны через сито с диаметром 500 цш. Для исследования были отобраны донные отложения в районе г. Вагенинген, Нидерланды. В эксперименте к донным отложениям добавляли частицы автомобильных шин в концентрациях 1, 3, 10, 30 и 100 г/кг. В каждый стеклянный стакан объемом 750 мл, содержащий 211 г смеси донных осадков и частиц шин, помещали 33 половозрелые особи калифорнийских червей. Продолжительность эксперимента составила 28 дней. В результате не было выявлено негативного воздействия частиц автомобильных шин размером 10-586 цш на выживание и рост бентосных беспозвоночных, в том числе Lumbriculus. variegatus. Однако в вариантах эксперимента с концентрацией частиц автомобильных шин 10 г/кг обнаружено накопление

частиц в организмах гаммарусов Gammarus pulex. Авторы предположили, что отсутствие токсичности может быть обусловлено тем, что при смешивании частиц с донными осадками ПАУ и ТМ оказались прочно связаны с органическим веществом и глинистыми минералами, входящими в состав донных отложений. В отличие от экспериментов, в которых для биотестов проводят экстракцию ЗВ из различных объектов (пыль, почва, вода), условия, подобранные в описанном эксперименте, соответствуют реальной ситуации, когда ЗВ вместе с городским стоком попадают в поверхностные водоемы и накапливаются в донных осадках.

В работе [36] сравнили токсичность нескольких ЗВ для дождевых червей Eisenia fetida при совместном внесении в почву полистирола (частицы размером 40 цм), тормозной пыли (10, 19 цм) и сажи (27 нм) с токсичностью каждого из ЗВ по отдельности. Токсичность загрязнителей оценивалась в соответствии с международным стандартом OECD. Установлено, что тормозная пыль оказалась самой токсичной для Eisenia fetida в варианте эксперимента с одним поллютантом: были зафиксированы случаи летального исхода. При этом все загрязнители оказывали сублетальные эффекты на половозрелых особей дождевых червей. При сравнении результатов двух экспериментов обнаружено, что показатели острой и хронической токсичности и индикаторы окислительно-восстановительного стресса для смеси из четырех ЗВ ниже, чем каждого из ЗВ по отдельности. По мнению авторов, снижение негативного воздействия тормозной пыли связано с адсорбцией ЗВ, входящих в состав пыли, полистиролом или компонентами сажи.

В целом, можно говорить, что собственно пыль — мало подходящий субстрат для тест-культур червей, если иметь в виду контактные реакции поверхности их тела. Однако, учитывая вероятное поступление пыли в почвы, мы считаем целесообразным включение червей в перечень тест-культур, рекомендованных для оценки ее экотоксично-сти, так как это контактный тест, который можно реализовать на твердом субстрате. Ограничением может стать небольшой объем собранных образцов пыли.

Биотестирование с использованием рако-образнъх. Реакции низших ракообразных на внешние воздействия можно отнести к классическим тест-функциям, в числе которых выживаемость и плодовитость. Первым нормативным документом, который был утвержден Государственным комитетом СССР по охране природы и принят в экотокси-кологической практике, можно считать «Методическое руководство по биотестированию воды» [14].

Среди небольшого набора видов гидробион-тов, рекомендованных для экотоксикологической оценки водных объектов, приоритетными по доступности и простоте использования были ветви-

стоусые рачки Daphnia magna Straus и Ceriodaphnia affinis Lilljieborg. В 1991 г. утверждены «Правила охраны поверхностных вод», регулирующие очистку и сброс сточных вод в водные объекты с помощью токсикологического контроля методами биотестирования. Разработанные в методическом документе принципы и в настоящее время используются в законодательных актах с целью оценки и охраны не только водных, но и почвенных ресурсов [17].

Для биотестирования дорожной пыли применяются тесты с использованием Daphnia magna и Heterocypris incongruens Ramdohr. Самыми распространенными тест-организмами являются представители рода Daphnia. Привлекательность этого рода ракообразных для определения острого и хронического токсического действия индивидуальных химических веществ и проб воды многокомпонентного химического состава вызвана следующим: дафнии имеют очень широкое распространение; есть возможность визуального наблюдения за качеством и темпом их размножения, а также оценки их физиологического состояния; дафнии имеют относительно короткий жизненный цикл; процедура биотестирования с их применением не требует использования специального дорогостоящего оборудования, может производиться в обычном лабораторном помещении и в полевых условиях. Для биотестов D. magna культивируются и обрабатываются в соответствии со стандартными процедурами. Испытания на острую токсичность проводят в течение 48 часов, конечной точкой биотеста выступает смертность [28]. Определение острой токсичности для дафний и угнетение их репродуктивной способности закреплено в государственных стандартах для испытания химических веществ, представляющих опасность для окружающей среды [7, 8].

Heterocypris incongruens — небольшое бентосное ракообразное, использование которого для тестирования дорожной пыли обусловлено чувствительностью к различным ЗВ, особенно к ТМ. В 2012 г. тест на токсичность пресноводных отложений с использованием Heterocypris incongruens был стандартизирован как ISO 14371 [38] и стал применяться к различным твердым образцам, таким как донные отложения, почвы и городская дорожная пыль [54, 70]. Набор теста (Ostracodtoxkit F (MicroBiotest Inc., Бельгия)) содержит цисты Heterocypris incongruens, которые предварительно инкубируют перед анализом и превращают в живые особи. Анализ проводят в многолуночных пластинах с добавлением 1 мл осадка и 2 мл стандартной пресной воды, куда вводятся остракоды. Далее их экспонируют в темноте при 25°C в течение 6 дней. В качестве дополнительного питания для тест-организмов используются живые клетки водорослей (Selenastrum capricornutum или др.). Рост и смертность рако-

образных оценивают в конце 6-го дня и сравнивают с контролем (нетоксичный эталонный осадок). Анализ считается приемлемым, когда процентная смертность остракод не превышает 20%, а их средняя длина увеличивается в 1,5 раза по сравнению с начальной средней длиной как минимум до 400 мкм. В исследовании [54] предложили увеличить время экспозиции до 14 дней и помимо количества выживших остракод оценивать отложенные после этого срока яйца и некоторые другие показатели. Оцененная за 14 дней токсичность оказалась выше, чем в тесте за 6 дней.

В работе [42] исследована городская дорожная пыль, отобранная с помощью вакуумного пылесоса и подметальной машины на магистралях, в жилых зонах, на стоянках на автомагистралях в Токио и в окрестностях. Пыль делилась на фракции: тонкая (< 63 цм), средняя (63-250 цш), крупная (250-2000 цш), а также анализировалась пыль без деления на фракции (< 2000 цш). ЛК20 и ЛК50 дорожной пыли варьировали от 1,6 до 49% и от 3,8 до 67% соответственно. Токсичность значимо не коррелировала с концентрациями ТМ и ПАУ в дорожной пыли. Дорожная пыль была разделена на группы с более высокой, средней и низкой токсичностью. Токсичность дорожной пыли зависела от конкретного места ее сбора. Разные фракции пыли характеризовались разной токсичностью, и при этом не всегда фракция мелких частиц была более токсична, чем фракции крупных и средних частиц. Эти различия позволили предположить, что токсичность дорожной пыли не может быть объяснена только содержанием ТМ и ПАУ, возможно сосуществование иных токсикантов [42]. В другой работе эти же авторы пытались выяснить, с какими веществами связана токсичность пыли, и сделали вывод, что с растворенными органическими токсикантами, гидрофобными органическими соединениями и ТМ, в особенности с Zn и Си [43].

