Экотоксикологическая оценка загрязнения никелем почв и водных сред, сопредельных дерново-подзолистым почвам

УДК 631.8:631.4.

ЭКОТОКСИКОЛОГИЧЕСКАЯ ОЦЕНКА ЗАГРЯЗНЕНИЯ НИКЕЛЕМ ПОЧВ И ВОДНЫХ СРЕД, СОПРЕДЕЛЬНЫХ ДЕРНОВО-ПОДЗОЛИСТЫМ ПОЧВАМ

И.О. Плеханова, А.П. Зарубина, С.Е. Плеханов

Показатели функционирования почвенных микроорганизмов при загрязнении дерново-подзолистых почв соединениями никеля дают разные границы экотоксичности почв. Снижение азотфиксирующей активности почвенных микроорганизмов в два раза отмечено для слабокислой дерново-подзолистой окультуренной почвы при концентрации этого элемента 150, для кислой неокультуренной почвы — 100 мг/кг. Снижение активности денитрификации в окультуренной почве наблюдается при дозах никеля 500, в неокультуренной — 100 мг/кг. Ингибирование дыхания слабокислой почвы происходит лишь при самых высоких дозах — 1000, а кислой — 300 мг/кг. Биотестирование на основе бактериальной люминесценции может быть использовано как для диагностики загрязнения почв тяжелыми металлами, например никелем, так и для оценки токсичности водных сред, контактирующих с загрязненными почвами.

Ключевые слова: соединения никеля, экотоксичность, азотфиксация, денитрифи-кация, дыхание почв, биотестирование, бактериальная люминесценция.

Введение

Воздействие на почву химических веществ, таких как тяжелые металлы (ТМ), может не только значительно ухудшать качество ее плодородного слоя, но и влиять на сопредельные с ней среды: атмосферу, водные потоки, растения. Попадая в почву, ТМ, в том числе и никель, прочно сорбируются ее минеральными и органическими компонентами, а также образуют малорастворимые и комплексные соединения. Поэтому в водную вытяжку переходит лишь незначительная часть металлов в соответствии с их растворимостью или устойчивостью комплексов. Растворимость ТМ зависит от почвенно-геохимических условий и прежде всего от рН, содержания органических веществ и режима увлажнения [5, 6, 11, 12].

Источники техногенного поступления никеля в почву разнообразны: предприятия горнорудной промышленности и цветной металлургии, машиностроительные, металлообрабатывающие, химические, приборостроительные, тепловые, работающие на мазуте и каменном угле, автотранспорт, осадки сточных вод и др. [4, 10]. Вблизи источников загрязнения образуются локальные биогеохимические аномалии с повышенным содержанием никеля в почве, воде, воздухе и местных продуктах питания растительного и животного происхождения. О физиологическом значении элемента для организмов известно мало. Он входит в состав Со-факторов ряда ферментов, влияет на активность каталазы, уреазы, нитратредуктазы, на поступление некоторых элементов в растения. Никель путем хелатирования каталитически вступает в реакции с субстратом в фермент-субстрат-реакциях,

образуя стойкие комплексы с лигандами, содержащими серу, кислород, азот [3, 10, 11].

Использование методов регулярного мониторинга загрязнения почв по состоянию микробиоты позволяет предотвратить необратимые последствия критического содержания загрязняющих веществ. Одним из наиболее чувствительных показателей загрязнения почвы ТМ является реакция почвенного биоценоза с учетом адаптационной способности процессов ее метаболизма: ферментативной активности почв, численности основных групп мик-робоценоза (сапрофитные микроорганизмы, споровые бактерии, актиномицеты, грибы, целлюло-зоразрушающие микроорганизмы) [2,18,19,21,23]. Для оценки уровня биологической активности почв часто используют показатели азотфиксирующей и денитрифицирующей активности, а также выделение СО2 [9, 20, 24, 25]. Азотфиксация относится к числу важнейших звеньев круговорота азота в почве, осуществляется благодаря суммарной деятельности всего комплекса почвенных микроорганизмов и является одним из интегральных показателей степени загрязнения почв ТМ [13].

