CC BY
64
УДК 57.084.1: 57.042
ИСПОЛЬЗОВАНИЕ СТАНДАРТНЫХ ФИТОТЕСТОВ ДЛЯ ОЦЕНКИ ТОКСИЧНОСТИ ГОРОДСКИХ ПОЧВ СО СЛОЖНЫМ КСЕНОБИОТИЧЕСКИМ ПРОФИЛЕМ
В.В. Столбова, Г.И. Агапкина, Д.В. Берегела
В условиях стандартных фитотестов с салатом Latuca sativa (L.) и пшеницей Triticum aes-tivum (L.) оценена токсичность городской почвы со сложным ксенобиотическим профилем, представленным стойкими органическими загрязнителями. Анализ сопряженного изменения определенных тест-функций, характеризующих ростовые параметры, позволил выявить и качественно охарактеризовать тестируемую активность как аналогичную функциональному действию некоторых фиторегуляторов. Не обнаружена корреляция между уровнем фитотести-руемой активности, выраженной указанными тест-функциями, и концентрациями/суммой концентраций компонентов ксенобиотического профиля.
Ключевые слова: фитотестирование, стойкие органические загрязнители, ксенобиотиче-ский профиль, тест-функция, антигиббереллиновая активность.
Введение
Комплексный характер загрязнения окружающей среды становится в настоящее время типичным для территорий, испытывающих интенсивное воздействие разных видов хозяйственной деятельности. Особенно это характерно для городских экосистем, находящихся под влиянием разнообразных источников эмиссии поллютантов. Особую опасность в условиях урбоэкосистем представляют стойкие органические загрязнители (СОЗ) в связи с их высокой персис-тентностью и широким спектром токсического действия, проявляющегося в наиболее опасных формах (нарушения в иммунной и эндокринной системах, канцерогенность, мутагенность, тератогенность и др.). В список СОЗ входят такие ксенобиотики, как хлор-органические пестициды (ХОП) (в том числе дихлор-дифенилтрихлорметилметан — ДДТ, гексахлорбен-зол — ГХБ, гексахлорциклогексан — ГХЦГ), поли-хлорированные бифенилы (ПХБ), полихлорированные дибензо-пара-диоксины (ПХДД) и полихлорирован-ные дибензофураны (ПХДФ) [9, 11]. Несмотря на то что ранее используемые в хозяйственной деятельности СОЗ в настоящее время запрещены к производству и применению в большинстве стран, их содержание в природных средах остается достаточно высоким. В почвах эти липофильные экотоксикан-ты депонируются в основном в верхних гумусовых горизонтах и сохраняются длительное время, формируя сложный ксенобиотический профиль. Многокомпонентное органическое загрязнение почвенной матрицы создает значительные трудности как для анализа образцов инструментальными методами, так и для оценки возможного эффекта комбинированного действия на организмы экотоксикантов при проведении экологического мониторинга городской среды [11, 13]. Данные о содержании отдельных экотоксикантов в ксенобиотическом профиле могут
дать только очень приблизительную и не всегда достоверную картину характера возможных нарушений в организмах. В настоящее время фитотестиро-вание как дешевый, оперативный и чувствительный метод измерения интегральной токсичности почв является стандартной процедурой при токсикологической оценке состояния окружающей среды в отечественной и зарубежной природоохранной практике [2, 10, 14, 15]. Многие СОЗ являются физиологически активными веществами — модуляторами сложных биохимических процессов в организмах и могут выступать в роли искусственных гормонов, изменяющих рост и развитие растений [7]. При этом существует вероятность проявления их активности (токсичности) в чрезвычайно малых концентрациях, зачастую ниже предела обнаружения аналитическими методами. Поэтому использование чувствительных методов фитотестирования представляется перспективным для оценки токсичности почв с загрязнением сложного состава, включающим стойкие органические ксенобиотики.
Целью настоящей работы стало исследование возможности измерения на основе стандартных фи-тотестов токсичности городской почвы с учетом особенностей действия на растения сложного ксено-биотического профиля среды, содержащего группу соединений ПХБ и ХОП. Почвенные образцы подвергали фитотестированию с использованием в качестве тест-организмов представителей двудольных и однодольных растений. Для качественной оценки токсичности почвы проводился отбор наиболее информативных для характеристики эффекта тест-функций (регистрируемые в биотесте физиологические и/или морфологические характеристики тест-организмов) и их соотношений. Для каждого образца анализировались сопряженные данные по содержанию ПХБ и ХОП и уровню фитотоксичности.
