CC BY
25
ЭКОЛОГИЯ
УДК 631.453:57.042
ВЗАИМОСВЯЗЬ ФИТОТОКСИЧНОСТИ СО СВОЙСТВАМИ
ТЕСТИРУЕМЫХ ПОЧВ, СОДЕРЖАЩИХ ГРУППУ
ПОЛИЦИКЛИЧЕСКИХ АРОМАТИЧЕСКИХ УГЛЕВОДОРОДОВ
В.В. Столбова, Д.В. Берегела
По результатам краткосрочного корневого биотеста с Latuca sativa L. оценена токсичность почв разных экотопов в окрестностях г. Электроугли Московской обл. и проанализирована ее взаимосвязь с основными свойствами почв и содержанием в них ряда полициклических ароматических углеводородов. Выявлена достоверная прямая взаимосвязь величины фитотоксичности с содержанием «легкого» флуорена и ее отрицательная корреляция с содержанием органического углерода. В тестируемых почвах положительно коррелирует содержание «тяжелых» ПАУ и органического углерода, а также «легкого» нафталина и мелкодисперсных фракций.
Ключевые слова: фитотестирование, фитотоксичность почв, Latuca sativa, полициклические ароматические углеводороды.
Введение
Одним из интегральных тестовых показателей состояния загрязненных почв является фитотоксичность [2, 15]. Простота процедуры и доступность фи-тотестеров позволяет широко применять их при мониторинговых исследованиях почвенного покрова. Совместное использование результатов биотестирования и химико-аналитических данных значительно расширяет получаемую информацию по сравнению с альтернативными подходами. Такой анализ позволяет учесть эффекты комплексных и сочетанных воздействий, выделить приоритетные загрязнители в составе многокомпонентных смесей, выявить экологические риски при концентрациях поллютантов ниже предела их аналитического обнаружения [17, 21]. Этот перспективный подход рекомендован в отечественной и зарубежной природоохранной практике при экологической оценке состояния импактных территорий и экологического риска на загрязненных участках [2, 15, 39].
В качестве индикаторов техногенного загрязнения и природных пирогенных процессов используются представители группы полициклических ароматических углеводородов (ПАУ). Повышенный интерес к ним объясняется не только диагностическими возможностями анализа спектра ПАУ [7, 27], но и высокой экотоксичностью их смесей, в том числе доказанной канцерогенной активностью некоторых представителей [12, 36]. При этом ПАУ в окружающей среде способны значительно модифицировать свою биодоступность, направленность и силу токсического действия в зависимости от молекулярного состава смеси, влияния экологических факторов и свойств вмещающих или депонирующих природных сред [6, 13,28,29, 37].
При изучении эффектов действия сложных смесей загрязнителей удобным полигоном являются территории техногенных геохимических аномалий, почвенный покров которых депонирует значительные количества поллютантов [8,26]. На юго-востоке Московской обл. (Ногинский р-н), на территории, непосредственно прилегающей к г. Электроугли, наблюдается крайне неблагоприятная экологическая обстановка с большим количеством ПАУ в поверхностных почвенных горизонтах. Это позволяет характеризовать эту территорию как техногенную углеводородную аномалию [25, 26]. Источники загрязнения атмосферного воздуха по валовому выбросу — Кудинов-ский комбинат керамических изделий (25,54 т/год), ЗАО «Электроуглинский завод технического углерода» (185,51 т/год), ГУП НИИЭИ (26,42 т/год), завод «Электроугли» (69,98 т/год), Опытный завод электроугольных изделий (8,71 т/год) [9, 14].
Цель настоящего исследования — изучение взаимосвязи тестируемой фитотоксичности с уровнем загрязнения почв, оцениваемым по содержанию представителей группы ПАУ, с учетом почвенных свойств, влияющих на биодоступность данных загрязнителей. В задачи входили: 1) измерение в условиях краткосрочного биотеста фитотоксичности почв различных экотопов и оценка в соответствии с существующими нормативно-правовыми и научно-методическими классификациями экологического состояния территории; 2) оценка уровня загрязнения по содержанию в почвах представителей группы ПАУ; 3) определение рекомендованных [28, 31, 34, 39] свойств почв, влияющих на биодоступность загрязнителей; 4) исследование взаимосвязи между уровнем фитотоксично-сти, содержанием ПАУ и свойствами почв различных участков территории.