В настоящее время для первичной экспрессной оценки интегральной токсичности объектов окружающей среды (почва, вода, воздух), различных химических веществ, их смесей и действия физических факторов (ионизирующая радиация, электромагнитное излучение) широко используется метод биотестирования на основе бактериальной люминесценции [7, 8]. На кафедре микробиологии биологического факультета МГУ им. М.В.Ломоносова на основе природных морских светящихся бактерий и созданных генно-инженерных штаммов Escherichia coli K12 TG1 с клонированными в них lux-оперонами из разных природных све-

тящихся бактерий получены биосенсоры со светящимся фенотипом тест-систем «Эколюм» [22]. Методики измерений интегральной токсичности воды, почв, воздушной среды, химических материалов и изделий с помощью тест-системы «Эколюм» имеют свидетельство о метрологической аттестации (4/7-93), зарегистрированы в Департаменте Госсанэпиднадзора РФ (№№ 11-1/131-09, 11-1/132-09, 11-1/133-09, 11-1/134-09) и Госкомэкологии (сертификат Госстандарта России № 01.19.231/2001). Они внедрены на территории РФ в природоохранных организациях и органах санитарно-эпидемиологического надзора и ориентированы на использование реактивов и оборудования отечественного производства.

Цель настоящей работы — определение концентраций никеля, оказывающих негативное влияние на показатели микробиологической активности почв (дыхание, денитрификация и азотфиксация), и исследование миграции соединений микроэлемента в водные потоки из кислых и слабокислых дерново-подзолистых почв с оценкой токсичности, определяемой методом биотестирования на основе бактериальной люминесценции.

Объекты и методы исследования

Исследования проводили в условиях вегетационного опыта на образцах из пахотного горизонта дерново-подзолистой окультуренной почвы (ДПО) с поля, где вносили известь, навоз и азотно-фос-форно-калийные удобрения, и из гор.А1 дерново-подзолистой неокультуренной почвы (ДПН). Вегетационный опыт заложен в трехкратной по-вторности. Почву искусственно загрязняли водным раствором N1804 '7Н20 из расчета дозы никеля (мг/кг) почвы: 0 (контроль), 50, 100, 150, 300, 500, 1000 (опыт). Инкубировали ее в течение 7 сут после загрязнения при влажности 60% ППВ. Определение агрохимических характеристик почв выполняли по стандартным методикам [1].

Для наблюдения за миграцией никеля в водные среды использовали модифицированную методику по обоснованию ПДК химических веществ в почве [14]. С этой целью определяли содержание элемента в водных фильтратах из почвенных колонок и в водных вытяжках из почв. Почвенные колонки (высота 6 см и диаметр 3 см) заполняли просеянной через сито 3 мм почвой нарушенного строения и промывали бидистиллированной водой (рН 6,7) в количестве годовой нормы осадков (400 мм). Поливные нормы рассчитывали по стандартному методу. Собранный фильтрат для удаления коллоидных частиц пропускали через мембранный фильтр (диаметр пор 0,45 мкм) с помощью вакуумного насоса, концентрировали упариванием.

Содержание элемента в водных фильтратах из почвенных колонок и в водных вытяжках из почв

определяли методом атомно-абсорбционного анализа на приборе фирмы «Perkin Eimer», модель 403 в пламени ацетилен—воздух с использованием дей-териевого корректора фона [15].

Для изучения влияния разных концентраций никеля на биологическую активность почв определяли следующие микробиологические показатели: дыхание, денитрификацию, азотфиксацию. Дыхание оценивали по интенсивности выделения СО2 на газовом хроматографе (модель 3700); этот же прибор использовали для изучения интенсивности денитрификации после предварительного внесения нитратов в почвенные образцы в виде раствора KNO3. Потенциальную азотфиксирующую способность (ПАФ) определяли ацетиленовым методом на приборе «Хром-41» по [13, 20]; рНвод — потенциометрически.

Оценку интегральной токсичности водных образцов, сопредельных почвам, осуществляли с помощью тест-системы на основе бактериальной люминесценции. Биосенсором служили бактерии генно-инженерного штамма Escherichia coli K12 TGI с созданным светящимся фенотипом при клонировании lux-оперона из светящихся почвенных бактерий Photorhabdus luminescencens ZMI — симбионта энтомопатогенных нематод и паразитов широкого круга насекомых. Штамм получен и хранится на кафедре микробиологии биологического факультета МГУ, известен как биосенсор тест-системы «Эколюм-08» [22]. В эксперименте лиофиль-но высушенные клетки биосенсора регидратиро-вали холодной дистиллированной водой в течение 30 мин и использовали суспензию в разведении необходимого уровня биолюминесценции. Плотность бактериальных суспензий определяли не-фелометрически (к = 670 нм) на фотоэлектро-колориметре KF77 и выражали числом клеток в миллилитре (кл/мл) по ранее составленной калибровочной кривой.