Объекты и методы исследования
Фитотестирование городской почвы было проведено на примере урбанозема среднемощного малогумусового легкосуглинистого на погребенной урбо-дерново-подзолистой почве на территории дендро-парка Ботанического сада МГУ им. М.В. Ломоносова. Почвы данного участка были трансформированы в ходе строительства здания МГУ и перекрыты привозным грунтом. Почвенный профиль представлен современным гумусово-аккумулятивным гор. Аи (0—10 см), сформировавшимся на слое техногенного грунта U (10—57 см), использованного при планировке поверхности дендропарка. Под данными слоями залегает исходная урбо-дерново-подзолистая почва, включающая погребенный гор. [А] (57—65 см) [12].
Было выявлено загрязнение почв ПХБ и ХОП из расположенных рядом источников, действовавших с момента образования Ботанического сада. Возможными источниками загрязнения могли быть ПХБ-содержащее электрооборудование в трансформаторной будке, а также лаки, краски и антисептики, применяемые при столярной работе. До запрета, наложенного на использование ДДТ (1970 г.), ГХБ (1986 г.) и ГХЦГ (1987 г.) в сельском хозяйстве, они экстенсивно применялись в СССР [9, 11]. Элементами опробования были индивидуальные поверхностные (0—10 см) образцы почвы (пробная площадка 10x10 м) и смешанные образцы, отобранные по профилю с шагом 10 см на глубину до 60 см.
«Корневой» биотест с проростками салата. Водные суспензии из свежих образцов почв (1:4 в пересчете на высушенную при 105° почву, рН 6,75—8,85) подвергали тестированию по рекомендованной методике Агентства по охране окружающей природной среды США (USEPA) «Root Elongation Test» [17], адаптированной для экологической характеристики загрязненных почв [15]. Фитотестером служили сухие семена салата Latuca sativa (L.) сорта Московский парниковый агрофирмы «Аэлита». В качестве тест-функций были выбраны ростовые характеристики 4-суточных этиолированных проростков — длина гипокотиля и корешка.
Прямое фитотестирование почв с пшеницей. Тестирование свежих почвенных образцов (полная влагоемкость) проводили по модифицированному А.М. Гродзинским методу Нейбауэра-Шнейдера с пшеницей Triticum aestivum (L.) сорта Мироновская 808 в качестве фитотестера [6]. Модификация данного фитотеста используется в отечественной практике гигиенического нормирования экзогенных химических веществ в почве [4] и рекомендуется USEPA как «Seedling Emergence Test» для оценки экологического риска от их использования [16]. Данный фи-тотест чувствителен для оценки токсичности почв, загрязненных слаборастворимыми органическими веществами — инсектицидами, гербицидами, углеводородами [14]. В качестве тест-функций измеряли сухую биомассу и показатели средней и условной средней высоты побега у 10-суточных растений [10]. За фитотестируемую активность почвенной суспензии/почвы принимали средние абсолютные значения рассматриваемых тест-функций. За фитотоксичность образцов принимали процентное отношение средней величины тест-функций в опыте к соответствующим значениям в контроле [4]. В качестве контроля, согласно вышеописанным методикам, использовали дистиллированную воду (метод проростков) и прошедший предварительную обработку песок (метод прямого биотестирования).
Для определения содержания ПХБ и ХОП в почве использовали методы хроматомасс-спектромет-рии высокого разрешения и газовой хроматографии с электронозахватным детектором [5, 13].
