CC BY
100
УДК 631.416
ПРИМЕНЕНИЕ МЕТОДОВ БИОТЕСТИРОВАНИЯ ПРИ ОЦЕНКЕ ЭКОЛОГИЧЕСКОГО СОСТОЯНИЯ ПОЧВ
И.О. Плеханова, О.А. Золотарёва, И.Д. Тарасенко
Выявлена концентрация тяжелых металлов (ТМ), способная оказать достоверное негативное воздействие на растения и почвенную микробиоту при разных уровнях загрязнения для дерново-подзолистой, серой лесной, чернозема выщелоченного и каштановой почв. По убыванию устойчивости к ТМ их можно расположить в следующий ряд: чернозем выщелоченный > серая лесная > каштановая > дерново-подзолистая почвы.
Выращивание растений на почвах и на почвенных вытяжках показало, что фито-токсичность первых, загрязненных ТМ, проявляется при более низких концентрациях, чем вторых. Это связано с низкой растворимостью соединений тяжелых металлов, которые прочно сорбируются минеральными и органическими компонентами почв, а также находятся в форме малорастворимых соединений.
Ключевые слова: соединения тяжелых металлов, фитотоксичность, дыхание почв, оценка экологического состояния почв.
Введение
Для оценки экологического состояния почв часто используются показатели их биологической активности. Микробное сообщество почвы чутко реагирует на внешние воздействия, в том числе и антропогенные. Изменение условий функционирования влияет на его дыхательную активность, структуру и разнообразие. Живая часть почвы, большую часть которой составляют микроорганизмы, обеспечивает оптимальное функционирование наземной экосистемы и основной поток углекислого газа суши в атмосферу [12].
Установлено, что около половины общего потока СО2 из почв наземных экосистем России образуется за счет микробного дыхания почв [18, 19]. Величина микробной биомассы составляет 0,2—5% от общего количества гумуса [2, 5, 21]. Как отмечают некоторые исследователи, скорость ее оборачиваемости составляет 0,5—2 года, а органического вещества почвы — более 20 лет. Поэтому изменения, происходящие в микробной биомассе, могут предсказать направленность изменений в органическом веществе почвы.
Разнообразие, численность и активность микробного сообщества определяются физическими и химическими свойствами почв, такими как кислотность, влажность, содержание органического вещества, наличие питательных веществ и микроэлементов. Изменения этих свойств могут привести к изменениям в составе микробного сообщества и его функций [4, 13, 26, 29, 31, 32]. Углерод микробной биомассы может быть чувствительным индикатором изменения окружающей среды, поэтому его определение широко применяют в экологических и мониторинговых исследованиях [2, 3, 21, 30, 31, 34].
В качестве одного из критериев для оценки почвенного плодородия часто используют такой показатель, как базальное дыхание. Оно отражает доступность органического вещества для почвенных микроорганизмов, поскольку весь углерод, теряемый почвой с дыханием, должен проходить через микробный пул. Известно также, что под влиянием повышенных концентраций ТМ наблюдается резкое снижение активности ферментов [28, 35]. ТМ ингибируют процессы минерализации и синтеза различных веществ в почвах, подавляют дыхание почвенных микроорганизмов [3, 17, 19,27, 31], выступают как мутагенный фактор [16].
Часто в окружающую среду поступает целый набор загрязняющих веществ, идентифицировать каждое из которых весьма затруднительно. В этом случае необходимо привлекать методы биотестирования и изучать отклик биологических систем на нагрузку с помощью анализа зависимости доза—эффект [4, 7, 23].
Одним из интегральных показателей загрязнения почвы является ее фитотоксичность (свойство почвы подавлять рост и развитие высших растений). Этот показатель определяет границу изменения продуктивности экосистемы, что существенно для почв сельскохозяйственного назначения. Также он принят за один из критериев для городских территорий или почв лесного фонда.
Фитотестирование как способ токсикологической оценки используется в природоохранной практике для оценки экологического качества природных сред. При этом особую актуальность приобретают лабораторные методы фитотестирования как наиболее экспрессные и экономичные. По наблюдениям некоторых исследователей, уровень фитотоксичности почв отмечается при концентрациях ТМ, более высоких, чем ПДК [15, 16].
Таблица 1
Химические свойства почв
Почва Гумус, % рНсол рНвод Сумма обменных оснований, ммоль-экв/100 г почвы Гидролитическая кислотность, ммоль-экв/100 г почвы
Дерново-подзолистая 2,2 5,2 6,4 16 1,9
Серая лесная 5,0 5,7 6,7 15 3,2
Чернозем выщелоченный 6,8 5,9 6,8 28 3,0
Каштановая 2,5 6,8 7,7 17 1,3
Для определения фитотоксичности почв используют различные методики в соответствии с [22], вытяжки из загрязненных почв; в международном стандарте [11] рекомендовано пользоваться загрязненными почвами, а в качестве контроля — их фоновыми аналогами. Высокая фитотоксичность обычно обнаруживается при снижении урожайности сельскохозяйственных растений на 20%.