Объекты и методы исследования
Изучали поверхностные (0—25 см) слои почв, поскольку в силу физико-химических особенностей тех-ногенно-обусловленные ПАУ накапливаются преимущественно в органогенных горизонтах [5, 25]. Для проведения ретроспективного анализа изменения уровня загрязнения территории выбирали участки в максимально возможном соответствии со схемой, описанной в работе [8]. На них отбирали по три индивидуальных образца. Участок «лес» расположен на левобережье р. Малиновки, на плакоре под сосновыми с примесью березы разнотравно-вейниковыми лесами; геохимически сопряженные участки «пашня» (на плакоре) и «пойма» (возле уреза воды) — на провобережье р. Малиновки. Согласно работе [8], почвенный покров плакорных участков представлен болотно-под-золистыми супесчаными почвами и их освоенными разностями соответственно; участок «пойма» — аллювиальными слаборазвитыми супесчано-песчаными. Точки отбора проб находятся приблизительно на равном расстоянии от железной дороги и автодороги Москва—Ногинск — 1550—1600 м. Вышеперечисленные промышленные предприятия города, являющиеся источниками эмиссии поллютантов [9, 14], расположены на разном удалении от участков: от «пашни» — в 1500—2600, «поймы» — 2000—3000, «леса» — 2200—3200 м.
Гранулометрический состав определяли методом лазерной дифракции на приборе «Апа1узеие 22», содержание органического углерода — с помощью автоматического анализатора АН-7529, количественное содержание представителей группы ПАУ — после экстрагирования гексаном методом спектроскопии Шполь-
ского с применением спектрофлуориметра «Флуо-рикорд» [1].
Учитывая гидрофобность приоритетных загрязняющих веществ, оценку фитотоксичности почв проводили по результатам фитотестирования почвенной суспензии из свежих образцов (1:4 в пересчете на высушенную при 105° почву) по методике [32, 38]. Фи-тотестером служили сухие семена салата листового Latuca sativa L. сорта Московский парниковый агрофирмы «Аэлита». В качестве тест-функции измеряли длину корешка семисуточных этиолированных проростков. Сходимость по ее величине в условиях опыта составила 6—35%. Стандарт для оценки варьирования значений эффекта рассчитывали по формулам для ошибок функций от случайных величин [11]. Полученные результаты обрабатывали с помощью пакета StatSoft Statistica v6.0. Была оценена взаимосвязь по величине коэффициента корреляции Спирмена между тестируемой фитотоксичностью и содержанием в почвах индивидуальных ПАУ/суммы ПАУ, органического углерода, фракций физической глины и ила, кислотностью.
Результаты и их обсуждение
Фитотоксичность — это регламентированный тестовый показатель для оценки экологического состояния загрязненных территорий и качества почв аг-роценозов. Данные об уровне показателя для почв исследованных экотопов и оценка состояния территории представлены в табл. 1.
Почвы участков «пашня» и «лес» можно отнести к сильнонарушенным с градациями «экологическое бедствие», «катастрофическая ситуация», «чрезвычай-
Таблица 1
Оценка экологического состояния территории по результатам краткосрочного фитотестирования почв с L. sativa L.