В нескольких крупных городах Польши было проведено исследование дорожной пыли, отобранной в пригородной территории, в жилых районах города, на перекрестках и у основных дорог. Авторы использовали не разбавленные водные вытяжки из дорожной пыли и обнаружили 100%-ную смертность на 5 участках из 24, которые находились на больших перекрестках в самом центре города, у большой дороги в жилой зоне и у дорог вблизи промышленных объектов за городом. На других участках смертности не наблюдалось даже при высоком содержании ТМ. Было сделано заключение, что токсичность водного экстракта из дорожной пыли определяется не только концентрацией металлов, но и наличием токсичных органических соединений и влиянием других параметров, таких как рН, засоление и др. Показатели ингибирования роста варьировали от 13 до 96% и отражали концентрацию водорастворимых металлов. Показатель

ингибирования роста < 50% отмечался в образцах дорожной пыли жилых районов и пригородов, > 50% — на главных дорогах столичного региона и их пересечениях. В жилых районах с индивидуальными источниками отопления, работающими на угле, водные экстракты дорожной пыли также могут быть токсичными [70].

Таким образом, использование водных ракообразных для оценки токсичности пыли представляется целесообразным из-за относительной легкости проведения экспериментов. Daphnia magna легко вводится в культуру в лабораторных условиях, имеет короткий жизненный цикл, что дает возможность оценить хроническую токсичность веществ в достаточно краткие сроки. Стоит учитывать, что данный организм не является универсальным, так как обладает умеренной чувствительностью к ряду химических соединений, например к органическим загрязнителям. Heterocypris incongruens по чувствительности сопоставима с чувствительностью амфиподы Hyalella azteca Saussur, личинками мошек Chironomus riparius Meigen и равна или даже выше, чем у Daphnia magna [42]. В качестве вероятного недостатка метода можно предположить, что частицы пыли могут вызывать механическое повреждение водных ракообразных, что не будет учтено при тестировании водных вытяжек.

Биотестирование с использованием биолюминесцентных бактерий. Принцип метода заключается в анализе изменения интенсивности свечения люминесцентных бактерий в испытуемых пробах относительно контрольных образцов. Комплект биотеста представляет собой культуру бактерий в лиофилизированном виде (биореагент) и прибор для измерения биолюминесценции в видимой области спектра (люминометр). Люминесцентные бактерии являются широко распространенными организмами в природе и встречаются преимущественно в морских экосистемах. Свечение люминесцентных бактерий обусловлено ферментом люцеферазой, превращающей энергию химических связей жизненно важных метаболитов в световой сигнал. Биолюминесценция является маркером метаболической активности и напрямую связана с дыхательной активностью бактерий, подавление которой токсическими веществами сказывается на снижении интенсивности свечения.

В биотестах используют такие виды бактерий, как Photobacterium phosphoreum Cohn, Photobacte-rium leiognathi Boisvert, Vibrio harveyi Johnson and Shunk и Vibrio fisheri Beijer. Помимо естественных используются и генно-модифицированные бактерии с генами люминесцентной системы. В России активно применяется генно-модифицированный штамм кишечной палочки Escherichia coli Migula [2].

Тест предполагает работу с водными вытяжками из анализируемых проб в диапазоне рН 6,4-7,4. В качестве контрольного образца используют дистил-

лированную воду. Экспозиция тестируемой водной вытяжки и бактерий осуществляется в течение 30 минут, после чего проводят измерения интенсивности свечения. Допустимая температура для реализации биотестирования 15-25°С.

Многочисленные исследования показали чувствительность биотестирования с использованием люминесцентных бактерий к широкому спектру поллютантов в окружающей среде. Также продемонстрирована значительная корреляция между результатами теста с использованием Vibrio fischeri и результатами in vitro тестов с использованием клеток млекопитающих [26].

Биолюминесцентный тест применим к широкому спектру объектов, однако исследований, касающихся оценки экотоксичности пыли, существует достаточно мало.

Ц. Уанг с соавторами [78] впервые проанализировали экотоксичность мелкодисперсных частиц PM2,5, собранных с помощью кварцевых фильтров в атмосфере г. Нанкин (восточная часть Китая) в различных районах (спальный, центр города, промышленный), используя люминесцентные бактерии Photobacteriumphosphoreum T3 (PPT3). Было показано, что все проанализированные образцы оказались слаботоксичными для PPT3. При этом чувствительность теста подтверждалась ростом токсичности по мере увеличения концентрации ЗВ. Авторы связывают токсичность с содержанием ТМ и органических поллютантов. Отмечается, что органические поллютанты (полихлорбифенилы и ПАУ) проявляли более высокое влияние на ингибирование флуоресценции, чем ТМ (Pb, Cu, Zn). Интересно, что в образцах PM2,5, характеризующихся повышенным содержанием водорастворимых ионов (Cl-, NO3-, SO42-, Na+, NH4+, K+, Mg2+, Ca2+), токсичность была наименьшей.

Стоит отметить некоторые методические особенности реализации метода. Подавление флуоресценции оценивалось в соответствии с национальным стандартом Китая [27]. Элюат отделялся от твердой фазы путем центрифугирования. В случаях, когда значения pH водных вытяжек выходили за пределы оптимального интервала для развития биолюминесцентных бактерий (6,4-7,4), проводилась корректировка кислотности путем добавления HCl либо NaOH. В работе также представлено сравнение полноты выхода органических поллю-тантов в случае водной экстракции и экстракции пробы PM2,5 растворителями (смесь дихлормета-на и этанола, 2:1). Интересно, что разница не была обнаружена.

С. Романо с соавторами [71], изучая экотоксичность PM10, собранных из атмосферы на Средиземноморском побережье вдали от загрязняющих источников, показали существование периодической токсичности данной группы частиц, детектированной по реакции люминесцентных бактерий Vibrio

fischeri. В качестве причин токсичности авторы называют углеродсодержащие соединения и ТМ. Методической особенностью проведенного биотестирования является доведение водных экстрактов NaCl до 2% солености — оптимума для Vibrio fisheri как обитателей морских экосистем. Водная экстракция осуществлялась напрямую из кварцевых фильтров с собранными образцами согласно процедуре Microtox... Test Procedures [39].

В работе [81] изучалась экотоксичность пыли, собранной с дорожного покрытия с помощью щетки и совка. Пробы пыли отбирали в Лондоне и Гонконге с парковок автотранспорта и вдоль дорог. Собранная пыль делилась на 3 фракции c размером частиц < 125 цш, 125-250 цш, 250-500 цш. В основу биотестирования положена процедура Microtox Solidphase Test Protocol. На бактериях Photobacterium phosphoreum было показано, что наибольшее подавление биолюминесценции характерно для тонкой фракции пыли (< 125 цш) на парковках Лондона («очень токсичная пыль») и на дорогах Гонконга («умеренно токсичная пыль»). Остальные фракции были нетоксичными независимо от города и места отбора. Экотоксичность пыли авторы связывают с содержанием в ней ТМ (Pb, Cu, Zn), при этом наибольшее отрицательное воздействие оказывали Pb и Zn. Пыль Лондона характеризовалась более высокими концентрациями металлов по сравнению с Гонконгом, однако пыль Гонконга отличалась более высоким содержанием обменных фракций металлов. Стоит отметить, что дорожная пыль в обоих городах была слабощелочной, а на парковках автотранспорта — нейтральной.