Для биотестирования использовали водные вытяжки из почвенных образцов: 1 — фильтрат из почвенной колонки, пропущенный через мембранный фильтр (0,45 мкм) (далее фильтрат), 2 — водная вытяжка, отфильтрованная через фильтр «белая лента». Образцы готовили в соотношении почва: вода = 1:10 (вода — дистиллированная, стерильная, рН 7,0). Контроль — биосенсор с дистиллированной водой, согласно методической рекомендации для мониторинга почв [16].

При анализе биотестирования для определения индекса токсичности почв в опытные и контрольные пробирки Эппендорфа объемом 1,5 мл вносили по 0,5 мл суспензии бактериального биосенсора и по 0,5 мл водной вытяжки из исследуемого почвенного образца. Интенсивность люминесценции бактерий (имп/сек) измеряли на люминометре 1251 фирмы «LKB WALLAC» (Швеция) при экспо-

зиции биосенсора с водными почвенными экстрактами в течение 5,15, 30, 45, 60 и 90 мин при температуре 20°. Время экспозиции опытного и контрольного образцов с биосенсором — одновременное и строго фиксированное; измерения проведены в трехкратной повторности. Среднее арифметическое значение интенсивности люминесценции (I) бактерий рассчитывали по программе люминомет-ра, значение индекса токсичности (Т) — по формуле: Т = 100 • (10 — I)/10, где 10 — интенсивность свечения контрольного, I — опытного образцов. Оценку токсичности анализируемой пробы с использованием бактериального биолюминесцентного биосенсера принято классифицировать на группы согласно величине индекса токсичности: Т < 20 — образец нетоксичен, Т 20—50 — токсичен; Т > 50 — очень токсичен [16]. Если в опытной пробе наблюдается стимуляция свечения биосенсора, превышающая показатель интенсивности свечения биотеста в контрольной пробе, величина Т — отрицательная.

Результаты и их обсуждение

Исследуемые почвы различаются по кислотности, содержанию органического вещества, насыщенности основаниями (табл. 1). Разница в свойствах почв определяет их разную устойчивость к тяжелым металлам и буферную способность.

Естественный уровень содержания растворимых в воде соединений никеля в дерново-подзолистых почвах невысок и составляет <0,1 мг/кг (0,01 мг/л). Внесение микроэлемента в почву в виде раствора сернокислой соли повышает этот уровень. При этом рН равновесного раствора практически не меняется. Поэтому повышение концентрации нельзя объяснить подкислением почв.

В вытяжку из дерново-подзолистой окультуренной почвы переходит малое количество никеля, которое приближается к ПДК для водоемов при концентрации микроэлемента >150 мг/кг почвы. В вытяжках из более кислой неокультуренной дерново-подзолистой почвы такая концентрация достигается при дозе 50 мг №/кг почвы. В фильтратах из почвенных колонок отмечается такая же закономерность, но в фильтрате из слабокислой окультуренной почвы ПДК достигается при концентрации никеля около 300, а из ДПН — при 100 мг/кг

почвы. Фильтрат из почвенных колонок содержит меньше никеля, чем водные вытяжки, что связано, вероятно, с сорбцией его соединений во время прохождения через почвенную колонку и использованием мембранного фильтра с микропорами (табл. 2).

Таблица 2

Содержание никеля в водных вытяжках из почв и фильтратах

Почва Доза N1 в почве, рНвод Содержание N1, мг/л

мг/кг водная вытяжка фильтрат

0 5,9 0,01 <0,01

50 5,8 0,03 0,01

100 6,0 0,05 0,02

ДПО 150 300 6,2 6,3 0,07 0,18 0,04 0,12

500 5,9 0,60 0,18

1000 5,8 3,30 0,97

0 3,9 0,01 <0,01

50 4,1 0,10 0,02

100 4,0 0,20 0,08

ДПН 150 300 3,9 3,9 0,60 1,90 0,18 0,47

500 4,2 4,80 0,84

1000 3,8 13,50 1,01

Примечание. ПДК никеля для водоемов — 0,1 [17].

Анализ водных растворов, полученных из загрязненных почв, показал, что содержание никеля в них различно. Это может быть связано с их разной ионообменной и сорбционной способностью, обусловленной разницей в физико-химических свойствах.