Участок ландшафта, образец Абсолютное значение тест-функции*, см Фито- эффект*, % Градация экологического состояния территорий по величине фитоэффекта
нормативно-правовая классификация** [15] научно-методическая классификация** [2] агрохимическая оценка*** [23]
«Пашня», обр. 1 «Пашня», обр. 2 «Пашня», обр. 3 1.7 ± 0,1 0,7 ± 0,1 2.8 ± 0,9 52 ± 3 79 ± 2 19 ± 4 экологическое бедствие то же градации нет катастрофическая ситуация то же критическая ситуация высокотоксичные чрезвычайно токсичные малотоксичные
«Пойма», обр. 1 «Пойма», обр. 2 «Пойма», обр. 3 3.1 ± 0,4 3.2 ± 0,6 3,1 ± 0,6 9 ± 4 6 ± 4 9 ± 4 относительно удовлетворительная ситуация то же удовлетворительная ситуация то же малотоксичные то же
«Лес», обр. 1 «Лес», обр. 2 «Лес», обр. 3 0,7 ± 0,2 0,7 ± 0,1 3,2 ± 0,2 80 ± 2 80 ± 2 7± 4 экологическое бедствие то же относительно удовлетворительная ситуация катастрофическая ситуация то же удовлетворительная ситуация чрезвычайно токсичные то же малотоксичные
* — среднее арифметическое ± стандартое отклонение; ** — метод «почвенных пластинок», фитотестер — кресс-салат Lepidium sativum, тест-функция — число проростков/длина проростков; *** — фитотестирование почвенной вытяжки, фитотестер — редис красный с белым кончиком Raphanus sativus L., тест-функция — длина корешков проростков.
Таблица 2
Свойства поверхностных (0—25 см) слоев почв, влияющие на биодоступность полициклических ароматических углеводородов
Участок ландшафта, образец рН водной суспензии Содержание органического углерода, % Содержание фракции ила, % Содержание фракции физической глины, %
«Пашня», обр. 1 8,3 1,22 3,81 27,3
«Пашня», обр. 2 8,1 1,39 4,4 29,4
«Пашня», обр. 3 8,2 1,10 3,81 25,6
«Пойма», обр. 1 8,3 3,54 4,13 26,8
«Пойма», обр. 2 8,5 4,81 5,31 34,9
«Пойма», обр. 3 8,2 4,65 5,53 35,4
«Лес», обр. 1 5,2 1,27 3,74 22,7
«Лес», обр. 2 5,6 1,02 3,2 18,5
«Лес», обр. 3 5,2 1,24 4,22 25,6
но/высокотоксичные». Почвы «поймы» соответствуют норме с градациями «относительно удовлетворительная/удовлетворительная ситуация», «малотоксичные». Необходимо отметить, что представленные классификации существенно различаются методическими особенностями процедуры фитотестирования и числом выделяемых градаций состояния, которые соответствуют диапазонам значений показателя фитоток-сичности. Это затрудняет экологическую интерпретацию данных фитотестирования при использовании разных классификаций и сравнение результатов. Кроме того, классификации [15] базируются на нескольких критериях, и комплексная оценка, вероятно, не будет носить столь «катастрофический» характер.
В соответствии с международной классификацией по гранулометрическому составу исследованные нами почвы участков «пашня» и «пойма» относятся к ряду опесчаненный суглинок — суглинок; «лес» — опесча-ненный суглинок. На основании данных гранулометрического анализа определено содержание фракции физической глины (ФФГ) (<10 мкм) и ила (< 1 мкм), частицы которых могут оказывать влияние на биодоступность, персистентность и выраженность геохимического поведения представителей группы ПАУ [31]. Фактором, модифицирующим проявление токсичности ПАУ, также может являться наличие органического вещества [10]. Как следует из представленных в табл. 2 данных, участки «пашня» и «лес» достаточно однородны по содержанию органического углерода (1,1—1,39 и 1,02—1,27% соответственно); на участке «пойма» обнаружено повышенное по сравнению с плакорами его количество (3,54—4,81%).
Согласно существующим в России санитарно-гигиеническим нормативам, в почвах нормируется содержание только 3,4-бензпирена. Поскольку его ПДК составляет 0,02 мг/кг (20 нг/г) и он относится к первому классу опасности, состояние участков оценивается как «относительно удовлетворительное».