Результаты и их обсуждение
Сравнительный анализ изменения фитотестиру-емой методом проростков активности, выраженной двумя тест-функциями. Мы использовали абсолютные значения тест-функций «длина корешка» и «длина гипокотиля» и индекс «длина корешка/длина гипокотиля» для анализа изменения фитотестируемой активности урбанозема по профилю (рис. 1, а) и поверхностному горизонту (рис. 1, б). Расчет коэффициентов попарной корреляции между тремя ука-
0-10 10-20 20-30 30-40 40-50 50-60 12 3 4 5
Глубина отбора образца по профилю, см Номер поверхностного образца
-о- Средняя длина Средняя длина —Отношение средней длины корешка
корешка, см гипокотиля, см к средней длине гипокотиля
Рис. 1. Изменение фитотестируемой методом проростков активности ио профилю (а) и поверхностному горизонту (б) урбанозема
занными показателями вели для объединенной (профильные и поверхностные образцы) выборки. Было установлено, что пропорциональное скоррелиро-ванное (коэффициент корреляции 0,87) изменение тест-функций отчетливо нарушается при тестировании почвенных образцов с глубины 20—30 см и поверхностных образцов 3. Это отмечается соответствующим увеличением индекса «длина корешка/длина гипокотиля» для указанных образцов (рис. 1). Изменение величины индекса в ряду тестируемых образцов значимо коррелирует (уровень значимости 0,05) с тест-функцией «длина гипокотиля» (коэффициент корреляции —0,83) и не коррелирует с изменением тест-функции «длина корешка», что указывает на зависимость изменения (увеличения) индекса именно от изменения (уменьшения) показателя «длина гипокотиля». Таким образом, сравнение фитотести-руемой активности, выраженной двумя тест-функциями, выявило особенности действия ряда образцов на ростовые параметры проростков. Это дает возможность предположить наличие некоторого фактора в почвенной суспензии тестируемых образцов, который оказывает большее ингибирующее действие на гипокотиль, чем на корешок этиолированного проростка салата.
«Эффект укорочения гипокотиля», выявляемый методом проростков. Обнаруженная при фитотести-ровании повышенная чувствительность гипокотиля этиолированных проростков салата к ряду образцов приводит к существенным морфологическим различиям у 4-суточных опытных и контрольных проростков. Так, этиолированные проростки, сформировавшиеся под воздействием образцов с глубины 20—30 см, имеют явно укороченный гипокотиль (рис. 2). Такое проявление в условиях биотеста избирательности токсического действия обозначено нами как «эффект укорочения гипокотиля». При этом относительное ингибирование роста гипокотиля по сравнению с ко-
решком отмечается на фоне общего снижения ростовых показателей.
Статистические показатели варьирования фито-тестируемой активности по профилю и поверхностному горизонту урбанозема. При сравнительной оценке особенностей варьирования фитотестируемой активности по горизонтальному и вертикальному направлениям почвенного объема мы с долей условности рассмотрели результаты измерений тест-функций как выборки из двух совокупностей. Для вертикальной (профильные образцы) и горизонтальной (поверхностные образцы) совокупностей провели сравнение основных параметров полученных распределений (рис. 3). Сопоставление средних горизонтальной и вертикальной подвыборок выявило недостоверность их различий. В отношении показателей варьирования, напротив, видно, что величина стандарта для поверхностного горизонта несколько меньше, чем по профилю урбанозема. Сравнение величины стандартов двух подвыборок по горизонтальной и вертикальной совокупностям с помощью критерия Фишера показало их неоднородность для тест-функции «длина корешка». Можно заключить, что, несмотря на слабую дифференциацию по морфологическим признакам и по наличию факторов, влияющих на фи-тотестируемую активность, почвенный профиль проявляет большую неоднородность, чем поверхностный горизонт урбанозема. Подобный характер изменения экологических показателей в условиях внешних воздействий (увеличение варьирования при незначительном изменении величины показателя) характерен при низких уровнях нагрузки (концентрация загрязнителя) на начальных этапах трансформации экосистемы. Это косвенно позволяет предположить присутствие в профиле урбанозема факторов (в том числе химических веществ), влияющих на фитоток-сичность почвы, при невысоких уровнях воздействия (действующие концентрации).