Цель настоящей работы — оценка экологического состояния почв по показателям интенсивности дыхания и фитотоксичности при загрязнении соединениями ТМ при раздельном и совместном их внесении в ряд зональных почв (дерново-подзолистая, серая лесная, каштановая и чернозем выщелоченный).
Объекты и методы исследования
Опыты проводили на образцах, взятых из пахотных горизонтов почв: агродерново-подзолис-той тяжелосуглинистой (УОПЭЦ «Чашниково», Московская обл., Солнечногорский р-н), серой лесной (Тульская обл.), чернозема выщелоченного (Липецкая обл., Данковский р-н) и каштановой (Волгоградская обл., Иловлинский р-н). Определены их основные химические свойства: содержание органического вещества (по Тюрину в модификации Никитина со спектрофотометрическим окончанием), рН водной и солевой вытяжек (по-тенциометрически), гидролитическая кислотность (вытеснение 1 н. раствором СНзСОО№) (табл. 1). Базальное дыхание почв лизиметров определяли методом газовой хроматографии на хроматографе модели 3700 с детектором по теплопроводности [25].
Исследуемые почвы, кроме каштановой, имеют слабокислую и близкую к нейтральной реакцию среды. Щелочная среда каштановой почвы возможно связана с некоторым ее засолением. Значения рН солевой вытяжки серой лесной, каштановой почв и чернозема >5,5, а дерново-подзолистой — <5,5 в соответствии с градацией ОДК дают право отнести первые три к группе почв с нейтральной реакцией и суглинистым грансоста-вом, а дерново-подзолистую — к группе со слабокислой реакцией среды и суглинистым грансоста-
вом. Такие значения рНсол указывают на разную устойчивость почв к ТМ и разные значения ОДК [9, 10, 14] (табл. 1).
Валовое содержание ТМ в почвах определяли после разложения их царской водкой (HCl + HNO3 в соотношении 3:1) [20]. Водную вытяжку готовили в соотношении почва:вода 1:10, фильтровали и концентрировали упариванием в 50 раз. Содержание ТМ в почвенных вытяжках измеряли на атомно-абсорбционном спектрофотометре AAS-3 и методом атомно-эмиссионной спектроскопии с индуктивно связанной плазмой на приборе Agilent ICP-MS 7100a.
Чернозем имеет значительную мощность гумусового горизонта, высокое содержание гумуса и илистой фракции, большую емкость поглощения, что говорит о высокой буферности этой почвы по отношению к ТМ [14]. По сравнению с остальными почвами у него более высокий показатель суммы обменных оснований.
Дерново-подзолистая почва по сравнению с другими почвами характеризуется более низким естественным плодородием, более высокой кислотностью и меньшей гумусированностью, а также более низкой буферностью. В соответствии с нормативным документом [9] с учетом этих свойств уровень ОДК для дерново-подзолистой почвы в два раза ниже, чем для нейтральных почв (табл. 2).
Таблица 2
Уровень ОДК и дозы тяжелых металлов в почвах, мг/кг
ТМ Кратность ОДК
1 2 3 5 10
Серая лесная, каштановая, чернозем выщелоченный
Pb 130 260 390 650 1300
Zn 220 440 660 1100 2200
Cd 2 4 6 10 20
Дерново-подзолистая
Pb 65 130 195 325 650
Zn 110 220 330 550 1100
Cd 1 2 3 5 10
Таблица 3
Валовое содержание ТМ в незагрязненных почвах, мг/кг
(над чертой — среднее значение, под чертой — стандартное отклонение)
Почва Cu Zn Pb Cd
Дерново-подзолистая 10,3 56,3 54 0,11
0,5 2,2 0,4 0,01
Серая лесная 17,5 47,5 10,5
0,3 0,9 0,3 0,01
Чернозем обыкновенный 27,7 71,0 25,7 0,28
2,1 1,9 1,7 0,02
Каштановая 17,0 46,8 15,5 0,13
0,8 1,7 1,2 0,01
В почвы вносили водный раствор уксуснокислых солей ТМ из расчета следующих доз: 1 ОДК, 2 ОДК, 3 ОДК, 5 ОДК, 10 ОДК (для Pb, Zn, Cd и их смеси). В вегетационные сосуды с массой почвы 500 г высаживали одинаковые по размеру семена горчицы белой (Sinapis alba) и овса (Avena sp.) по 30 шт. на сосуд. Продолжительность вегетационного опыта — 40 дней, повторность — трехкратная. Предварительно почвы инкубировали в течение 14 дней при влажности 60% ПВ, которую определяли заранее для каждой почвы. Параллельно проводили опыты на вытяжках из загрязненных почв и контрольные — на незагрязненных почвах и вытяжках из них. Водные вытяжки готовили в соотношении почва : вода 1:10, встряхивали на ротаторе в течение 2 ч и 30 мин., отстаивали и фильтровали через фильтр «белая лента». Семе-
на раскладывали на увлажненную фильтровальную бумагу и заливали 5 мл вытяжки из почв.