Геохимические данные разных авторов о фоновых уровнях в почвах представителей группы ПАУ варьи-
руют в зависимости от территориального масштаба исследований, типа почв и особенностей пробоотбора, используемых химико-аналитических методов количественного определения, а также от молекулярного состава изучаемой группы поллютантов. Так, согласно результатам исследований работы [24], содержание 3,4-бензпирена в поверхностном слое почв сельских районов России, находящихся вдали от индустриальных центров, не превышает 5—8 нг/г. Для органогенных горизонтов подзолистых и торфянисто-подзолис-то-глеевых почв средней тайги в условиях фоновых ландшафтов его количество и суммы ПАУ оцениваются как 13,8 и 201,8 нг/г соответственно [4]. Фоновое загрязнение почв этим веществом, по данным сети станций комплексного фонового мониторинга, в 2010 г. составляло 0,53—22,1 нг/г [22]. Полученные нами данные о содержании 3,4-бензпирена и суммы ПАУ соответствуют диапазону фоновых флуктуаций данной группы загрязнителей (табл. 3).
Количественный анализ содержания в почвах представителей группы ПАУ свидетельствует о значительном снижении уровня загрязнения, который составлял ранее 20—100 ПДК по 3,4-бензпирену (400—2000 мкг/кг) и служил основанием для характеристики данной территории как углеводородной геохимической аномалии [8]. Отбор образцов для данного исследования проводили приблизительно через десятилетие, и, возможно, отмеченное снижение уровня загрязнения свидетельствует о значительном сокращении за последнее время поступления ПАУ с промышленными выбросами и техногенной пылью. Аномальные запасы ПАУ в поверхностных слоях почв соответствовали 10—15-летнему объему промышленных атмосферных выпадений. Принимая среднее время нахождения 3,4-бензпирена в почвах в диапазоне нескольких месяцев, можно предположить, что отмеченное снижение содержания ПАУ связано также с процессами самоочищения почв.
Для анализа взаимосвязи между показателями и обобщения результатов исследования индивидуаль-
Таблица 3
Содержание полициклических ароматических углеводородов в поверхностных (0—25 см) слоях почв, нг/г
ПАУ «Пашня» «Пойма» «Лес», обр. 1
обр. 1 обр. 2 обр. 1 обр. 2
Флуорен 3 4 1 2 8
Нафталин 2 3 2 3 1
Гомологи нафталина 3 4 13 4 38
Фенантрен 5 6 11 11 5
Хризен 15 31 45 31 31
Пирен 32 45 83 63 3
Антрацен 4 7 9 9 2
Тетрафен 21 26 50 42 2
3,4-бензпирен 4 8 15 7 1
1,12-бензперилен 4 10 60 10 0
1,2-бензпирен 4 5 6 7 0
Сумма 97 149 295 189 91
ные ПАУ из обнаруженного спектра были условно разделены нами на две группы по количеству бензольных колец: «легкие» — содержащие два кольца (флуорен, нафталин и его гомологи), и «тяжелые» — содержащие три и более бензольных колец (фенант-рен, антрацен, хризен, пирен, тетрафен, 3,4- и 1,2-бенз-пирен, 1,12-бензперилен).
Прямая значимая взаимосвязь (а = 0,1) величины фитоэффекта с содержанием «легкого» флуорена дает возможность предположить его вклад в фитоток-сичность почв, оцененную в условиях краткосрочного фитотеста по ростовым показателям проростков L. sativa (табл. 4).