Биотестирование с использованием биолюминесцентных бактерий является привлекательным по ряду причин: экспрессности метода, простоты исполнения анализа и длительности хранения культуры бактерий. Разработчики теста с использованием биолюминесцентных бактерий отмечают, что он наиболее подходит для первого скринингового анализа наличия токсичности [15]. На получение более точных результатов о степени токсичности может влиять состав пробы пыли, например, содержание водорастворимых ионов. Так, установлено, что некоторые компоненты проб ускоряют скорость потребления NADH, приводя к уменьшению интенсивности свечения бактерий [75]. Увеличение чувствительности данного метода возможно за счет применения ферментативных люминесцентных бактериальных тестов [45, 25].

Перспективы применения микроскопических грибов для тестирования пыли. Группой организмов, которую потенциально можно использовать для биологического тестирования пыли, являются микроскопические грибы (микромицеты). Грибы, будучи неотъемлемым компонентом экосистем, контролируют широкий спектр биосферных функций. Обладая высокими адаптивными способно-

стями, они встречаются практически повсеместно в экосистемах и способны развиваться в самых разнообразных средах: почвенных, водных, воздушных [35]. Совокупность грибных и бактериальных разновидностей, которые обычно встречаются в помещении и переносятся по воздуху в виде частиц, называется биоаэрозолями. Наряду с другими загрязняющими веществами в воздух могут попасть грибы и бактерии из осевшей пыли [73].

Микроскопические грибы регистрируются в различных образцах пыли. Наиболее типичными «обитателями» пыли являются аскомицеты, особенно медленнорастущие представители [64]. В пыли жилых помещений идентифицированы представители родов Aspergillus, Rhizopus, Penicillium, Chrysonilia, Mucor, Fusarium, Cladosporium, Alternaria и Helminthosporium [41]; в пыли архивных помещений — таксоны, близкие к Eurotium, Aspergillus, Candida, Penicillium, Alternaria, Phaeosphaeria, Cap-nodiales и Pleosporales [64]; в пыли вентиляционной системы — Penicillium, Aspergillus, Cladosporium, Alternaria, Mucor и Trichoderma [48]. Эти грибы могут вызывать аллергические реакции у людей, работающих с инфицированными предметами или часто посещающих загрязненные помещения [64]. Микроскопические грибы в целом обладают высокой устойчивостью к органическим и неорганическим загрязнителям [44]. При этом грибы, выделяемые в образцах пыли, относятся к наиболее устойчивым представителям [55], что может быть объяснено присутствием ЗВ в образцах пыли. В составе различных образцов пыли среди прочих составляющих были обнаружены нефтепродукты, ПАУ, ТМ, частицы кожи животных [20, 74].

Микроскопические грибы не являются широко применяемыми в биотестировании тест-организмами. Группа деструкторов органического вещества, к которой принадлежат грибы, в батарее биотестов представлена в основном бактериями. При этом включение микроскопических грибов в практику биотестирования представляется нам перспективным и будет расширять представительство деструкторов органического вещества в батарее биотестов. Обоснованием применения микроскопических грибов в качестве тест-организмов служит то, что микромицеты реагируют на различные группы ЗВ и могут быть их индикаторами. Микромицеты служат индикаторами присутствия ТМ и органических поллютантов, транспортного загрязнения и условий урбанизации. К индикаторам урбанизации относят виды: Aspergillus fumigatus Fresenius, A. flavus Link, A. niger Tiegh, Fusarium oxysporum Schlecht., F. verticillioides Sacc., Paecilomyces variotii Bainier и Penicillium vulpinum Cooke and Massee [9]. Количество грибов коррелирует с концентрацией ПАУ в образцах пыли [20]. Известны данные, что гиалиновые виды микромицетов, например, представители Fusarium, не уступают по чувствительности стан-

дартным тест-культурам водорослей, ракообразных и бактерий [18]. Реакция грибов фиксируется на разных уровнях биологической организации: клеточном, организменном, биоценотическом. Попадание загрязняющих веществ индуцирует биохимические, физиологические и морфологические изменения на клеточном и организменном уровнях, что в итоге приводит к изменениям на уровне грибных сообществ.

На организменном уровне устойчивость грибных культур к ЗВ определяется по степени сокращения диаметра и скорости роста колоний, нарушению образования конидий, ингибированию прироста биомассы [31, 47]. Оценка биомассы имеет решающее значение в биотехнологии в процессе ферментации и в экологии для оценки риска загрязнения [16]. Для характеристики образцов грибов и количественного определения грибных спор и биомассы в воде могут быть применимы методы флуоресценции. Установлено, что интенсивность белковой флуоресценции на 350 нм, возбуждаемой при 280 нм, прямо коррелирует с количеством грибной споровой биомассы в водной суспензии [32]. Возможна разработка биотеста, предполагающего приготовление водной суспензии пыли и тестирование ее токсичности по степени ингибирования споровой и(или) мицелиальной грибной биомассы с помощью флуоресцентного детектирования.

На биохимическом уровне на присутствие загрязняющих веществ грибы реагируют синтезом соответствующих внутриклеточных и внеклеточных ферментов. Лигнинолитические грибы используют различные метаболические пути и могут разлагать широкий спектр ПАУ за счет производства универсальных внеклеточных лигнинолити-ческих ферментов: лакказы, лигнинпероксидазы и Mn-пероксидазы [65]. Помимо внеклеточных лигнинолитических ферментов метаболизму ПАУ способствует цитохром Р-450 монооксигеназа [22]. Так, Penicillium и Aspergillus spp., не являющиеся лиг-нинолитическими грибами, используют опосредованный цитохромом P-450 механизм окисления для разложения или метаболизма ряда ПАУ [50]. Про-теолитические ферменты, выступающие факторами патогенности, секретируются патогенными и металл-устойчивыми грибами, способны к расщеплению материала животного происхождения [11]. Активность преолитических ферментов может, таким образом, коррелировать с присутствием в пыли ТМ, образцов кожи и волос животных. В целом активность определенных ферментов (протеолитических, лигнинолитических, цитохром Р-450 монооксиге-назы) может расцениваться как тест-реакция на токсичность пыли.

Несмотря на отсутствие работ по непосредственному микотестированию пыли, микроскопические грибы можно рассматривать как возможные тест-организмы для оценки ее токсичности. Основа-

Таблица 1

Обзор биотестов, применяемых для исследования пыли

Группа организмов Тест-культура Тест-параметр Тест-объект Форма тест-объекта Срок экспозиции Экотоксичность Источник информации

Высшие растения Brassica chin-ensis, Lolium perenne Всхожесть семян, длина корня Фракции пыли: < 125, 125-250 и 250-500 цш Водная вытяжка 7 дней да [81]

Водоросли Dunaliella tertiolecta Ингибирование скорости роста Фракции пыли: < 125, 125-250, 250-500 цш Водная вытяжка 48 и 96 ч нет [81]

Pseudokirchneri-ella subcapitata Ингибирование скорости роста РМ10 и крупная фракция пыли Водная вытяжка 72 ч да, при С > 100 мг/л [77]

Selenastrum capricornutum Ингибирование скорости роста Валовая пыль (без деления на фракции) Твердая пыль 96 ч да [28]

Черви Eisenia fetida Потеря массы тела Микропластик (резиновая крошка) Твердая пыль (резиновая крошка) 33 дня да [63]