Для изучения динамики развития тест-культур определяли всхожесть семян, энергию прорастания, длину корней и высоту проростков. Уровень фитототоксичности почв отмечали при концентрации ТМ, вызывающей подавление роста и развитие растений на 20% от контроля.
Валовое содержание микроэлементов в незагрязненных почвах находилось в пределах типичных колебаний [6, 16]. Содержание цинка в дерново-подзолистой почве и черноземе выщелоченном выше кларка по Виноградову (табл. 3), что соответствует современной тенденции накопления этого элемента в почвах [16].
Результаты и их обсуждение
Биологическая активность незагрязненных почв по показателю базального дыхания зависит от их типа и физико-химических свойств. Максимальная эмиссия СО2 характерна для чернозема выщелоченного — 2,5 мкмоль/г -сут, для дерново-подзолистой и каштановой почв — в 3,5—4 раза меньше. Для серой лесной почвы она довольно высокая — 2,1 мкмоль/г-сут (рис.1) Наименьшие значения этого показателя получены для каштановой почвы, что можно объяснить невысоким содержанием органического вещества и, вероятно, менее благоприятными физико-химическими свойствами этой почвы.
Внесение в почвы ТМ в одной дозе ОДК вызывает небольшое увеличение интенсивности ды-
Рис. 1. Интенсивность эмиссии СО2 при разном содержании тяжелых металлов в разных почвах
хания при загрязнении почв цинком, а кадмием и смесью металлов — тенденцию к его снижению. При увеличении дозы интенсивность дыхания, сильнее выраженная при загрязнении почв кадмием и полиэлементном, постепенно снижается. При внесении ТМ в дозе 5 ОДК интенсивность дыхания заметно снижается во всех вариантах опыта: в дерново-подзолистой почве — на 30—40% при загрязнении 2и и РЬ, на 50—60% — Cd и при полиэлементном; в серой лесной почве — на 25% при загрязнении 2и и РЬ, на 50% — Cd и смесью металлов. Эмиссия СО2 при загрязнении чернозема в той же 5-кратной дозе ОДК снижается на 25% в варианах с 2и и РЬ и на 50% — Cd и смесью металлов. Дыхание каштановой почвы падает на 26—30% при загрязнении 2и и РЬ, а минимально оно в вариантах с Cd и смесью металлов — на 55 и 60% соответственно (рис. 1). Следует отметить более высокую токсичность для всех почв соединений кадмия и смеси металлов. Таким образом, для всех исследованных почв при уровне загрязнения, равном 5 ОДК, происходит значительное угнетение их микробиологической активности. Наибольшей устойчивостью к загрязнению ТМ обладают серая лесная почва и чернозем выщелоченный. При концентрации загрязняющих веществ, равной 10 ОДК, интенсивность почвенного дыхания минимальна. Наибольшее снижение (до 80%) наблюдается при загрязнении кадмием и комплексом ТМ.
Результаты вегетационных опытов показали, что концентрация ТМ, оказывающая достоверное негативное воздействие на растения, при разных уровнях загрязнения для каждой почвы индивидуальна. Различия определились сразу по проросшим семенам как на почвах, так и на вытяжках из них: максимальное их число оказалось на черноземе, уменьшаясь в ряду серая лесная, дерново-подзолистая и каштановая почвы. Видимо, этот ряд отражает естественное плодородие изучаемых почв (рис. 2).
Различно и влияние металлов на проростки. В почвах и вытяжках из них, загрязненных соединениями цинка, семена тест-культур имели хорошую всхожесть и энергию прорастания. При дозе микроэлемента, равной 1 ОДК, первые проростки горчицы белой появились через два дня после посадки и по морфометрическим показателям не отличались от контроля. При таком уровне содержания цинка на обоих вариантах наблюдается даже небольшое стимулирующее действие.
При загрязнении дерново-подзолистой почвы цинком в дозах 1 и 2 ОДК культура росла хорошо, всхожесть приближалась к контрольным вариантам. На протяжении всего эксперимента признаки угнетения отсутствовали. При загрязнении 3 ОДК число проростков тест-культуры меньше, чем на контроле, всего на 16%. При 5 ОДК всхожесть семян резко снижается — более чем на 50% по срав-
нению с контролем. Культура обладает небольшой энергией прорастания и к концу опыта происходит почти полное ингибирование ее роста. При максимальном уровне загрязнения (10 ОДК) количество проростков уменьшается на 74% по сравнению с контролем. Проростки ослаблены, замедляется рост растения в высоту, и к концу опыта растение погибает (рис. 2).
При загрязнении почв свинцом в дозах 1—3 ОДК признаки угнетения отсутствуют, однако всхожесть и энергия прорастания несколько ниже (при дозе 3 ОДК — на 40%), чем в контрольных вариантах. При более высоких концентрациях микроэлемента (5 и 10 ОДК) растения приобретают угнетенный вид и имеют небольшую биомассу. Число проростков на 75% меньше, чем на контроле.