Значительное подавление азотфиксирующей способности биоты ДПО и ДПН почв наблюдается при концентрации никеля >100 мг/кг (табл. 3). Однако начальное угнетение, особенно в ДПН почве, отмечено при дозе 100 мг/кг. Если условно принять, что снижение азотфиксирующей способности почвенных микроорганизмов в два раза соответствует предельно допустимому уровню (ПДУ) токсичности никеля в почве, то для ДПО почвы эта величина будет соответствовать концентрации 150, а для ДПН — 100 мг/кг.

Ингибирование ды-

Таблица 1

Агрохимическая характеристика деpново-подзолистых почв

Почва рНвод рНсол Гидролитическая кислотность Обменная кислотность Сумма обменных оснований Сорг, % Гумус, %

мг-экв/100 г почвы

ДПН 4,1 3,7 7,41 1,66 2,9 1,44 2,3

ДПО 5,9 5,6 2,74 0,13 13,1 1,72 3,0

хания слабокислой почвы происходит лишь при самых высоких дозах микроэлемента — 1000 мг/кг, а кислой — 300, 500 и 1000 мг/кг. Некоторое усиление дыхания ДПН и ДПО почв наблюдается при концентрациях никеля 100 и 150 мг/кг

Таблица 3

Изменение микробиологических показателей активности почв (азотфиксация, денитрификация, дыхание) при разной концентрации никеля в кислых и слабокислых дерново-подзолистых почвах

Почва Доза N1 в почве, мг/кг ПАФ, мкг N2/10" • ч Денитрификация, мкг N—N0^ • ч Дыхание, мкг С—СО2/г • ч

0 3,39 ± 0,38 39,34 ± 0,34 31,74 ± 4,75

50 3,04 ± 0,72 33,80 ± 1,72 42,85 ± 6,54

100 2,95 ± 0,56 27,42 ± 1,19 39,26 ± 1,96

ДПО 150 1,79 ± 0,13 30,17 ± 1,4 33,08 ± 4,65

300 0,56 ± 0,40 34,30 ± 2,3 29,19 ± 6,31

500 0,18 ± 0,10 29,25 ± 1,59 27,94 ± 3,31

1000 0,14 ± 0,00 15,33 ± 0,65 24,34 ± 2,46

ДПН 0 50 100 150 300 500 1000 0,49 ± 1,6 0,36 ± 2,6 0,25 ± 1,7 0,18 ± 0,10 0,16 ± 0,12 0,14 ± 0,00 0,14 ± 0,00 1,89 ± 0,15 1,68 ± 0,95 0,74 ± 0,24 0,93 ± 0,32 0,58 ± 0,10 0,49 ± 0,40 0,32 ± 0,25 35,74 ± 0,35 42,76 ± 0,29 37,87 ± 0,45 38,64 ± 6,05 27,04 ± 1,45 23,97 ± 2,15 22,72 ± 1,96

соответственно. В токсикологии широко известно понятие гормезиса, когда ксенобиотик в малой концентрации, действуя на некоторые функции организма, приводит к их повышенной активности, т.е. стимулирует. Стимулирующее действие ксенобиотика (реакция тест-обьектов на воздействие токсикантов, противоположная угнетению) до уровня 30% по сравнению с контролем некоторые исследователи считают как нетоксическое действие [8].

Активность денитрификации в ДПО почве снижается при дозах никеля 500 и 1000, в ДПН почве (на 60%) — 100 мг/кг. Таким образом, токсичность никеля при одном и том же его содержании в почве в значительной степени зависит от ее свойств. Это отчетливо проявляется при сравнении показателей биологической активности контрольных вариантов с фоновым содержанием микроэлемента в почвах (табл. 3). Количество фиксируемого азота слабокислой окультуренной почвы почти в 5 раз выше, чем кислой неокультуренной. Для этих же вариантов в процессе денитрификации данный показатель на ДПО и ДПН почвах различается почти в 20 раз.

Процессы денитрификации и выделения СО2 менее чувствительны к загрязнению почв соединениями никеля: в ДПО почве его концентрация 500 мг/кг вызывает существенное подавление де-нитрификации, а концентрация 1000 мг/кг — угнетение дыхания; для ДПН почвы эти цифры равны 100 и 500 мг/кг соответственно.