Tubifex spp. Lumbriculus variegatus Смертность и потеря массы тела Фракция пыли 10-586 цш Твердая пыль 28 дней нет [69]

Eisenia fetida Смертность и потеря массы тела Фракция пыли 10-40 цш Твердая пыль 56 дней да [36]

Водные ракообразные Heterocypris incongruens Смертность, ингибирование роста Дорожная пыль (без деления на фракции) Водная вытяжка 6 дней да [70]

Смертность, ингиби-рование роста, количество отложенных яиц, первый день насиживания, средний день производства яиц, производство яиц в течение всей жизни и коэффициент яйцекладки Валовая дорожная пыль (без деления на фракции) Водная вытяжка 6, 14 дней и фаза размножения да [54]

Смертность Дорожная пыль < 2000 цм; фракции дорожной пыли: < 63, 63-250, 250-2000 цм Прямой контакт 6 дней да [42]

Смертность Дорожная пыль < 2000 цм Прямой контакт, растворители 6 дней да [43]

Daphnia magna Смертность Валовая городская пыль (без деления на фракции) Экстракция дождевой водой 48 часов да [28]

Микро-мицеты Trichoderma spp., Fusarium spp., Aspergillus spp. Диаметр колоний, активность спороно-шения, биомасса Компоненты пыли (ТМ, ПАУ) Водная вытяжка, почвенные смеси 3-7 дней да [31, 47]

нием для этого могут быть следующие причины: 1) микромицеты выделяются из образцов пыли; 2) они реагируют на загрязняющие вещества и материалы, содержащиеся в пыли (ПАУ, ТМ, частицы животных тканей); 3) есть перспективный набор тест-реакций грибов (биомасса, численность спор, активность ферментов) для оценки токсичности пыли. К недостаткам микотестирования пыли можно отнести высокую устойчивость грибов и необходимость применения высоких концентраций загрязняющих веществ для фиксирования тест-реакции.

Ключевые характеристики биотестов, применяемых для оценки экотоксичности пыли в найденных исследованиях, приведены в табл. 1.

Перспективы биотестирования для оценки

экотоксичности городской пыли

Выбор тест-культуры. Вопрос выбора наиболее информативного теста и соответствующей тест-культуры является одним из наиболее дискуссионных при реализации биотестирования. Прежде всего, к тест-культурам предъявляются требования чувствительности к ЗВ в тестируемых объектах и способности реагировать на изменение факторов среды. Найденные исследования по оценке эко-токсичности пыли выполнены с использованием таких тест-культур, как люминесцентные бактерии, микроводоросли, беспозвоночные (черви и мелкие ракообразные), высшие растения. В данных исследованиях анализировалась чувствительность культур к ТМ в пыли и различным факторам среды (рН, ионный состав, гранулометрический состав). Важно отметить, что не было найдено публикаций, характеризующих реакцию перечисленных организмов на НП и соли противогололедных реагентов, присутствующие в городской пыли. При этом существует серия работ по изучению экотоксичности почв, подтверждающая чувствительность данных культур к указанным ЗВ [30, 62, 68, 72]. Учитывая эти результаты, стоит ожидать чувствительность организмов к названным токсикантам и в городской пыли, значительный вклад в составе которой приходится на долю почв. Хочется отметить, что среди не рассмотренных организмов нам видится достаточно перспективным использование простейших для тестирования водных экстрактов из пыли в силу их доказанной чувствительности к широкому спектру поллютантов. При этом можно руководствоваться «Методикой определения токсичности отходов, почв, осадков сточных вод, сточных, поверхностных и грунтовых вод методом биотестирования с использованием равноресничных инфузорий Par-amecium caudatum Ehrenberg» (ФР.1.39.2006.02506 / ПНД Ф 14.1:2:3.13-06 / 16.1:2.3:3.10-06).

Среди новых веществ, которые стали исследоваться в составе городской пыли совсем недавно, стоит упомянуть соединения, связанные с истиранием шин и тормозных колодок автомобилей,

истиранием асфальта и бордюрного камня, — эти соединения называются в иностранной литературе термином «non-exhaust emissions» и представляют собой комплекс ЗВ, образование которых связано с автотранспортом, но не с продуктами сгорания топлива.

Сравнивать чувствительность различных тест-культур к компонентам пыли достаточно проблематично, так как системных исследований с применением комплекса организмов в целях биотестирования пока мало, а имеющиеся сведения противоречивы. Собственные исследования [53] по изучению экотоксичности поверхностного слоя почв придорожных территорий г. Москвы (0-3 см), находящихся в условиях интенсивного поступления пыли, выявили снижение чувствительности тест-культур в ряду «высшие растения > черви и микроорганизмы > водоросли».

Современной тенденцией в мировой практике биотестирования является экосистемный подход при выборе тест-культур — экотоксичность одновременно оценивается с использованием комплекса организмов (батарея биотестов), включающего представителей различных трофических уровней — продуцентов (растений или микроводорослей), консу-ментов (червей и водных ракообразных), редуцентов (бактерий или микромицетов) [34]. Такой подход крайне важен, так как позволяет приблизиться к всесторонней оценке воздействия на экосистему.

Большое значение при выборе тест-культуры играют скорость реализации теста, его трудоемкость и стоимость. Не случайно, что наибольшее количество работ по тестированию пыли мы обнаружили с применением биолюминесцентных бактерий. Это самый быстрый тест, позволяющий всего за 30 минут экспозиции оценить токсичность исследуемой пробы. При использовании водорослей, ракообразных и микромицетов длительность экспериментов не превышает 7 дней.

Существует ряд методических тонкостей, которые также стоит учитывать при выборе биотеста для анализа экотоксичности пыли. Например, рН пылевых элюатов нередко выходит за пределы, допустимые для развития биолюминесцентных бактерий. Это решается доведением рН до рекомендуемых значений с помощью кислот или щелочей, что может привести к отличию оцениваемых значений экотоксичности от реальных, так как рН определяет мобильность и растворимость различных компонентов в составе пыли. Другим методическим ограничением может стать масса собранной пыли. В случае малого количества пыли предпочтение будет отдаваться бактериальным и микологическим исследованиям.

Способ реализации — водная вытяжка или твердый субстрат? Большая часть опубликованных результатов исследований по биотестированию пыли предполагает получение водных вытяжек из

тестируемых объектов, в контакт с которыми вступают тест-культуры (живые организмы). Известно, что степень извлечения химических веществ с помощью водной экстракции зависит от ряда факторов: степени растворимости соединений, формы их нахождения, свойств самой матрицы тестируемого объекта. Ключевые ЗВ в составе городской пыли характеризуются высокой контрастностью в плане растворимости. Наименьшее извлечение характерно для НП и ПАУ, слабое — для ТМ, а наиболее полное — для легкорастворимых солей. На степень извлечения данных соединений будут оказывать влияние и параметры тестируемой среды — pH, гранулометрический состав пыли, содержание органического вещества.

Исследования по тестированию почв, загрязненных НП и ТМ, подтверждают, что водные вытяжки демонстрируют значительно меньшие значения токсичности по сравнению с реализацией тестов непосредственно в почве [46]. В работе [13] анализировалась токсичность почв, искусственно загрязненных ТМ, как в водных экстрактах с использованием Ceriodaphnia affinis, Paramecium caudatum, Scenedesmus quadricauda Chodat, Escherichia coli, так и в твердофазных объектах с использованием Eisenia fetida и Sinapis alba L. Было показано, что средние значения токсичности почв, рассчитанные на основе исследований водных экстрактов, были в два раза меньше по сравнению с прямыми контактными исследованиями в почве. Аналогичные данные получены при сравнении элюатных и контактных способов биотестирования почв из импактной зоны средне-уральского металлургического комбината [67].