В дерново-подзолистой почве при загрязнении кадмием и смесью металлов достоверное снижение всхожести происходит уже при дозе 2 ОДК. Всхожесть и энергия прорастания снижается на 26%. При дозах 5 и 10 ОДК всхожесть горчицы составляет 75% от контроля, а к концу эксперимента наблюдается практически полное ингибирование тест-культуры, что говорит о высокой токсичности кадмия и смеси металлов.
На серой лесной почве тест-культура имеет довольно высокие всхожесть и энергию прорастания. Загрязнение почвы свинцом и цинком в дозах 1 и 2 ОДК незначительно стимулирует рост растения, признаков угнетения не наблюдается на протяжении всего опыта. При загрязнении почвы в дозе 3 ОДК снижается всхожесть, а на 30-й день число жизнеспособных проростков сокращается (рис. 2).
Наибольший токсический эффект отмечен при загрязнении почв кадмием и смесью металлов. При дозе 2 ОДК на 32 и 41% соответственно по сравнению с контролем снижается всхожесть, при 5 ОДК — рост растений сильно подавляется и более чем в 2 раза уменьшается всхожесть семян при всех типах загрязнения.
На черноземе выщелоченном при загрязнении свинцом и цинком от 1 до 3 ОДК семена прорастают дружно, всхожесть и энергия прорастания максимальны, а проростки более высокие по сравнению с таковыми на других почвах. При 1 ОДК всхожесть семян почти 100%-я, проростки испытывают незначительное стимулирующее действие малых концентраций. По современным представлениям, свинец не является физиологически необходимым элементом для растений, однако в литературе приводятся сведения о стимулирующем действии его соединений на их рост и развитие при относительно невысоких концентрациях в почвах [15, 16]. При этом остается неясным, следует ли считать такое стимулирование положительным. Анализ литературы показал, что стимулирующее воздействие проявляется чаще в экспериментах,
Рис. 2. Всхожесть Sinapis alba на почвах (слева) и вытяжках из них (справа)
проводимых на высокобуферных почвах и субстратах. В нашем опыте небольшой положительный эффект малых доз отмечен на черноземе и серой лесной почве. Вероятно, это можно объяснить тем, что свинец, связываясь компонентами почвы, вытесняет из органо-минеральных комплексов био-фильные элементы, тем самым улучшая питание растений.
Благодаря высокой буферности чернозема токсическое действие тяжелых металлов проявляется только при достаточно высоких уровнях их содержания. При загрязнении почв цинком и свинцом в дозе 3 ОДК зафиксировано снижение всхожести
растений горчицы на 15 и 20%, при дозе 5 ОДК — на 33 и 36% соответственно. Загрязнение соединениями кадмия в дозе 3 ОДК вызвает снижение всхожести горчицы на 21, а смесью металлов — на 3 6 %.
Загрязнение в дозе 5 ОДК во всех вариантах приводит к значительному подавлению роста и развития растений. Особенно отчетливо это проявляется на почве, загрязненной соединениями кадмия и смесью металлов, где количество проростков на 20-й день наблюдения ниже контроля на 54 и 64% соответственно. При максимальной дозе всех видов загрязняющих веществ, равной 10 ОДК, подавляется до 70% растений. В отличие от других
почв даже при таком высоком уровне загрязнения полного ингибирования не происходит благодаря высокой буферности чернозема.
На каштановой почве всхожесть и энергия прорастания горчицы ниже, чем на других почвах. При дозе загрязнения цинком 1 ОДК токсический эффект отсутствует, а свинцом — развитие проростков тормозится начиная с 20-го дня. Уже при 2 ОДК тест-культура начинает испытывать угнетение, всхожесть падает по сравнению с контролем для РЬ — на 29,2и — 24, Cd — 39, комплексного загрязнения — на 41%. При дозе, равной 3 ОДК, значительно подавляется развитие растений во всех вариантах опыта: проростки слабые, тест-культура начинает засыхать уже на 25-й день наблюдения. Всхожесть семян при загрязнении РЬ ниже, чем на контроле на 53, 2п и смесью ТМ — на 65, Cd — на 71%. При дозах 5 и 10 ОДК на почвах, загрязненных 2п, РЬ, Cd или смесью металлов, к концу эксперимента происходит полное ингибирование тест-культуры. Каштановая почва обладает меньшим природным плодородием и меньшей устойчивостью к загрязнению ТМ, что связано с более низким содержанием в ней органического вещества.