Это соответствует представлениям о большей растворимости и биодоступности в условиях биотестов низкомолекулярных ПАУ по сравнению с высокомолекулярными [28, 36]. Однако тестируемая фи-тотоксичность ряда образцов не может быть обусловлена только вкладом флуорена. Анализ доступных данных по дозо-вым зависимостям для ростовых показателей фитотестеров в модельных экспериментах выявляет уровень действующих концентраций (сумма 16 приоритетных ПАУ) в диапазоне 100—500 мг/кг [28], что значительно выше таковых, тестируемых в исследованных образцах почв. При этом сравнивать действующие концентрации смеси ПАУ в данном случае не совсем корректно, поскольку и в работе [28], и в большинстве модельных тест-систем in vitro используют растворители (например, диметилсульфоксид), повышающие биодоступность ПАУ. Поэтому реально действующие в таких модельных тест-системах концентрации могут не соответствовать данным химико-аналитического анализа [33] и действующим концентрациям в условиях водных систем. Значимыми факторами фитотоксич-ности загрязненных ПАУ почв могут быть эффекты комбинированного действия, обнаруженные авторами работы [29], при этом концентрации индивидуальных представителей в смеси можно оценить по результатам биотестов как недействующие (NOEC) [40]. Также необходимо отметить, что поскольку данная
Таблица 4
Коэффициенты корреляции Спирмена, характеризующие взаимосвязь между фитотоксичностью, основными свойствами и содержанием представителей группы ПАУ в почвах исследуемой территории
Показатель Фитоэффект Органический углерод ФФГ Фракция ила рН
N = 9
Фитоэффект -0,60* -0,53 -0,69** -0,49
Содержание органического углерода -0,60* 0,77** 0,81** 0,45
N = 5
Флуорен 0,90* -0,60 -0,30 -0,50 -0,82*
Нафталин -0,70 0,80 0,90* 1,00 0,67
Гомологи нафталина 0,50 0,10 -0,70 -0,40 -0,67
Фенантрен -0,67 0,97** 0,36 0,71 0,50
Антрацен -0,87* 0,87* 0,54 0,82* 0,76
Хризен 0,10 0,56 -0,10 0,30 -0,10
Пирен -0,80 0,80 0,40 0,70 0,67
Тетрафен -0,80 0,80 0,40 0,70 0,67
3,4-бензпирен -0,50 0,60 0,30 0,60 0,36
1,2-бензпирен -0,80 0,80 0,40 0,70 0,67
1,12-бензперилен -0,90* 0,90* 0,70 0,90* 0,82*
Сумма ПАУ -0,80 0,80 0,40 0,70 0,67
* — значим с а = 0,1; ** — значим с а = 0,05; N — объем корреляционного ряда.
территория ранее имела аномальные запасы ПАУ в почвах, фитотоксичность может быть проявлением «последействия» этих поллютантов и обусловливаться продуктами их микробной трансформации [20,28]. Так, в результате микробной деградации в почвах некоторых ПАУ образуются вещества — производные кумарина [16], который проявляет сильную ал-лелопатическую активность и является ингибитором ростовых процессов высших растений. Согласно результатам исследования функционального разнообразия микробных сообществ почв данного региона, при значительном уровне загрязнения поллютантами достоверно меняется структура микробоценоза в направлении увеличения в сообществе доли микроорганизмов-деструкторов ПАУ [19]. Авторами в качестве пороговой концентрации эффекта изменения структуры микробоценоза оценен для дерново-подзолистых почв интервал их содержания по сумме ПАУ от 67 до 148 мг/кг. Кроме того, фитотоксичность почв территории с интенсивным воздействием различных техногенных источников может определяться и другими поллютантами, неучтенными в данной работе.
Для выделенных нами подгрупп «тяжелых» ПАУ (фенантрен, антрацен, пирен, тетрафен, 3,4-бензпи-рен, 1,12-бензперилен и 1,2-бензпирен), «легкого» нафталина и суммы ПАУ отмечается обратная тенденция: чем выше содержание данных загрязнителей в образце, тем меньше фитоэффект. Возможно, представители «тяжелых» ПАУ из обнаруженного в данной работе спектра не влияют на ростовые показатели, выбранные в качестве тест-функций, и поэтому не связаны с зарегистрированным фитотоксическим эффектом. Известно, что высокомолекулярные ПАУ чаще оцениваются не по показателям общей токсичности, а по специальным токсическим эффектам — как мутагены и потенциальные канцерогены [30, 36, 37]. Статистически значимо обосновать данное предположение (с уровнем 0,1) возможно для 1,12-бензпери-лена и антрацена. Однако обращает на себя внимание другая взаимосвязь (табл.4): чем выше содержание органического углерода, тем ниже уровень фитоток-сичности. На фоне этой взаимосвязи статистический анализ выявляет достоверную положительную корреляцию между содержанием органического углерода и «тяжелых» фенантрена, антрацена и 1,12-бензпе-рилена (табл. 4). А для всей «тяжелой» группы и суммы ПАУ корреляция положительна, хотя и не значима. Поэтому интерпретация полученных результатов и заключение о фитотоксичности обнаруженных в смеси индивидуальных ПАУ требует, по нашему мнению, учитывать возможное влияние на результаты биотеста органического вещества. В целом для всех «тяжелых» ПАУ выявляется тенденция сходного с органическим углеродом распределения по содержанию в индивидуальных почвенных образцах. Поэтому имеет некоторые основания предположение о том, что представители «тяжелых» ПАУ, которые обнаруживают сродство с органическим веществом почв, при взаимодейст-
вии с ним значительно снижают свою токсичность и именно поэтому не проявляют общетоксического действия в условиях фитотеста. Данное предположение согласуется с результатами других исследователей [34, 35], которые доказали протекторную роль компонентов органического вещества почв. Детокси-кация ПАУ происходила за счет связывания с молекулами гуминовых кислот [35].