Можно заключить, что для исчерпывающей оценки экотоксичности пыли, характеризующейся сложным поликомпонентным составом, стоит рекомендовать аппликатные методы биотестирования, реализованные непосредственно на твердых субстратах. Однако при таком подходе выбор тест-культур сужается до использования наземных организмов — высших растений и червей. Работа с данными тест-культурами является более трудоемкой, чем исследования, реализуемые с применением водных организмов. Кроме того, указанные тесты требуют достаточно большого объема собранной пыли, что не всегда возможно. Поэтому применение элюатных тестов также будет востребовано.

Большой потенциал в плане расширения биотест-систем для изучения твердых субстратов представляют бактериальные тесты как характеризующиеся высокой скоростью проведения и простотой регистрации отклика. Например, в работе [21] обосновано использование сероокисляющих микроорганизмов в качестве чувствительного биотеста для оценки твердых сред. О токсичности субстрата судят по интенсивности поглощения кислорода бактериями. Дыхательную активность микроорганизмов, их биомассу и метаболические коэффициенты

также можно использовать для оценки токсичности субстратов. Из работы [1] известно, что при смешивании пыли, загрязненной ТМ, с почвой происходило снижение скорости базального и субстрат-индуцированного дыхания по сравнению с чистой почвой (в 3,5 раза при увеличении содержания пыли в образце от 10 до 90%). Но при этом в экспериментах, где вместо пыли добавлялась прокаленная порода, лишенная тяжелых металлов, показатели микробного дыхания были ниже по сравнению с образцами с пылью. Т.е. добавление пыли стимулировало дыхание микроорганизмов. Известно, что отклик микробного сообщества почв зависит от типа и концентрации загрязняющих веществ, активность может как повышаться, так и снижаться [3, 53]. Развитие бактериальных биотестов позволяет реализовать биотестирование аппликатным способом, применяя экосистемный подход: в качестве продуцентов будут использоваться растения, консументов — черви, редуцентов — бактерии и микромицеты.

При этом использование водных вытяжек выглядит целесообразным для оценки экотоксичности водных объектов, а среди наиболее чувствительных и легко реализуемых стоит назвать биолюминесцентные бактериальные тесты.

Выбор контроля. В качестве контроля для элю-атных биотестов используется дистиллированная вода либо культуральные среды, не содержащие ЗВ. При реализации аппликатных способов биотестирования, в частности при тестировании почв, существуют два подхода. Согласно одному подходу, в качестве контроля используют искусственную почву, состоящую из 69% кварцевого песка, 20% каолинитовой глины, 10% сфагнового торфа, 1% карбоната кальция [37]. Согласно другому подходу, выбирают незагрязненную (фоновую) почву, так как ее свойства способны оказать воздействие на рост и развитие тест-культуры в контрольной пробе.

Существующие методические рекомендации по реализации биотестирования элюатным способом являются подходящими для способов биотестирования водных экстрактов образцов пыли. Однако для аппликатного способа стандартизованного контроля пока не существует. В известных нам работах по биотестированию образцов пыли аппликатным способом используется дистиллированная вода.

Нам представляется логичным создание контрольных образцов по типовым размерным фракциям частиц, составляющих пыль. Если исследование не предполагает выделение какой-либо фракции пыли, то можно выбирать контроль, соответствующий доминирующей фракции в исследуемом объекте. Альтернативным подходом может быть определение экотоксичности почв с внесенной пылью. В данном случае исходная почва до внесения пыли может выступать контролем.

Выводы

1. На данный момент сведения об экотоксич-ности твердых пылевых отложений, собранных с различных поверхностей в городе, крайне малочисленны. Однако в последнее десятилетие наметилась тенденция роста количества публикаций в этой области.

2. Анализ существующих публикаций позволяет заключить, что методы биотестирования имеют высокий потенциал для экотоксикологиче-ской оценки пыли в силу ряда причин: биотесты характеризуются доказанной чувствительностью к широкому спектру поллютантов, присутствующих в пыли; демонстрируют дифференцированные экотоксикологические эффекты в зависимости от свойств среды; могут быть реализованы с использованием организмов разных трофических уровней.

3. При выборе метода биотестирования для оценки экотоксичности важно учитывать такие характеристики пыли, как смачиваемость образцов, рН, содержание водорастворимых ионов и органического вещества. Стоит отметить, что масса образца пыли также может стать существенным ограничением.

4. Учитывая поликомпонентность пыли и большое разнообразие присутствующих загрязняющих веществ с различным потенциалом перехода в водные экстракты, для корректной оценки экоток-сичности стоит рекомендовать аппликатные способы биотестирования, реализуемые непосредственно на твердых пылевых субстратах.

5. Для всесторонней оценки воздействия пыли на городскую экосистему целесообразно проводить биотестирование с использованием набора организмов разных трофических уровней. В случае ап-пликатных способов биотестирования набор организмов может состоять из растений (продуцентов), червей (консументов) и бактерий и грибов (редуцентов). Факультативно в случае недостаточности массы пробы могут быть применены элюатные аналоги: водоросли, ракообразные, бактерии.

6. Представляется своевременной разработка стандартов по биотестированию пыли с целью унификации получаемых результатов. Одним из наиболее важных вопросов, требующих первоочередного решения, является вопрос выбора контроля.

Информация о финансировании работы

Исследование выполнено за счет гранта Российского научного фонда № 22-24-00211, Ьйр8://г8с£ га/рго}ес1/22-24-002П/

КОНФЛИКТ ИНТЕРЕСОВ

Авторы заявляют об отсутствии конфликта интересов.

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1. Бакунович Н.О., Хохлова О.С., Мякшина Т.Н. и др. Загрязнение тяжелыми металлами и дыхательная активность микроорганизмов в нативных почвах и искусственных субстратах (на примере заповедного участка «Ямская степь») // Бюллетень Почвенного института им. В.В. Докучаева. 2016. № 85.

2. Терехова В.А., Гершкович Д.М., Гладкова М.М. и др. Биотестирование в экологическом контроле. М., 2017.

3. Васенёв И.И., Ананьева Н.Д., Иващенко К.В. Влияние поллютантов (тяжелые металлы, дизельное топливо) на дыхательную активность конструктоземов // Экология. 2013. № 6.

4. Волкова В.Д., Колодкин Н.В. Особенности распределения микромицетов по фракциям придорожной пыли // Материалы Международной научной конференции XXV Докучаевские молодежные чтения «Почва — жизнь». 2022.

5. Власов Д.В., Касимов Н.С., Кошелева Н.Е. Геохимия дорожной пыли (Восточный округ Москвы) // Вестн. Моск. ун-та. Сер. 5. География. 2014. № 3.

6. ГОСТ 32293-2013. Межгосударственный стандарт. Методы испытаний химической продукции, представляющей опасность для окружающей среды. Испытание водорослей и цианобактерий на задержку роста. https://docs.cntd.ru/document/1200107854 (дата обращения: 03.06.2022).