Определения индекса токсичности никеля как показателя загрязнения водных сред при миграции из кислых и слабокислых дерново-подзолистых почв проведено методом биотестирования на основе бактериальной люминесценции (табл.4). Дан-

ные с применением двойного контроля позволяют сравнить оба метода для мониторинга исследуемых почв и оценки токсичности никеля при разных уровнях его содержания в почвах. При использовании в качестве контроля водных вытяжек без внесения никеля фильтраты из ДПО почвы при содержании элемента в концентрациях 50, 100, 150, 300 и 500 мг/кг были нетоксичны (Т< 20). Рост индекса токсичности от 25—35 до 40—50 в этих образцах происходил по времени от 30 до 60 мин при концентрации 1000 мг №/кг (табл. 4) и к 90-й минуте оказался очень высоким (Т >70). Этот фильтрат незначительно стимулировал люминесценцию бактериального теста при содержании никеля в почве до 500 мг/кг. Водная вытяжка из этой почвы также незначительно стимулировала люминесценцию бактериального теста (Т« от —2 до —25) при содержании никеля в почве до 150 мг/кг. В отфильтрованной («белая лента») водной вытяжке к 45-й минуте выявлено токсичное действие микроэлемента при концентрации 500 мг/кг, а в контроле с дистиллированной водой его токсичное действие проявилось на 30-й минуте при концентрации 500 мг/кг, достигая величины Т> 30 и незначительно увеличиваясь со временем (табл. 4).

Метод биотестирования с использованием тест-системы на основе бактериальной люминесценции показал, что водные вытяжки из ДПН почвы, содержащие никель, более токсичны, чем таковые из слабокислой ДПО почвы с большим содержанием гумуса (табл. 4). Очевидно, никель более прочно адсорбируется и образует более стойкие комплексные соединения с компонентами этой почвы.

Результаты исследований показали, что все водные вытяжки из ДПН почвы нетоксичны при концентрации никеля в почве 50 мг/кг, а в вытяжке, пропущенной через мембранный фильтр, — 100 мкг/кг. Водные вытяжки из ДПН почвы (контроль — вытяжки из незагрязненной почвы), содержащие никель в концентрациях 300, 500 и 1000 мг/кг, — токсичны. Их индекс токсичности нарастает во времени от 5-й до 90-й минуты анализа (табл. 4).

При использовании в качестве контроля дистиллированной воды в водной вытяжке из ДПН почвы выявлена токсичность никеля при его содержании в почве 50 мг/кг через 75 мин, 100 — через 45 мин, 150 — через 5 мин анализа. Все варианты водных вытяжек из ДПН почвы проявили токсичность при использовании биотестирования на основе бактериальной люминесценции через 30 мин анализа в концентрации 150 мг/кг.

Таблица 4

Индекс токсичности никеля, определяемый методом биотестирования на основе бактериальной люминесценции, в водных вытяжках ДПО и ДПН почв