В литературе указывается, что некоторые представители группы ПАУ способны взаимодействовать с мелкодисперсными фракциями, входящими в состав разных природных сред [3, 5, 8, 31], и при попадании промышленных выбросов сложного состава в почву именно «легкие» голоядерные поллютанты вступают во взаимодействие с мелкодисперными частицами. Поэтому была оценена взаимосвязь между содержанием индивидуальных ПАУ, фракции ила и ФФГ в почвенных образцах, отобранных на разных участках ландшафта. Результаты показали, что концентрация ПАУ и содержание мелкодисперсных фракций в ряду исследованных почв в целом не взаимосвязаны. Полученные значения коэффициентов корреляции не позволяют выявить обобщающие особенности для «легких» и «тяжелых» ПАУ. Достоверная прямая взаимосвязь с содержанием мелкодисперсных фракций почв выявлена как для «легкого» нафталина, так и для «тяжелых» антрацена и 1,12-бензпери-лена (табл.4). Примечательно, что гомологи нафталина имеют отличную от голоядерного соединения картину сопряженного с мелкодисперсными фракциями распределения (коэффициенты корреляции —0,70 и —0,40 с содержанием ФФГ и фракции ила соответственно). Можно предположить, что из-за наличия в молекулярной структуре различных заместителей данные вещества снижают способность взаимодействия.
Не выявлена взаимосвязь величин фитоэффекта с рН тестируемых почв в условиях краткосрочного биотестирования и в опробованном диапазоне кислотности (рН 5,2—8,2).
Выводы
Использование результатов фитотестирования почв в совокупности с данными аналитического контроля за содержанием представителей группы ПАУ выявило различия в оценке экологического состояния территории по этим показателям. Анализ взаимосвязей между показателями токсичности, содержания представителей группы ПАУ и основными свойствами почв позволил выявить некоторые особенности проявления токсичности данных поллютантов в зависимости от свойств почвенной матрицы. Показана возможность вклада в величину фитотоксичности дву-ядерного флуорена как представителя «легких» ПАУ. Отмечено, что органическое вещество может характеризоваться как депонирующая матрица многоядерных «тяжелых» ПАУ и фактор, снижающий проявление их
фитотоксичности. При этом использование показателя «фитотоксичность» для экологической оценки состояния почв и территорий осложняется отсутствием единых стандартных процедур краткосрочного фитотестирования и общих подходов к выделению и классификации градаций состояния.
Авторы благодарят сотрудников лаборатории углеродистых веществ биосферы географического факультета МГУ за аналитическое определение в тестируемых образцах содержания представителей группы ПАУ.
СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ
1. Алексеева Т.А., Теплицкая Т.А. Спектрофлуоримет-рические методы анализа ароматических углеводородов в природных и техногенных средах. Л., 1981.
2. Биогеохимические основы экологического нормирования. М., 1993.
3. Волосатова Ю.В., Краснопеева А.А., Чернянский С.С. Формирование запасов полиароматических углеводородов в почвах с различным уровнем техногенной нагрузки (на примере Московского региона). Мат-лы Междунар. школы-конференции. М., 2005.