Таким образом, для исследованных почв были определены критические уровни загрязнения, оказывающие негативное воздействие на всхожесть и нормальное функционирование растений горчицы белой при разных видах загрязнения. Максимальной всхожестью и энергией прорастания характеризуется тест-культура на черноземе. Наименее устойчива к загрязнению тяжелыми металлами — каштановая почва, хотя уровень загрязнения дерново-подзолистой почвы в два раза ниже, чем остальных почв. Вероятно, нормативный уровень содержания тяжелых металлов каштановой почвы должен быть ниже, чем чернозема и серой лесной. Полученные данные позволяют расположить почвы по убыванию устойчивости к ТМ в следующий ряд: чернозем выщелоченный > серая лесная > каштановая > дерново-подзолистая.
Результаты выращивания растений показали, что фитотоксичность почв, загрязненных тяжелыми металлами, проявляется при более низких концентрациях, чем на почвенных вытяжках (рис. 2). Это явление связано с низкой растворимостью ТМ, которые прочно сорбируются минеральными и органическими компонентами почв, а также находятся в малорастворимой форме. В водную вытяжку переходит лишь незначительная часть ТМ в соответствии с растворимостью их соединений и константами устойчивости комплексов [8, 10] (табл.4).
Выращивание горчицы на вытяжках из дерново-подзолистой почвы, загрязненной цинком и свинцом в дозах 5 ОДК, наблюдается снижение всхожести семян на 15, а при тех же дозах кадмия и при полиэлементном загрязнении — 30%; на вы-
тяжках из серой лесной почвы, загрязненной в дозах 5 ОДК цинком, 3 ОДК свинцом, кадмием или смесью металлов, — на 20%; на вытяжках из чернозема, загрязненного соединениями цинка и свинца в дозе 5 ОДК, — на 16 и 20%, а при загрязнении кадмием или смесью металлов в дозах 3 ОДК — 18 и 24% соответственно; на вытяжках из каштановой почвы при загрязнении цинком и свинцом в дозах 5 ОДК — на 18 и 22%, а при загрязнении кадмием или смесью металлов в таких же дозах — на 27 и 23% соответственно.
Таблица 4
Содержание тяжелых металлов в водных вытяжках из почв, мг/л
(над чертой — среднее значение, под чертой — стандартное отклонение)
Почва Доза ТМ РЬ гп Cd
Дерново-подзолистая Контроль 0,004 0,001 0,137 0,005 0,002 0,001
1 ОДК 0,018 0,001 0,253 0,012 0,008 0,001
5 ОДК 0,037 0,007 0,43 0,022 0,016 0,001
10 ОДК 0,042 0,003 0,486 0,034 0,023 0,002
Серая лесная Контроль 0,003 0,001 0,107 0,012 0,008 0,003
1 ОДК 0,009 0,002 0,230 0,016 0,009 0,001
5 ОДК 0,012 0,002 0,313 0,017 0,011 0,001
10 ОДК 0,032 0,003 0,373 0,046 0,018 0,002
Чернозем выщелоченный Контроль 0,002 0,001 0,083 0,009 0,001 0,000
1 ОДК 0,005 0,002 0,150 0,022 0,005 0,001
5 ОДК 0,007 0,002 0,293 0,012 0,007 0,002
10 ОДК 0,016 0,002 0,032 0,012 0,011 0,002
Каштановая Контроль 0,005 0,001 0,033 0,001 0,001 0,001
1 ОДК 0,008 0,001 0,177 0,012 0,002 0,001
5 ОДК 0,011 0,002 0,247 0,017 0,004 0,001
10 ОДК 0,032 0,003 0,313 0,021 0,007 0,001
Таким образом, определение фитотоксично-сти почв, загрязненных тяжелыми металлами, целесообразнее проводить при проращивании семян на почвах. Этот метод более чувствителен и дает бо-
лее точные результаты, поскольку корневая система растений способна усваивать не только растворимые в воде соединения, но и более прочно связанные, как за счет растворения их корневыми выделениями растений [24], так и в результате адсорбции и избирательного поглощения клеточными стенками [33].
Длина проростков горчицы является чувствительным показателем загрязнения почв тяжелыми металлами. Даже при дозе 1 ОДК наблюдается некоторое ее снижение, а при дозах 5 ОДК — резкое угнетение тест-культуры (рис. 3). Причем при загрязнении почв кадмием отмечается пожелтение надземной части растений. Кадмий — наиболее токсичный элемент, который оказывает максимальное угнетающее действие на растения.
Черноземы более устойчивы к загрязнению, так как обладают высокой буферностью, обусловленной большим содержанием органического вещества, которое связывает тяжелые металлы в почве. Загрязнение почв цинком или свинцом оказывает меньшее токсическое действие на тест-культуру,
Рис. 3. Высота проростков горчицы белой (Sinapis alba) при разном уровне загряз
нения почв
чем кадмием или смесью ТМ. Невысокая фитоток-сичность свинца объясняется наличием хорошо действующей в растении системы инактивации элемента, проникающего в корневую систему. Основная часть его задерживается в корнях растений [15, 16]. Наибольшее угнетающее действие на растения оказывают соединения кадмия и комплексное полиэлементное загрязнение.