Тип водной вытяжки Доза N1, мг/кг Время анализа, мин

5 15 30 45 60 75 90

ДПО

1 0 Контроль — водная вытяжка из незагрязненной почвы

1000 -2 ± -1 9 ± 2 25 ± 4 39 ± 5 32 ± 4 — 77 ± 4

2 300 1 ± 1 6 ± 2 15 ± 2 21 ± 2 25 ± 4 28 ± 4 30 ± 2

500 2 ± 1 14 ± 2 32 ± 3 42 ± 1 48 ± 5 51 ± 3 54 ± 5

1000 14 ± 5 38 ± 4 61 ± 4 71 ± 2 77 ± 3 81 ± 6 84 ± 4

0 Контроль — биосенсор с дистиллированной водой

1 300 -3 ± -2 -1 ± 0 -1 ± 0 -1 ± -2 — — 22 ± 1

500 -4 ± -1 -1 ± -1 0 ± 0 3 ± 1 — — 24 ± 4

1000 1 ± -1 14 ± 3 30 ± 2 43 ± 4 — — 81 ± 4

2 500 3 ± 2 17 ± 2 28 ± 3 32 ± 4 34 ± 5 35 ± 3 37 ± 2

1000 17 ± 1 40 ± 3 58 ± 5 66 ± 3 72 ± 3 75 ± 5 79 ± 3

ДПН

1 0 Контроль — водная вытяжка из незагрязненной почвы

150 6 ± 4 15 ± 2 27 ± 1 34 ± 5 — — —

300 12 ± 2 31 ± 3 55 ± 2 66 ± 5 — — —

500 32 ± 4 62 ± 1 84 ± 4 97 ± 2 — — —

1000 52 ± 1 81 ± 2 95 ± 3 97 ± 3 — — —

2 300 12 ± 4 15 ± 2 21 ± 1 30 ± 3 38 ± 4 47 ± 2 53 ± 3

500 28 ± 1 47 ± 4 63 ± 3 73 ± 5 81 ± 3 86 ± 5 89 ± 6

1000 41 ± 3 65 ± 4 82 ± 3 91 ± 5 95 ± 3 97 ± 2 98 ± 2

1 0 Контроль — биосенсор с дистиллированной водой

150 10 ± 1 19 ± 4 32 ± 3 41 ± 4 — — —

300 16 ± 5 35 ± 2 58 ± 2 69 ± 3 — — —

500 35 ± 3 64 ± 5 85 ± 1 92 ± 5 — —

1000 54 ± 2 82 ± 1 95 ± 2 98 ± 1 — — —

2 50 16 ± 2 13 ± 3 13 ± 2 15 ± 3 19 ± 2 25 ± 2 28 ± 3

100 18 ± 1 17 ± 3 18 ± 1 20 ± 1 24 ± 2 29 ± 1 31 ± 2

150 22 ± 3 27 ± 5 33 ± 3 38 ± 2 41 ± 4 45 ± 3 47 ± 4

300 31 ± 5 44 ± 4 56 ± 6 65 ± 1 71 ± 1 67 ± 1 80 ± 1

500 43 ± 1 65 ± 1 79 ± 1 87 ± 1 91 ± 1 94 ± 1 95 ± 1

1000 53 ± 1 77 ± 3 90 ± 5 95 ± 2 98 ± 3 99 ± 1 99 ± 1

Достоверное значение токсичности обнаружено в водной вытяжке, отфильтрованной через фильтр «белая лента», из ДПО почвы при концентрации никеля 300, а из ДПН — 150 мг/кг.

Следует отметить, что выявлена разница в проявлении токсичности никеля в водных вытяжках из слабокислой ДПО и из более кислой ДПН почв в зависимости от времени анализа. Биотестиро-

вание на основе бактериальной люминесценции в течение 5, 30, 60 мин позволяет сделать вывод о характере действия токсического вещества, т.е. постоянное токсическое действие, временное или аккумулирующее эффекты. Кроме того, накоплен значительный экспериментальный материал, предполагающий, что у образцов даже неизвестного химического состава нарастание во времени индекса

токсичности может свидетельствовать о присутствии в них тяжелых металлов, а его величина с последующим некоторым снижением или стабилизацией — о наличии веществ органической природы. Механизм такого эффекта неясен, однако подобная тенденция обнаружена на природных штаммах люминесцентных бактерий и рекомбинантных генно-инженерных штаммах с приобретенным люминесцентным фенотипом [8,22]. Обнаружена разница между слабокислой и более богатой органическим веществом ДПО почвой, где токсичность проявляется медленнее, и ДПН почвой, в которой это происходит быстрее.

Таким образом, биотестирование на основе бактериальной люминесценции может быть использовано для диагностики загрязнения почв тяжелыми металлами, например никелем, при соответствующих условиях измерения — времени экспозиции (до 30—60 мин) и подготовки водных образцов для анализа. Наиболее результативной оказалась водная почвенная вытяжка, отфильтрованная через фильтр «белая лента». Кроме того, показано, что для биотестирования различных образцов почвы в качестве контроля целесообразно использовать бактериальный люминесцентный тест-объект с дистиллированной водой [16].

В некоторых вариантах биотестирования никель в достаточно низких концентрациях (от 50 до 300 мг/кг) через 5, 15, 30 мин экспозиции с биосенсором вызывает незначительную стимуляцию. Стимуляция интенсивности люминесценции у светящихся бактерий при действии многих веществ в низких концентрациях отмечена ранее многими исследователями. Механизм ее неясен.

Результаты исследования по оценке токсичности почв и водных сред, контактирующих с ДПО и ДПН почвами, с использованием показателей активности действия почвенного микробиоценоза и оценки токсичности водных образцов методом биотестирования на основе бактериальной лю-

Таблица 5

Токсичная концентрация никеля (мг/кг) в кислых и слабокислых дерново-подзолистых почвах по разным показателям

Показатель токсичности ДПО ДПН

Миграционный водный — переход в водные среды при анализе: фильтрата из почвенных колонок водной вытяжки из почв 300 150 100 50

Микробиологический: по азотфиксации по интенсивности дыхания почв по интенсивности денитрификации 150 500 500 100 300 100

По индексу токсичности при биотестировании водной вытяжки с использованием бактериальной люминесценции 300 100

минесценции представлены в табл. 5. Наибольщая чувствительность метода отмечена при анализе активности азотфиксации на обогащенной слабокислой почве и при определении индекса токсичности методом биотестирования на кислой необога-щенной почве. Полученные данные могут быть использованы при нормировании содержания никеля в исследуемых типах почвы, которые выбраны из наименьших действующих его концентраций по всем показателям токсичности.