7. ГОСТ 32367-2020. Межгосударственный стандарт. Методы испытаний химической продукции, представляющей опасность для окружающей среды. Угнетение репродуктивной способности Дафния магна. https:// docs.cntd.ru/document/566393975 (дата обращения: 03.06.2022).

8. ГОСТ 32536-2020. Межгосударственный стандарт. Методы испытаний химической продукции, представляющей опасность для окружающей среды. Определение острой токсичности для дафний. https://docs.cntd. ru/document/566323133 (дата обращения: 03.06.2022).

9. Марфенина О.Е. Антропогенная экология почвенных грибов. М., 2005.

10. Николаева О.В., Терехова В.А. Совершенствование лабораторного фитотестирования для экотоксиколо-гической оценки почв // Почвоведение. 2017. № 9. https:// doi.org/10.7868/S0032180X17090052

11. Павлюкова Е.Б., Белозерский М.А., Дунаевский Я.Е. Внеклеточные протеолитические ферменты мице-лиальных грибов // Биохимия. 1998. Т. 63, № 8.

12. Прокофьева Т.В., Шишков В.А., Кирюшин А.В. и др. Свойства твердых (пылеаэрозольных) атмосферных выпадений придорожных территорий г. Москвы // Известия Российской академии наук. Серия географическая. 2015. № 3.

13. Пукальчик М.А., Терехова В.А., Карпухин М.М. и др. Сравнение элюатных и контактных методов биотестирования при оценке почв, загрязненных тяжелыми металл(оид)ами // Почвоведение. 2019. № 4.

14. РД 118-02-90. Методическое руководство по биотестированию воды. Утв. постановлением Госкомприроды СССР от 06.08.1990 г. № 37.

15. Ревазова Ю.А., Донерьян Л.Г., Данилов В.С. и др. Определение токсичности почв с помощью биотеста «Эколюм». МР 01.019-07. М., 2007.

16. Терехова В.А. Значение микологических исследований для контроля качества почв // Почвоведение. 2007. № 5.

17. Терехова В.А. Биотестирование экотоксичности почв при химическом загрязнении: современные подходы к интеграции для оценки экологического состояния (обзор) // Почвоведение. 2022. № 5.

18. Тимофеев М.А., Терехова В.А., Кожевин П.А. Биотестирование почв при загрязнении кадмием // Вестн. Моск. ун-та. Сер. 17. Почвоведение. 2010. № 4.

19. Федосеева Е.В., Григорьева И.Ю., Николаева О.В. и др. Особенности альготестирования проб, содержащих растворенное органическое вещество // Вопросы современной альгологии (Issues of Modern Algology). 2020. № 2.

20. Al-Hunaiti A., Arar S., Taubel M. et al. Floor dust bacteria and fungi and their coexistence with PAHs in Jordanian indoor environments // Science of The Total Environment. 2017. Vol. 601-602. https://doi.org/10.1016/J.SCIT0-TENV.2017.05.211

21. Ashun E., Toor U.A., Kim H.S. et al. A direct contact bioassay using sulfur-oxidizing bacteria (SOB) for toxicity assessment of contaminated field soils // Chemosphere. 2022. Vol. 286. Art. 131599. https://doi.org/10.1016/J.CHEM0-SPHERE.2021.131599

22. Bhattacharya S.S., Syed K., Shann J. et al. A novel P450-initiated biphasic process for sustainable biodegradation of benzo[a]pyrene in soil under nutrient-sufficient conditions by the white rot fungus Phanerochaete chrysosporium // Journal of Hazardous Materials. 2013. Vol. 261. https://doi. org/10.1016/J.JHAZMAT.2013.07.055

23. van Bohemen H.D., van de Laak W.H.J. The influence of road infrastructure and traffic on soil, water, and air quality // Environmental Management. 2003. Vol. 31. https://doi. org/10.1007/s00267-002-2802-8

24. Bondarenko L., Terekhova V., Kahru A. et al. Erratum: Sample preparation considerations for surface and crystalline properties and ecotoxicity of bare and silica-coated magnetite nanoparticles // RSC Adv. 2021. Vol. 51. https:// doi.org/10.1039/D1RA05703K

25. Bondareva L., Kudryasheva N. Direct and indirect detoxification effects of humic substances // Agronomy. 2021. Vol. 11, № 2. https://doi.org/10.3390/agronomy11020198

26. Burton S.A., Petersen R.V., Dickman S.N. et al. Comparison of in vitro bacterial bioluminescence and tissue culture bioassays and in vivo tests for evaluating acute toxicity of biomaterials // Journal of Biomedical Materials Research. 1986. Vol. 20. https://doi.org/10.1002/jbm.820200613

27. Chinese Environmental Protection Agency (CEPA) GB/T15441-1995, Water Quality Determination of the Acute Toxicity Luminescent Bacteria Test. 1995.

28. Chung N.T., Ra J.S., Park K. et al. Toxicity of artificial runoff fostered with dry deposition particulates from industrial, commercial, and highway area in Gwangju, Korea // Water Science and Technology. 2009. Vol. 59. https://doi. org/10.2166/wst.2009.258

29. Couture P., Visser S.A., van Coillie R. et al. Algal bioassays: their significance in monitoring water quality with respect to nutrients and toxicants // Swiss Journal of Hydrology. 1985. Vol. 47. https://doi.org/10.1007/BF02551938

30. Eijsackers H., van Gestel C.A.M., de Jonge S. et al. Polycyclic aromatic hydrocarbon-polluted dredged peat sediments and earthworms: A mutual interference // Ecotoxicol-ogy. 2001. Vol. 10. https://doi.org/10.1023/A:1008954706150

31. Ernesto Juniors P.T., Valeria C.L., Santiago P.O. et al. Tolerance to oxidative stress caused by copper (Cu) in Tricho-derma asperellum To // Biocatalysis and Agricultural Biotechnology. 2020. Vol. 29. Art. 101783. https://doi.org/10.1016/J. BCAB.2020.101783

32. Fedoseeva E.V., Patsaeva S.V., Khundzhua D.A. et al. Effect of exogenic humic substances on various growth endpoints of Alternaria alternata and Trichoderma harzia-num in the experimental conditions // Waste and Biomass Valorization. 2021. Vol. 12. https://doi.org/10.1007/s12649-020-00974-x

33. van der Grinten E., PikkemaatM.G., van den Brandhof E.J. et al. Comparing the sensitivity of algal, cyanobacterial and bacterial bioassays to different groups of antibiotics // Chemosphere. 2010. Vol. 80. https://doi.org/10.1016/jxhe-mosphere.2010.04.011

34. Hagner M., Romantschuk M., Penttinen O.P. et al. Assessing toxicity of metal contaminated soil from glassworks sites with a battery of biotests // Science of The Total Environment. 2018. Vol. 613-614. https://doi.org/10.1016/j. scitotenv.2017.08.121

35. Hawksworth D.L. The magnitude of fungal diversity: the 1,5 million species estimate revisited // Myco-logical Research. 2001. Vol. 105. https://doi.org/10.1017/ S0953756201004725

36. Holzinger A., Mair M.M., Lücker D. et al. Comparison of fitness effects in the earthworm Eisenia fetida after exposure to single or multiple anthropogenic pollutants // Science of The Total Environment. 2022. Vol. 848, Pt. 3. Art. 156837. https://doi.org/10.1016/jj.scitotenv.2022.156387

37. ISO 11269-2:2012 Soil quality — Determination of the effects of pollutants on soil flora — Part 2: Effects of contaminated soil on the emergence and early growth of higher plants.