Овес оказался культурой более устойчивой к загрязнению почвы, чем горчица. При внесении цинка или свинца в дозе 1 ОДК в дерново-подзолистую и серую лесную почвы увеличивается высота проростков и длина корней. С повышением дозы этих металлов длина корней уменьшается, а проростков приближается к контрольным образцам. При загрязнении дерново-подзолистой почвы кадмием и суммой металлов в дозе 5 ОДК высота проростков уменьшается на 10—18, а длина корней — на 17—27% соответственно. При загрязнении соединениями кадмия длина проростков и корней уменьшается при дозе 5 ОДК на 10 и 17, а при дозе 10 ОДК — на 17 и 42% соответственно.
Максимальное угнетение роста надземной и подземной частей растений наблюдается при комплексном загрязнении: длина корневой системы уменьшается по сравнению с контролем на 21% уже при дозе 1 ОДК. Хотя длина корней при дозе 10 ОДК уменьшается на 47% относительно контроля, замечено разрастание ризосферы.
При загрязнении серой лесной почвы соединениями кадмия и смесью металлов длина проростков и корней снижается начиная с дозы 1 ОДК. Корни более чутко реагируют на присутствие ТМ в почве, и их рост замедляется с увеличением дозы (рис.4).
На черноземе выщелоченном некоторое снижение роста проростков относительно контроля наблюдается при всех уровнях загрязнения, а при дозе 5 ОДК они ниже контрольных на 20%. Вероятно, это связано с высоким содержанием микроэлементов в исходной незагрязненной почве.
У растений Avena sp., выросших на черноземе выщелоченном, снижение роста проростков замедляется при внесении в дозах 5 ОДК соединений цинка или свинца на 20—23%, кадмия —
Дерново-подзолистая
Чернозем выщелоченный
Рис. 4. Высота проростков (выше 0) и длина корней (ниже 0) овса на разных почвах
Таблица 5
Показатели биотоксичности почв, загрязненных тяжелыми металлами
Почва Снижение всхожести Sinapis alba Снижение величины проростков/корней Avena sp. Эмиссия CO2
20% от контроля 20% от контроля 25% от контроля
Pb Zn Cd ХМе Pb Zn Cd ХМе Pb Zn Cd ХМе
Доза тяжелых металлов (кратность ОДК)
Дерново-подзолистая 3 3 2 2 5 5 <5 <5 4 3 2 2
Серая лесная 3 3 2 2 5 5 <5 <5 4 4 3 3
Чернозем выщелоченный 3 3 2 2 5 5 <5 <5 4 4 3 3
Каштановая 3 3 2 2 5 5 <5 <5 3 3 3 3
на 25, а при комплексном загрязнении — на 42%. Корневая система овса также реагирует на присутствие в почве ТМ снижением роста. Исключение — загрязнение почв соединениями цинка, при котором дозы 1 и 5 ОДК сначала вызывают некоторое увеличение длины корней, а затем при дозе 10 ОДК небольшое ее снижение.
Наиболее негативные последствия в черноземе выщелоченном зафиксированы при комплексном загрязнении. Рост проростков и корней овса достоверно уменьшается по сравнению с контролем уже при дозе ТМ, равной 1 ОДК, и хотя было замечено разрастание ризосферы, длина корней при уровне загрязнения 10 ОДК была меньше относительно контроля на 37%.
На каштановой почве, загрязненной цинком в дозе 1 ОДК, отмечено стимулирование роста надземной части и корней растения. Соединения свинца вызвали угнетение надземной части растений и увеличение длины корней, кадмия — при всех уровнях загрязнения ингибирование роста надземной части растений, 5 и 10 ОДК — замедление роста корневой системы на 37—40% соответственно. Максимальное угнетение роста Avena sp. происходило при комплексном загрязнении каштановой почвы: снижение роста надземной части и корней при дозах 5 и 10 ОДК составило 46 и 53% соответственно.
Следует отметить, что избыток цинка, кадмия и смеси микроэлементов больше влияет на рост корня, чем побега. При загрязнении почвы свинцом происходит ингибирование роста надземной части, а длина корней увеличивается по сравнению с контролем при низких уровнях загрязнения (1 ОДК). Некоторые исследователи считают, что усиленное формирование корневой системы в условиях загрязнения происходит за счет сокращения биомассы надземных органов и рассматривается как вынужденная потребность организма в усилении емкости корней и сохранении в надземной части растения нетоксичных концентраций загрязняющих веществ [15].
Суммируя полученные результаты, можно отметить, что биотоксичность соединений ТМ при одном и том же их содержании в почвах в значительной степени зависит от свойств почвы, загрязняющих веществ и тест-организмов, что необходимо учитывать при разработке любых нормативных показателей.
Показатели функционирования растений и почвенных микроорганизмов дают разные границы экотоксичности почв, загрязненных ТМ. Снижение всхожести Sinapis alba при загрязнении почв свинцом или цинком происходит при дозах, равных 3 ОДК, а кадмием или смесью металлов — 2 ОДК. Угнетение почвенного дыхания и снижение роста надземной части и корней Avena sp. было отмечено при более высоком уровне загрязнения почв (табл. 5).