Показана возможность применения метода биотестирования на основе бактериальной люминесценции для оценки водных потоков из почв, загрязненных тяжелыми металлами, на примере никеля. Рекомендуемое время экпозиции биосенсора с исследуемым образцом — 5, 30, 60 мин с подготовкой для анализа водной почвенной вытяжки, отфильтрованной через фильтр «белая лента». В качестве контроля целесообразно использовать бактериальный люминесцентный тест-объект с дистиллированной водой. За 30—60 мин опыта для ДПО почвы установлено достоверное значение токсического действия никеля при концентрации 300, а для ДПН почвы — 100 мг/кг в водной вытяжке, отфильтрованной через фильтр «белая лента».

Заключение

• Результаты исследований показали, что токсичность соединений никеля при одном и том же его содержании в почвах в значительной степени зависит от их свойств. Это необходимо учитывать при разработке любых нормативных показателей.

• Исследование различных показателей функционирования почвенных микроорганизмов дает разные границы экотоксичности почв, загрязненных никелем. Снижение азотфиксирующей способности почвенных микроорганизмов в два раза отмечено для слабокислой ДПО почвы при концентрации никеля 150, для ДПН почвы — 100 мг/кг.

• Ингибирование дыхания слабокислой почвы происходит лишь при самых высоких дозах никеля — 1000, кислой почвы — 300, 500 и 1000 мг/кг. Некоторое усиление дыхания ДПН и ДПО почв отмечено при концентрациях микроэлемента 100 и 150 мг/кг почвы соответственно.

• Снижение активности денитрификации в ДПО почве наблюдается при дозах никеля 500 и 1000, в ДПН почве (на 60%) — 100 мг/кг. Токсичность микроэлемента при одном и том же его содержании в почвах в значительной степени зависит от их свойств. Это отчетливо проявляется при сравнении показателей биологической активности контрольных вариантов с фоновым содержанием никеля в почвах. Количество фиксируемого азота для слабокислой окультуренной почвы почти в 5 раз выше, чем для кислой неокультуренной. Для этих же вариантов в процессе денитрификации содержание

азота на ДПО и на ДПН почвах различается почти в 20 раз.

• Применение метода биотестирования на основе бактериальной люминесценции показало достоверное значение токсичности водной вытяжки из ДПО почвы при концентрации никеля 300, из ДПН — 150 мг/кг в водной вытяжке, отфильтрованной через фильтр «белая лента». Биотестирование на основе бактериальной люминесценции может быть использовано как для диагностики за-

грязнения почв тяжелыми металлами, например никелем, так и для оценки токсичности водных сред, контактирующих с загрязненными почвами. Наиболее результативной для анализа оказалась водная вытяжка из почв, отфильтрованная через фильтр «белая лента». Для биотестирования различных образцов почвы в качестве контроля целесообразно использовать бактериальный люминесцентный тест-объект с дистиллированной водой [16].

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. Бингам Ф.Т., Коста М., Эйхенбергер Э. и др. Некоторые вопросы токсичности ионов металлов (Пер. с англ.) / Под ред. X. Зигеля, А. Зигеля. М., 1993.

4.Водяницкий Ю.Н., Ладонин Д.В., Савичев А.Т. Загрязнение почв тяжелыми металлами. М., 2012.

5. Водяницкий Ю.Н., Плеханова И.О. Биогеохимия тяжелых металлов в загрязненных переувлажненных почвах (аналитический обзор) // Почвоведение. 2014. № 3.

6. Воробьева Л.А. Теория и методы химического анализа почв. М., 1995.

7. Зарубина А.П., Перфильев Ю.Д., Сорокина Е.В., Нетрусов А.И. Оценка свойств феррата калия, используемого для очистки воды методом бактериального биотестирования // Вестн. Моск. ун-та. Сер. 16. Биология. 2016. Т. 71, № 4.

8. Зарубина А.П., Сорокина Е.В. Первый среди равных. Один из самых экспрессных и доступных методов биотестирования основан на использовании бактериальной люминесценции // Журн. Евраз. союз ученых (ЕСУ). Биол. науки. 2015. Т. 17, № 8.

9. 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.

10. Ильин В.Б., Сысо А.И. Микроэлементы и тяжелые металлы в почвах и растениях. Новосибирск, 2001.