Рис. 2. «Эффект укорочения гипокотиля»: справа — контрольные методом проростков активности, выраженной тест-функциями этиолированные проростки салата Latuca sativa; слева — они же «длина гипокотиля» (1) и «длина корешка» (2), по профилю (а) с явным «эффектом укорочения гипокотиля» и поверхностному горизонту (б) урбанозема
Сравнительный анализ изменения фитотестиру-емой прямым методом активности, выраженной тремя тест-функциями. Для анализа данных прямого фитотестирования городской почвы мы использовали показатели фитотестируемой активности, выраженные абсолютными значениями трех тест-функций: «сухая биомасса», «средняя высота побега» и «условная средняя высота побега». Прямое фитотестирова-ние выявляет сходные с данными метода проростков закономерности изменения величин фитотестируе-мой активности. Наблюдается относительно согласованное изменение величины тест-функций при биотестировании ряда поверхностных образцов почв (рис. 4, б). Напротив, под воздействием профильных образцов с глубины 20—30 см зафиксировано расхождение показателей фитотестируемой активности, выраженной тест-функциями «средняя высота побега» и «условная средняя высота побега» (рис. 4, а). При этом заметна большая чувствительность последнего. Данный показатель объединяет информацию о воздействии активных факторов как на длину надземного побега, так и на всхожесть семян пшеницы. Расхождение вышеуказанных показателей позволяет предположить наличие в тестируемых образцах факторов, оказывающих в условиях данного фитотеста большее ингибирующее влияние на прорастание семян, чем на удлинение надземного побега пшеницы.
Качественная характеристика фитотестируемой активности. Анализ литературы по природным фи-тогормонам и их синтетическим аналогам позволил охарактеризовать обнаруженные нами особенности фитотоксического действия почвенных объектов как «антигиббереллиновая активность» [1, 6—8]. Методом проростков с салатом выявлена некоторая специфичность действия тестируемых образцов по отношению к гипокотилю этиолированного проростка. Как известно, аналогичные физиологические реакции у растений имеют место при дефиците гибберелли-нов и/или при действии их антагонистов — ретардантов, которые широко используются для регуляции роста [7, 8]. Сходный эффект возможен также при действии этилена на этиолированные проростки салата. Однако связать обнаруженный в данной работе эффект с «этиленоподобной» активностью представляется не совсем корректным, учитывая «трой-
ное» действие этилена на этиолированные побеги двудольных (укорочение, изменение геотропизма и утолщение) [8]. На фотографии (рис. 2) представлен только «эффект укорочения гипокотиля». Прямое биотестирование с пшеницей выявило более значительное ингибирование прорастания семян по сравнению с ростом надземного побега. Мы также связываем подобный эффект с антигиббереллиновым действием тестируемых почвенных разностей. Известно, что в готовом к прорастанию семени процессы морфогенеза запускаются находящимся в зародыше гиббереллином, который в активной форме проникает в зону эндосперма и инициирует высвобождение запасных белков и углеводов, необходимых для синтеза первичных корешков и стеблей проростка [8]. Возможно, обнаруженный в настоящей работе «анти-гиббереллиновый эффект» обусловлен влиянием действующих факторов именно на активность фиторе-гуляторов, а не на их биосинтез, что характерно для синтетических антагонистов гиббереллинов — ретардантов [1, 7]. Поскольку развитие надземного побега в нашем биотесте проходило под влиянием дневного света, антигиббереллиновое действие, вероятно, подавлялось светом [8]. Использование других фитотестов с набором определенных тест-функций, возможно, расширит спектр мишений токсического действия химических веществ, составляющих ксе-нобиотический профиль рассмотренных почвенных объектов. Как известно, в классической токсикологии направленность, избирательность токсического действия являются, наряду с токсикометрическими показателями, основными характеристиками токсикантов [1].
Фитотоксичность урбанозема по данным метода проростов и прямого биотестирования. Данные по фитотестированию почвенных образцов можно представить в относительных (% к контролю) единицах, что позволит обозначить фитотестируемую активность как фитотоксичность. При тестировании химически загрязненных почв в качестве контроля рекомендуется использовать экологически чистую почву аналогичного состава, что зачастую создает проблему в экотоксикологических исследованиях. В данной работе корректно обосновать выбор экологически чистого контроля не представлялось воз-
Рис. 4. Изменение фитотестируемой прямым методом активности по профилю (а) и поверхностному
горизонту (б) урбанозема
можным, учитывая разнообразие свойств и условий функционирования урбаноземов. Кроме того, в эксперименте анализировались образцы, отобранные с разной глубины профиля, что подразумевает их неоднородность с точки зрения почвенного плодородия и затрудняет поиск чистых аналогов. Поэтому нами в качестве контроля были использованы дистиллированная вода и прошедший предварительную стандартную обработку инертный песок. В условиях краткосрочного фитотеста методом проростков тестируемые почвенные суспензии оказывали стимулирующее действие по сравнению с водным контролем. Поскольку нельзя было исключить, что помимо ксенобиотического профиля на проростки также могли оказывать влияние и собственно компоненты почвы, то для характеристики эффекта мы использовали термин «фитотестируемая активность». Токсический эффект регистрировался в условиях среднесрочного прямого фитотестирования, причем наиболее значимые показатели эффекта были выявлены по тест-функции «условная средняя высота побега» для образцов с глубины 20—30 и 0—10 см (22 и 37% соответственно). Необходимо отметить, что наибольший токсический эффект регистрировался прямым методом с помощью тест-функции, выявляющей именно антигиббереллиновый тип активности и в тех образцах, которые в наибольшей степени проявляли «эффект укорочения гипокотиля» в краткосрочном тесте.