38. ISO 14371:2012 Water quality — Determination of fresh water sediment toxicity to Heterocypris incongruens (Crustacea, Ostracoda). https://www.iso.org/standard/54612. html

39. Johnson B.T. Microtox® acute toxicity test // Small-scale freshwater toxicity investigations. Dordrecht, 2005. Vol. 1: Toxicity Test Methods. https://doi.org/10.1007/1-4020-3120-3_2

40. Kasimov N.S., Kosheleva N.E., Vlasov D.V. et al. Phy-sicochemical properties of road dust in Moscow // Geography, Environment, Sustainability. 2019. Vol. 12. https://doi. org/10.24057/2071-9388-2019-55

41. Khalaf N.F., Al-Obaidi M.J., Mohammed S.W et al. Indoor house dust-borne fungi and risk of allergic respiratory diseases in Baghdad city // Revue Française d'Al-lergologie. 2021. Vol. 62, № 4. https://doi.org/10.1016/J. REVAL.2021.05.002

42. Khanal R., Furumai H., Nakajima F. Toxicity assessment of size-fractionated urban road dust using ostracod Het-erocypris incongruens direct contact test // Journal of Hazardous Materials. 2014. Vol. 264. https://doi.org/10.1016/J. JHAZMAT.2013.10.058

43. Khanal R., Furumai H., Nakajima F. Characterization of toxicants in urban road dust by Toxicity Identification Evaluation using ostracod Heterocypris incongruens direct contact test // Science of The Total Environment. 2015. Vol. 530531. https://doi.org/10.1016/J.SCIT0TENV.2015.05.090

44. Korneykova M.V., Lebedeva E.V. Opportunistic fungi in the polluted soils of kola peninsula // Geogra-

phy, Environment, Sustainability. 2018. Vol. 11. https://doi. org/10.24057/2071-9388-2018-11-2-125-137

45. Kudryasheva N.S., Kovel E.S. Monitoring of low-intensity exposures via luminescent bioassays of different complexity: cells, enzyme reactions, and fluorescent proteins // International Journal of Molecular Sciences. 2019. Vol. 20, № 18. https://doi.org/10.3390/ijms20184451

46. Leitgib L., Kalman J., Gruiz K. Comparison of bio-assays by testing whole soil and their water extract from contaminated sites // Chemosphere. 2007. Vol. 66. https://doi. org/10.1016/J.CHEM0SPHERE.2006.06.024

47. Liaquat F., Haroon U., Munis M.F.H. et al. Efficient recovery of metal tolerant fungi from the soil of industrial area and determination of their biosorption capacity // Environmental Technology & Innovation. 2021. Vol. 21. Art. 101237. https://doi.org/10.1016/J.ETI.2020.101237

48. Liu Z, Zhu Z, Zhu Y. et al. Investigation of dust loading and culturable microorganisms of HVAC systems in 24 office buildings in Beijing // Energy and Buildings. 2015. Vol. 103. https://doi.org/10.1016ZJ.ENBUILD.2015.06.056

49. Lobo H., Espindola E.L.G. Branchiura sowerbyi Beddard, 1892 (Oligochaeta: Naididae) as a test species in ecotoxicology bioassays: a review // Zoosymposia. 2014. Vol. 9. https://doi.org/10.11646/zoosymposia.9.1.11

50. MaigariA.U., MaigariM.U. Microbial metabolismof polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs): A review // International Journal of Scientific & Engineering Research. 2015. Vol. 6, № 4.

51. Martinez-Madrid M., Rodriguez P., Perez-Iglesias J.I. et al. Sediment toxicity bioassays for assessment of contaminated sites in the Nervion River (Northern Spain). 2. Tubifex tubifex reproduction sediment bioassay // Ecotoxicology. 1999. Vol. 8. https://doi.org/10.1023/A:1008966702822

52. Nikolaeva O., Kuznetsova T., Karpukhin M. et al. Elemental composition of sediments on exterior window surfaces along vertical gradient in Moscow // Science of The Total Environment. 2022. Vol. 825. Art. 153999. https://doi. org/10.1016/J.SCIT0TENV.2022.153999

53. Nikolaeva O., Tikhonov V., Vecherskii M. et al. Ecotox-icological effects of traffic-related pollutants in roadside soils of Moscow // Ecotoxicology and Environmental Safety. 2019. Vol. 172. https://doi.org/10.1016/J.EC0ENV.2019.01.068

54. Niyommaneerat W., Nakajima F., Tobino T., Yama-moto K. Development of a chronic sediment toxicity test using the benthic ostracod Heterocypris incongruens and their application to toxicity assessments of urban road dust // Eco-toxicology and Environmental Safety. 2017. Vol. 143. https:// doi.org/10.1016/J.EC0ENV.2017.05.011

55. Njoku K.L., Asunmo M.O., Ude E.O. et al. The molecular study of microbial and functional diversity of resistant microbes in heavy metal contaminated soil // Environmental Technology and Innovation. 2020. Vol. 17. Art. 100606. https://doi.org/10.1016/J.ETI.2020.100606

56. Nyholm N., Kallqvist T. Methods for growth inhibition toxicity tests with freshwater algae // Environmental Toxicology and Chemistry. 1989. Vol. 8. https://doi.org/10.1002/ etc.5620080807

57. OECD Guideline for Testing of Chemicals. № 207: Earthworm, Acute Toxicity Tests. 1984. https://doi. org/10.1787/9789264070042-en

58. 0ECD Guidelines for the Testing of Chemicals. № 201: Freshwater Alga and Cyanobacteria, Growth Inhibition Test. 2011. https://doi.org/10.1787/9789264069923-en

59. 0ECD Guideline for the Testing of Chemicals. № 220: Enchytraeid Reproduction Test. 2016. https://doi. org/10.1787/9789264264472-en

60. 0ECD Guideline for the Testing of Chemicals. № 222: Earthworm Reproduction Test (Eisenia fetida / Eisenia andrei). 2016. https://doi.org/10.1787/9789264264496-en

61. OECD Guidelines for Testing Chemicals. № 232: Collembolan Reproduction Test in Soil. 2016. https://doi. org/10.1787/9789264264601-en

62. Owojori O.J., Reinecke A.J., Voua-Otomo P. et al. Comparative study of the effects of salinity on life-cycle parameters of four soil-dwelling species (Folsomia candida, En-chytraeus doerjesi, Eisenia fetida and Aporrectodea caliginosa) // Pedobiologia (Jena). 2009. Vol. 52. https://doi.org/10.1016/J. PED0BI.2008.12.002

63. Pochron S.T., Fiorenza A., Sperl C. et al. The response of earthworms (Eisenia fetida) and soil microbes to the crumb rubber material used in artificial turf fields // Che-mosphere. 2017. Vol. 173. https://doi.org/10.1016/jxhemo-sphere.2017.01.091

64. Polo A., Cappitelli F., Villa F. et al. Biological invasion in the indoor environment: the spread of Eurotium halophi-licum on library materials // International Biodeterioration & Biodegradation. 2017. Vol. 118. https://doi.org/10.1016/J. IBI0D.2016.12.010

65. Pozdnyakova N.N. Involvement of the ligninolyt-ic system of white-rot and litter-decomposing fungi in the degradation of polycyclic aromatic hydrocarbons // Biotechnology Research International. 2012. Vol. 2012. Art. 243217. https://doi.org/10.1155/2012/243217