11. Кабата-Пендиас А., Пендиас Н. Микроэлементы в почвах и растениях. М., 1989.

12. Карпухин А.И, Сычев В.Г. Комплексные соединения органических веществ почв с ионами металлов. М., 2005.

13. Летунова С.В., Умаров М.М, Ниязова Г.А., Ме-лехин Е.И. Активность азотфиксации как один из возможных критериев определения ПДК тяжелых металлов в почве // Почвоведение. 1985. № 9.

14. Методические рекомендации по гигиеническому обоснованию ПДК химических веществ в почве (2-е изд.) / Утв. зам. глав. гос. санит. врача СССР В.Е. Ковшило 5 августа 1982 г. № 2609-82.

15. Обухов А.И., Плеханова И.О. Атомно-абсорб-ционный анализ в почвенно-биологических исследованиях. М., 1991.

16. Ревазова Ю.А., Данильян Л.Г., Данилов В.С. и др. Определение общей токсичности почв по интенсивности биолюминесценции бактерий // Метод. реком. Гос. сан.-эпид. нормирование РФ. М., 2000. Зарегистр. Деп. Гос. сан.-эпид. надзора РФ (№ 11-1/134-09).

17. СанПиН 2.1.4.1074-01. Питьевая вода. Гигиенические требования к качеству воды централизованных систем питьевого водоснабжения.

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. Трифонова Т.А., Сахно О.Н., Забелина О.Н., Фе-окистова И.Д. Сравнительная оценка состояния городских почв по их биологической активности // Вестн. Моск. ун-та. Сер. 17. Почвоведение. 2014. № 3.

20. Умаров М.М. Использование показателей азот-фиксации и денитрификации для оценки токсичности тяжелых металлов в почве // Бюл. Почв. ин-та им. В.В.Докучаева. 1983. Вып. 35.

21. Щеглов А.И., Цветнова О.Б., Столбова В.В. Биодиагностика радиоактивного загрязнения природных экосистем // Вестн. Моск. ун-та. Сер. 17. Почвоведение. 2013. № 4.

22. Danilov V.S., Zarubina A.P., Eroshnicov G.E. et al. The bioluminescent sensor systems with lux-operons from various species of luminescent bacteria // Moscow University Biol. Sci. Bull. 2002. N 3.

23. 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.

24. 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).

25. Wander M. Measures of Soil Biology and Biological Activity // Agriculture. 2009. N 10.

Поступила в редакцию 11.10.2016

ECOTOXICOLOGICAL ASSESSMENT OF NICKEL POLLUTION

OF SOILS AND WATER MEDIAS, ADJACENT TO SODDY-PODZOLIC SOILS

I.O. Plekhanova, A.P. Zarubina, S.E. Plekhanov

Various indicators of the functioning of soil microbial contamination at the soddy-pod-zolic soil Ni compounds give different boundaries soil ecotoxicity. Reducing nitrogen-fixing activity of soil microorganisms twice pointed to a weakly acidic soddy-podzolic cultivated soil Ni at a concentration of 150 mg/kg and for non-cultivated soils acidic — 100 mg/kg. The reduction of denitrification activity in cultivated soil was observed at Ni dose of 500 mg/kg, in uncultivated soil at Ni dose of 100 mg/kg. The inhibition of "breathing" of slightly acidic soil occured only at the highest dose of Ni — 1000 mg/kg, and of the acidic soil at a dose of 300 mg/kg. The bioassay based on bacteria luminescence can be used for diagnosis of soil contamination with heavy metals such as Ni, as well as to for the assessment of the toxicity of aqueous media, contacting with contaminated soils.

Key words: nickel compounds, ecotoxicity, nitrogen fixation, denitrification, soil respiration, biological testing, bacterial luminescence.

Сведения об авторах

Плеханова Ирина Овакимовна, докт. биол. наук, вед. науч. сотр. каф. земельных ресурсов и оценки почв ф-та почвоведения МГУ им. М.В.Ломоносова. E-mail: irinao-plekhanova@mail.ru. Зарубина Алевтина Петровна, канд. биол. наук, вед. науч. сотр. кафедры микробиологии биологического ф-та МГУ им. М.В. Ломоносова. E-mail: al-zar1@ yandex.ru. Плеханов Сергей Елисеевич, докт. биол. наук, профессор, вед. науч. сотр. кафедры гидробиологии биологического ф-та МГУ им. М.В. Ломоносова. E-mail: plekhanovse@ yandex.ru