Анализ сопряженных данных по содержанию органических экотоксикантов и уровню фитоток-сичности в профиле урбанозема. Анализ образцов урбанозема химико-аналитическими методами показал присутствие следующих представителей ПХБ: ди-, три-, тетра-, пента-, гекса-, гепта- и октахлори-рованных бифенилов. Всего было определено содержание 26 конгенеров ПХБ. Данный список включал 12 диоксиноподобных соединений (81, 77, 126, 169, 105, 114, 118, 123, 156, 157, 167, 189), 7 индикаторных соединений (28/31, 52, 101, 110, 153, 138, 180), характерных для различных типов технических смесей ПХБ. Кроме того, были определены ПХБ-74, 70, 66, 99, 123, 128, 170. Распределение их по профилю было различным, однако превалировали два типа: равномерное понижение содержания с глубиной (пента-, гекса-, гептахлорированные бифенилы) и возрастание содержания на глубине 30—40 см на фоне общей тенденции понижения содержания ПХБ в вертикальном направлении (ди-, три-, тетра- и окта-хлорированные бифенилы). ХОП в почве были представлены ГХБ, ДДТ (о,р- и р,р'-изомеры) и его мета-
болитами (ор-ДДЕ, рр-ДДЕ; о,р'-ДДД и р,р'-ДДД), ГХЦГ (а-, Р-, у-, 5-изомеры). В большинстве случаев общей чертой распределения данных соединений в почвенном профиле было равномерное уменьшение содержания с глубиной. В работе была проведена оценка корреляции между показателями фитотести-руемой методом проростков активности и содержанием в профильных образцах ПХБ (сумма и отдельные конгенеры), ХОП (сумма и отдельные метаболиты и изомеры), содержанием гумуса и величиной рН водной суспензии. Расчет показал, что все исследуемые факторы значимо не коррелируют ни с одним показателем фитотестируемой активности.
Выводы
Используемый в работе прием, заключающийся в анализе сопряженного изменения выбранных для оценки эффекта тест-функций, позволил охарактеризовать качество фитотестируемой активности/токсичности как «антигиббереллиновая активность». Уровень фитотоксичности данного типа не коррелирует с содержанием отдельных СОЗ (ДДТ и его метаболиты, изомеры ГХЦГ, ГХБ) и групп этих соединений в ксенобиотическом профиле городской почвы. Эти данные согласуются с результатами некоторых исследователей, которые не установили подобной связи между уровнем содержания отдельных токсикантов в почве и величиной токсичности, регистрируемой в фитотестах [2, 14]. При этом подобные факты отмечаются при уровнях токсикантов как выше, так и ниже установленных для них в почве ПДК. Вместе с тем описаны случаи прямого стимулирования тестируемой активности при невысоких уровнях загрязнения [3]. Для сложного загрязнения с физиологически активными компонентами наиболее вероятны эффекты комбинированного действия компонентов. Это является объяснением того, что в настоящем исследовании не получены значимые корреляции между эффектом и содержанием отдельных соединений ксенобиотического профиля или их групп. Прогноз воздействия сложного по составу загрязнения (и нормирование сложных смесей) требуют, по-видимому, иных по сравнению с традиционными подходов к способам выражения «дозы», или «нагрузки». Наиболее целесообразным представляется использование «действующих» концентраций компонентов ксенобиотического профиля, а не использование «формальных» значений этих показателей как для отдельных компонентов, так и для их суммы.
СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ
1. Альберт А. Избирательная токсичность. Физико-химические основы терапии. Т. 1. М., 1989.
2. Багдасарян А. С. Биотестирование почв техногенных зон городских территорий с использованием расти-
тельных организмов: Автореф. дис. ... канд. биол. наук. Ставрополь, 2005.