66. Prokofeva T.V., Kiryushin A.V., Shishkov V.A. et al. The importance of dust material in urban soil formation: the experience on study of two young Technosols on dust depositions // Journal of Soils and Sediments. 2017. Vol. 17. https:// doi.org/10.1007/s11368-016-1546-7

67. Prudnikova E. V., Neaman A., Terekhova V.A. et al. Root elongation method for the quality assessment of metal-polluted soils: Whole soil or soil-water extract? // Journal of Soil Science and Plant Nutrition. 2020. Vol. 20. https://doi. org/10.1007/s42729-020-00295-x

68. Ramadass K., Megharaj M., Venkateswarlu K. et al. Ecological implications of motor oil pollution: Earthworm survival and soil health // Soil Biology and Biochemistry. 2015. Vol. 85. https://doi.org/10.1016/J.S0ILBI0.2015.02.026

69. Redondo-Hasselerharm P.E., de Ruijter V.N., Mint-enig S.M. et al. Ingestion and chronic effects of car tire tread particles on freshwater benthic macroinvertebrates // Environmental Science and Technology. 2018. Vol. 52. https://doi. org/10.1021/acs.est.8b05035

70. Rogula-Kozlowska W., Rybak J., Wrobel M. et al. Site environment type — The main factor of urban road dust toxicity? // Ecotoxicology and Environmental Safety. 2021. Vol. 218. Art. 112290. https://doi.org/10.1016/J.EC0ENV.2021.112290

71. Romano S., Perrone M.R., Becagli S. et al. Ecotoxic-ity, genotoxicity, and oxidative potential tests of atmospheric PM10 particles // Atmospheric Environment. 2020. Vol. 221. https://doi.org/10.1016/j.atmosenv.2019.117085

72. Somtrakoon K., Chouychai W. Phytotoxicity of single and combined polycyclic aromatic hydrocarbons toward economic crops // Russian Journal of Plant Physiology. 2013. Vol. 60. https://doi.org/10.1134/S1021443712060155

73. Spilak M.P., Madsen A.M., Knudsen S.M. et al. Impact of dwelling characteristics on concentrations of bac-

teria, fungi, endotoxin and total inflammatory potential in settled dust // Building and Environment. 2015. Vol. 93. https:// doi.org/10.1016/J.BUILDENV.2015.03.031

74. Suvetha M., Charles P.E., Vinothkannan A. et al. Are we at risk because of road dust? An ecological and health risk assessment of heavy metals in a rapid growing city in South India // Environmental Advances. 2022. Vol. 7. Art. 100165. https://doi.org/10.1016/J.ENVADV.2022.100165

75. Tarasova A.S., Stom D.I., Kudryasheva N.S. Effect of humic substances on toxicity of inorganic oxidizer bioluminescent monitoring // Environmental Toxicology and Chemistry. 2011. Vol. 30. https://doi.org/10.1002/etc.472

76. Vlasov D., Kosheleva N., Kasimov N. Spatial distribution and sources of potentially toxic elements in road dust and its PM10 fraction of Moscow megacity // Science of The Total Environment. 2021. Vol. 761. Art. 143267. https://doi. org/10.1016/J.SCIT0TENV.2020.143267

77. Volta A., Sforzini S., Camurati C. et al. Ecotoxico-logical effects of atmospheric particulate produced by braking systems on aquatic and edaphic organisms // Environment International. 2020. Vol. 137. https://doi.org/10.1016/j. envint.2020.105564

78. Wang C., Wang F., Zhang Q. et al. Individual and combined effects of tebuconazole and carbendazim on soil microbial activity // European Journal of Soil Biology. 2016. Vol. 72. https://doi.org/10.1016/j.ejsobi.2015.12.005

79. Wang J., Yu J., Gong Y. et al. Pollution characteristics, sources and health risk of metals in urban dust from different functional areas in Nanjing, China // Environmental Research. 2021. Vol. 201. Art. 111607. https://doi.org/10.1016/J. ENVRES.2021.111607

80. Wang W., Freemark K. The use of plants for environmental monitoring and assessment // Ecotoxicology and Environmental Safety. 1995. Vol. 30. https://doi.org/10.1006/ eesa.1995.1033

81. Wang W.H., Wong M.H., Leharne S. et al. Frac-tionation and biotoxicity of heavy metals in urban dusts collected from Hong Kong and London // Environmental Geochemistry and Health. 1998. Vol. 20. https://doi. org/10.1023/A:1006530300522

Поступила в редакцию 07.04.2022 После доработки 16.05.2022 Принята к публикации 20.05.2022

ECOTOXICITY OF URBAN DUST: EXISTING PRACTICES AND PERSPECTIVES FOR THE BIOASSAY APPLICATION (REVIEW)

O. V. Nikolaeva, S. A. Kulachkova, A. A. Astaikina, E. V. Fedoseeva, V. A. Terekhova

Bioassay is a popular method for the ecotoxicological state assessment of various components of urban ecosystems — soils, water bodies and air. However, little is known about the potential of bioassay application to determine the ecotoxicity of urban dust — a complex heterogeneous media composed of natural and technogenic particles. Many components of urban dust are known to pose toxic effects to living organisms. The aim of this article is to review the existing practices for the ecotoxicological assessment of urban dust and to identify the key trends in the development of the bioassay. The existing studies revealed a high potential of bioassay methods as they are sensitive to a wide range of pollutants present in dust; able to reflect the dust toxicity selectively depending on environmental factors, and can be implemented using organisms of different trophic levels. The following dust characteristics should be taken into account for the bioassay method proper choice: sample mass, wettability, pH, water-soluble ions and organic matter content. Due to complexity of urban dust composition and different potential for the transition of its components into water extracts, it is recommended to prioritize the bioassay realized on solid dust substrates instead of extracts. For the comprehensive assessment of dust impact on urban ecosystem, a set of organisms of different trophic levels should be considered instead of one. Standards should be developed for dust bioassay in order to unify the results obtained by different researches. The choice of the control sample is one of the most important methodological questions.

Key words: ecotoxicological assessment, algae, higher plants, worms, aquatic crustaceans, bacteria, fungi, road dust, toxicants.

СВЕДЕНИЯ ОБ АВТОРАХ

Николаева Ольга Вячеславовна, канд. биол. наук, ст. науч. сотр. учебно-опытного почвенно-экологического центра МГУ имени М.В. Ломоносова, e-mail: nikolaevalisovitskaya@gmail.com

Кулачкова Светлана Александровна, канд. биол. наук, ст. науч. сотр. каф. географии почв ф-та почвоведения МГУ имени М.В. Ломоносова, e-mail: kulachkova_sa@inbox.ru

Астайкина Анжелика Анатольевна, канд. биол. наук, мл. науч. сотр. каф. химии почв ф-та почвоведения МГУ имени М.В. Ломоносова, e-mail: astaikina-anzhel@mail.ru

Федосеева Елена Васильевна, канд. биол. наук, науч. сотр. лаборатории изучения функций почв ИПЭЭ РАН имени А.Н. Северцова, e-mail: elenfedoseeva@gmail.com

Терехова Вера Александровна, докт. биол. наук, проф. каф. земельных ресурсов и оценки почв ф-та почвоведения МГУ имени М.В. Ломоносова, руководитель лаборатории экотоксикологического анализа почв, e-mail: vterekhova@gmail.com