Выводы
• Концентрации тяжелых металлов, способные оказывать достоверное негативное воздействие на растения и почвенную микробиоту, выявлены при разных уровнях загрязнения для дерново-подзолистой, серой лесной, чернозема выщелоченного и каштановой почв. По убыванию устойчивости к ТМ исследованные почвы можно расположить в следующий ряд: чернозем выщелоченный > серая лесная > каштановая > дерново-подзолистая.
• Сравнение результатов при выращивании растений показало, что фитотоксичность почв, загрязненных ТМ, проявляется при более низких концентрациях, чем на почвенных вытяжках. Это связано с низкой растворимостью ТМ, которые прочно сорбируются минеральными и органическими компонентами почв, а также находятся в форме малорастворимых соединений. При выращивании растений на почве корневая система растений усваивает не только растворимые в воде соединения, но и более прочно связанные как за счет растворения их корневыми выделениями растений, так и в результате избирательного поглощения клеточными мембранами.
• Определения фитотоксичности почв при выращивании растений на почвенных вытяжках целесообразно при оценке токсичности водных сред, контактирующих с почвами.
• Результаты исследований показали, что токсичность соединений ТМ при одинаковом их содержании в почвах в значительной степени зависит как от свойств почвы, так и от чувствительности
выращиваемых культур, что необходимо учитывать при разработке любых нормативных показателей.
• Ингибирование дыхания почв наблюдается при более высоких дозах ТМ, чем снижение всхожести горчицы белой. Некоторое усиление дыхания почв происходит при внесении цинка и свинца в дозах, равных 1 ОДК.
СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ
1. Агрохимические методы исследования почв / Под ред. А.В. Соколова. М., 1975.
2. Ананьева Н.Д., Сусьян Е.А., Рыжова И.М. и др. Углерод микробной биомассы и микробное продуцирование двуокиси углерода дерново-подзолистыми почвами постагрогенных биогеоценозов и коренных ельников южной тайги (Костромская область) // Почвоведение. 2009. № 9.
3. Безель В.С., Жуйкова Т.В., Гордеева В.А. и др. Надземная фитомасса и скорость деструкции растительных остатков в травянистых сообществах при загрязнении тяжелыми металлами // Экология. 2016. № 4.
4. Булгаков Н.Г. Индикация состояния природных экосистем и нормирование факторов окружающей среды. Обзор существующих подходов //Усп. соврем. биол. 2002. Т. 122, № 2.
5. Ведрова Э.Ф., Шугалей Л.С., Стаканов В.Д. Баланс углерода в естественных и нарушенных южнотаежных лесах Северной Сибири // География и природные ресурсы. 2002. № 4.
6. Виноградов А.П. Геохимия редких и рассеянных элементов в почвах. М., 1957.
7. Воробейчик Е.Л., Садыков О.Ф., Фарафонтов М.Г. Экологическое нормирование техногенных загрязнений. Екатеринбург, 1994.
8. Воробьева Л.А. Теория и методы химического анализа почв. М., 1995.
9. Гигиенические нормативы ГН 2.1.7.2042-06. Ориентировочно допустимые концентрации (ОДК) химических веществ в почве. 2006.
10. Глазовская М.А. Методологические основы оценки эколого-геохимической устойчивости почв к техногенным воздействиям: Метод. пос. М., 1997.
11. ГОСТ Р ИСО 22030-2009 / Качество почвы. Биологические методы. Хроническая фитотоксичность в отношении высших растений. 2011.
12. Заварзин Г.А., Кудеяров В.Н. Почва как главный источник углекислоты и резервуар органического углерода на территории России // Вестн. РАН. 2006. Т. 76, № 1.
13. Иващенко К.В., Ананьева Н.Д., Васенев В.И. и др. Биомасса и дыхательная активность почвенных микроорганизмов в антропогенно-измененных экосистемах (Московская область) // Почвоведение. 2014. № 9.
14. Ильин В.Б. Буферные свойства почвы и допустимый уровень ее загрязнения тяжелыми металлами // Агрохимия. 1997. № 11.
15. Ильин В.Б., Сысо А.И. Микроэлементы и тяжелые металлы в почвах и растениях. Новосибирск, 2001.
16. Кабата-Пендиас А, Пендиас Х. Микроэлементы в почвах растений. М., 1989.
17.Казнина Н.М., Титов А.Ф. Влияние кадмия на физиологические процессы и продуктивность растений семейства Poaceae // Усп. соврем. биол. 2013. Т. 133, № 6.
18. Кудеяров В.Н., Курганова И.Н. Дыхание почв России: анализ базы данных, многолетний мониторинг, общие оценки // Почвоведение. 2005. № 9.