4. Габов Д.Н., Безносиков В.А., Кондратенок Б.М. Полициклические ароматические углеводороды в подзолистых и торфянисто-подзолисто-глееватых почвах фоновых ландшафтов // Почвоведение. 2007. № 3.
5. Габов Д.Н., Безносиков В.А., Кондратенок Б.М., Бушнев Д.А. Идентификация полициклических ароматических углеводородов в почвах // Там же. 2004. № 11.
6. Геннадиев А.Н., Козин И.С., Шурубор Е.И. Динамика загрязнения почв полициклическими ароматическими углеводородами и индикация состояния почвенных экосистем // Там же. 1990. № 10.
7. Геннадиев А.Н., Пиковский Ю.И., Флоровская В.Н. и др. Геохимия полициклических ароматических углеводородов в горных породах и почвах. М., 1996.
8. Геннадиев А.Н., Пиковский Ю.И., Чернянский С.С. и др. Формы и факторы накопления полициклических ароматических углеводородов в почвах при техногенном загрязнении (Московская область) // Почвоведение. 2004. № 7.
9. Государственный доклад «О состоянии и охране окружающей среды Московской области в 2002 году». URL: http:/mosobl.priroda.ru
10. Гречищева Н.Ю. Взаимодействие гумусовых кислот с полиядерными ароматическими углеводородами: химические и токсикологические аспекты: Автореф. дис. ... канд. хим. наук. М., 2000.
11. Дмитриев Е.А. Математическая статистика в почвоведении. М., 2009.
12. Ильницкий А.П. Канцерогенные углеводороды в почве, воде и растительности // Канцерогены в окружающей среде. М., 1975.
13. Клюев Н.А. Эколого-аналитический контроль стойких органических загрязнителей в окружающей среде. М., 2000.
14. Комплексные эколого-геохимические исследования территории города Электроугли Ногинского района Московской области // Экол. вестн. 1998. № 2.
15. Критерии оценки экологической обстановки территорий для выявления зон чрезвычайной экологической ситуации и зон экологического бедствия. М., 1992.
16. Кузнецов А.Е., Градова Н.Б. Научные основы эко-биотехнологии. М., 2006.
17. Лисовицкая О.В., Терехова В.А. Фитотестирова-ние: основные подходы, проблемы лабораторного метода и современные решения //Докл. по экологическому почвоведению. 2010. Вып. 13, № 1.
18. Майстренко В.Н., Клюев Н.А. Эколого-аналитиче-ский мониторинг стойких органических загрязнителей. М., 2004.
19. Марченко С.А., Кожевин П.А. Функциональная реакция микробного сообщества почвы как индикатор загрязнения стойкими органическими загрязнителями // Агро XXI. 2008. № 7—9.
20. Марченко С.А., Якушев А.Н., Боровик Р.В., Кожевин П.А. Использование адаптированного почвенного микробного комплекса для биоремедиации при загрязнении почв полициклическими ароматическими углеводородами // Вестн. Моск. ун-та. Сер. 17. Почвоведение. 2006. № 4.
21. Маячкина Р.В., Чугунова М.В. Особенности биотестирования почв с целью их экотоксикологической оценки // Вестн. Нижегор. ун-та. Сер. биология. 2009. № 1.
22. Обзор фонового состояния окружающей природной среды на территории стран СНГ за 2009—2010 гг. / Под ред. Ю.А. Израэля. М., 2011.
23. Практикум по агрохимии: Учеб. пособие / Под ред. В.Г. Минеева. M., 2001.
24. Ровинский Ф.Я., Теплицкая Т.А., Алексеева Т.А. Фоновый мониторинг полициклических ароматических углеводородов. Л., 1988.
25. Чернянский С.С., Алексеева Т.А., Геннадиев А.Н., Пиковский Ю.И. Органопрофиль дерново-глеевой почвы с высоким уровнем загрязнения полициклическими ароматическими углеводородами // Почвоведение. 2001. № 11.