3. Буткевич В.В. Стерилизация почвы. М., 1950.
4. Гончарук Е.И., Сидоренко Г.И. Гигиеническое нормирование химических веществ в почве (руководство). М., 1986.
5. ГОСТ Р 53217-2008. Качество почвы. Определение содержания хлорорганических пестицидов и полихлориро-ванных бифенилов. Газохроматографический метод с элект-ронозахватным детектором.
6. Гродзинский A.M., Головко Э.А., Горобец С.А. и др. Экспериментальная аллелопатия. Киев, 1987.
7. Захарычев В.В. Фитогормоны, их аналоги и антагонисты в качестве гербицидов и регуляторов роста растений. М., 1999.
8. Кефели В.И., Прусакова Л.Д. Химические регуляторы растений. М., 1985.
9. Майстренко В.Н., Клюев H.A. Эколого-аналитиче-ский мониторинг стойких органических загрязнителей. М., 2004.
10. Остроумов С.А. Некоторые аспекты оценки биологической активности ксенобиотиков // Экология. 1990. № 2.
11. Программа ООН по окружающей среде. Подпрограмма по химическим веществам. Региональная оценка стойких токсичных веществ. Центральная и Северо-Восточная Азия. Региональный доклад. ЮНЕП. Глобальный экологический фонд, 2002.
12. Строганова М.Н., Раппопорт A.B. Антропогенные почвы ботанических садов крупный городов южной тайги // Почвоведение. 2005. № 9.
13. Шелепчиков A.A., Бродский Е.С., Жильников B.T., Фешин Д.Б. Определение полихлорированныгх бифенилов и пестицидов в объектах окружающей среды и биоматериалах методом хромато-масс-спектрометрии высокого разрешения // Масс-спектрометрия. 2008. Т. 5, № 4.
14. Ecological Assessment of Hazardous Waste Sites: A Field and Laboratory Reference Document. Report N. EPA/600-/3-89/013. Corvallis, 1989.
15. Evaluation of Terrestrial Indicators for Use in Ecological Assessments at Hazardous Waste Sites. EPA/600/R-92/183. Corvallis, 1992.
16. US Environmental Protection Agency. Ecological Effects Test Guideline OPPTS 850.4100. Terrestrial Plant Toxicity, Tier I (Seedling Emergence). EPA 712-C-96-153. 1996.
17. US Environmental Protection Agency. Ecological Effects Test Guidelines OPPTS 850.4200. Seed Germination/ Root Elongation Toxicity Test. EPA 712-C-96-154. 1996.
Поступила в редакцию 02.06.2011
STANDARDS PLANT BIOASSAYS FOR TOXICITY ASSESSMENT
OF URBAN SOIL WITH COMPLEX XENOBIOTIC PROFILE
V.V. Stolbova, G.I. Agapkina, D.V. Beregela
Toxicity of urban soil with complex xenobiotic profile incorporating persistent organic pollutants has been estimated under standard plant biotesting with lettuce Latuca sativa (L.) and wheat Triticum aestivum (L.). Comparison of adjoint variations of the certain endpoints characterizing the growth parameters made it possible to reveal and qualitative define tested activity similarly with functional effects of some phytoregulators. Not detected any correlations between the level of tested activity expressed above-mentioned endpoints and the concentrations/the sum of the concentrations for all the components of the xenobiotic profile.
Key words: plant bioassay, persistent organic pollutants, xenobiotic profile, endpoints, antigibbe-rellinic activity.
Сведения об авторах
Столбова Валерия Владимировна, канд. биол. наук, ст. препод. каф. радиоэкологии и эко-токсикологии ф-та почвоведения МГУ им. М.В. Ломоносова. Тел.: 8(495)939-25-08; e-mail: vstol@bk.ru. Агапкина Галина Ивановна, канд. хим. наук, ст. науч. сотр. каф. радиоэкологии и экотоксикологии ф-та почвоведения МГУ им. М.В. Ломоносова. Тел.: 8(495)939-25-08; e-mail: galina_agapkina@mail.ru. Берегела Данила Владимирович, студент 5-го курса каф. радиоэкологии и экотоксикологии ф-та почвоведения МГУ им. М.В. Ломоносова. E-mail: dangun@list.ru.