19. Левин С.В., Гузев В.С., Асеева И.В., Бабьева И.П. Тяжелые металлы как фактор антропогенного воздействия на почвенную микробиоту // Микроорганизмы и охрана почв. М., 1989.
20. Плеханова И.О., Кутукова Ю.Д. Методы подготовки осадков сточных вод и почв, удобренных осадком, к анализу при мониторинге содержания тяжелых металлов // Агрохимия. 2004. № 12.
21. Полянская Л.М., Звягинцев Д.Г. Содержание и структура микробной биомассы как показатель экологического состояния почв // Почвоведение. 2005. № 6.
22. СанПиН 2.1.7.573-96 ПОЧВА. ОЧИСТКА НАСЕЛЕННЫХ МЕСТ. Бытовые и промышленные отходы. Санитарная охрана почвы / Методика биотестирования по проращиванию семян.
23. Сморкалов И.А., Воробейчик Е.Л. Почвенное дыхание лесных экосистем в градиентах загрязнения среды выбросами медеплавильных заводов // Экология. 2011. № 6.
24. Соколова Т.А. Специфика свойств почв в ризосфере: Анализ литературы // Почвоведение. 2015. № 9.
25. Степанов А.Л., Лысак Л.В. Методы газовой хроматографии в почвенной микробиологии: Уч.-метод. пос. М., 2002.
26. Телеснина В.М., Ваганов И.Е., Климович Е.Ю., Чалая Т.А. Некоторые особенности биологического круговорота в постагрогенных экосистемах южной тайги и их влияние на химические свойства и биологическую активность почв // Вестн. Моск. ун-та. Сер. 17. Почвоведение. 2013. № 2.
27. Тимофеев М.А., Терехова В.А., Кожевин П.А. Биотестирование почв при загрязнении кадмием // Вестн. Моск. ун-та. Сер. 17. Почвоведение. 2010. № 4.
28. Трифонова Т.А., Сахно О.Н., Забелина О.Н., Феоктистова И.Д. Сравнительная оценка состояния городских почв по их биологической активности // Вестн. Моск. ун-та. Сер. 17. Почвоведение. 2014. № 3.
29. Яковлев А.С., Каниськин М.А., Терехова В.А. Экологическая оценка почвогрунтов, подверженных воздействию фосфогипса // Почвоведение. 2013. № 6.
30. Coleman D.C. From peds to paradoxes: linkages between soil biota and their influences on ecological processes // Soil Biol. Biochem. 2008. Vol. 40.
31. Hargreaves P.R., Brookes P.S., Ross G.J.S., Poul-ton P.R. Evaluating soil microbial biomass carbon as an indicator of long-term environmental change // Soil Biol. Biochem. 2003. Vol.35.
32. Gesch R.W., Reicosky D.C, Gilbert R.A., Moms D.R. Influence of tillage and plant residue management on respiration of a Florida Everglades histosol // Soil Tillage Res. 2007. Vol. 92.
33. Meychik N.R., Yermakov I.P. Exchange properties of plant root cell walls // Plant and Soil. 2001. Vol. 234.
34. Schlesinger W.H., Andrews J.A. Soil respiration and global carbon cycle // Biogeochemistry. 2000. Vol. 48.
35. Wang M., Markert B., Shen W. et al. Microbiol biomass carbon and enzyme activities of urban soils in Beijing // Environ. Sci. Pollut. Res. 2011. Vol. 18(6).
Поступила в редакцию 29.01.2018
APPLICATION OF BIOTASTING METHODS
AT ASSESSMENT ECOLOGICAL STATE OF SOILS
I.O. Plekhanova, O.A. Zolotareva, I.D. Tarasenko
Concentrations of heavy metals (HM) that can have a significant negative impact on plants and soil microbiota were identified at different pollution levels for sod-podzolic, gray forest, leached chernozem and chestnut soils. The investigated soils can be arranged in the descending resistance to HM in the following order: leached chernozem, gray forest soil, chestnut, sod-podzolic soil. A comparison of the results of phytotoxicity determination in growing plants on soils and on soil extracts showed that phytotoxicity on soils contaminated with HM appears at lower concentrations than on soil extracts. This is a consequence of low solubility of heavy metal compounds that are sorely sorbed by the mineral and organic components of soils, and also stay in the form of poorly soluble compounds.
Key words: heavy metal compounds, phytotoxicity, soil respiration, assessment of the ecological state of soils.
Сведения об авторах
Плеханова Ирина Овакимовна, докт. биол. наук, доцент, вед. науч. сотр. каф. земельных ресурсов и оценки почв ф-та почвоведения МГУ им. М.В.Ломоносова. E-mail: [email protected]. Золотарёва Оксана Александровна, аспирант каф. земельных ресурсов и оценки почв ф-та почвоведения МГУ им. М.В.Ломоносова. E-mail: oksana. [email protected]. Тарасенко Инга Дмитриевна, аспирант каф. земельных ресурсов и оценки почв ф-та почвоведения МГУ им. М.В.Ломоносова. E-mail: [email protected].