26. Чернянский С.С., Волосатова Ю.В., Краснопеева A.A. Особенности формирования аномалий полиароматических углеводородов в почвенном покрове // Вестн. Моск. ун-та. Сер. 5. География. 2007. № 2.
27. Шурубор Е.И. Полициклические ароматические углеводороды в системе почва—растение района нефтепереработки (Пермское Прикамье) // Почвоведение. 2000. № 12.
28. Bergknut M. Characterization of PAH-contaminated soils focusing on availability, chemical composition and biological effects. Sweden, 2006.
29. Erickson R.J., Ankley G.T., DeFoe D.L. et al. Additive toxicity of binary mixtures of phototoxic polycyclic aromatic hydrocarbons to the oligochaete Lumbriculus variegatus // Toxicol. Appl. Pharm. 1999. Vol. 154.
30. Escher B.I., Hermens J.L.M. Modes of action in eco-toxicology: Their role in body burdens, species sensitivity, QSARs, and mixture effects // Environ. Sci. Technol. 2002. Vol. 36.
31. Gillette J.S., Luthy R.G., Clemett S.J, Zare R.N. Direct observation of polycyclic aromatic hydrocarbons on geo-sorbents at the subparticle scale // Ibid. 1999. Vol. 33.
32. Greene J.C., Bartels C.L., Warren-Hicks W.J. et al. Protocols for short-term toxicity screening of hazardous waste sites. Washington, 1989.
33. Gulden M, Seibert H. Influence of protein binding and lipophilicity on the distribution of chemical compounds in vitro systems // Toxicology in Vitro. 1997. Vol. 11.
34. Perminova I.V., Grechishcheva N.Yu., Kovalevskii D.V. et al. Quantification and prediction of detoxifying properties of humic substances to polycyclic aromatic hydrocarbons related to chemical binding // Environ. Sci. Technol. 2001. Vol. 35.
35. Perminova I.V., Grechishcheva N.Yu., Petrosyan V.S. Relationships between structure and binding affinity of humic substances for polycyclic aromatic hydrocarbons: Relevance of molecular descriptors // Ibid. 1999. Vol. 33.
36. Pickering R.W. A toxicological review of polycyclic aromatic hydrocarbons // J. Toxicol. Cutan. Ocul. Toxicol. 1999. Vol. 18.
37. Pickering R.W. Toxicity of polyaromatic hydrocarbons other than benzo(a)pyrene: A review//Ibid. 2000. Vol. 19.
38. US Environmental Protection Agency. Ecological Effects Test Guidelines. Seed Germination/ Root Elongation Toxicity Test. OPPTS 850.4200. 1996.
39. US Environmental Protection Agency. Evaluation of terrestrial indicators for use in ecological assessments at hazardous waste sites. Corvallis, Oregon, 1992.
40. Walter H, Consolaro F., Gramatica P. et al. Mixture toxicity of priority pollutants at no observed effect concentrations (NOECs) // Ecotoxicol. 2002. Vol. 11.
Поступила в редакцию 11.09.2014
THE RELATIONSHIP OF TESTABLE PHYTOTOXICITY
WITH PROPERTIES OF THE SOILS CONTAINING GROUP
OF POLYCYCLIC AROMATIC HYDROCARBONS
V.V. Stolbova, D.V. Beregela
Interrelation between the testable with Latuca sativa L. soil phytotoxicity, soil properties (acidity, amount of organic carbon and physical clay) and the amounts of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) is studied for territory of south-east of the Moscow region. It is discovered that under the short-term bioassay value of phytotoxicity is directly related to amount of "lightweight" fluorene and decreases with increasing amount of organic carbon in the soils. The amount of some "heavy" PAHs in the soil correlates with organic carbon and naphthalene distribution in the tested soils is similar to distribution of fine fractions.
Key words: plant bioassay, soil phytotoxicity, Latuca sativa, polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs).
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. Берегела Данила Владимирович, студент 5 курса каф. радиоэкологии и экотокси-кологии ф-та почвоведения МГУ им. М.В. Ломоносова. E-mail: dangun@list.ru.
