Дисперсные грунты как объекты биодиагностики

Полный текст

ВВЕДЕНИЕ

Стремительное увеличение количества загрязняющих веществ и усложнение состава поступающих в природные среды соединений явились причиной того, что существующий и наиболее распространённый в практике научных исследований и инженерных изысканий санитарно-гигиенический подход, основанный на системе ПДК (предельно-допустимых концентраций), не отвечает современным принципам экологической безопасности. Осознание подобного обстоятельства большинством исследователей, работающих в разных научных направлениях, привело к тому, что в последнее десятилетие контроль качества окружающей среды с использованием различных биологических объектов (биодиагностика) оформился, как актуальное научно-прикладное направление [2, 14, 15]. Трудами многих отечественных и зарубежных ученых сделан существенный вклад в разработку биотической концепции, предложены различные критерии для оценки экологического состояния различных сред [4, 19, 27, 30, 37–39, 42–46]. В наибольшей степени разработаны методы и показатели, которые могут быть применены к водной среде [5, 23, 24, 33 и др.] Успешно разрабатываются и широко применяются на практике методы, позволяющие оценить экологическое состояние почв [6–9 и др.].

Дисперсные грунты представляются для биодиагностики практически неизученным объектом. Для них на сегодняшний день не существует общепринятой и хорошо разработанной теории экологического нормирования как вообще, так и на основе биотической концепции тем более. В связи с этим в практике эколого ориентированных исследований и изысканий оценка состояния дисперсных грунтов до сих пор осуществляется преимущественно путем определения аналитическими методами наличия отдельных потенциально вредных веществ или воздействий. В дальнейшем проводится сравнение полученных результатов с законодательно установленными для этих веществ и воздействий допустимыми или фоновыми величинами. Выбор фоновой величины содержания того или иного элемента (соединения) представляет собой достаточно сложную и неоднозначную задачу [3]. Кроме того, следует учитывать, что нормы ПДК разработаны лишь для почв. Правомерность их использования для иных видов грунтов вызывает массу нареканий. В добавок ко всему совершенно игнорируется тот факт, что аналитические способы контроля имеют ряд существенных недостатков [4]. Достаточно принять во внимание только тот факт, что в настоящее время нормированы лишь 0.01% из миллионов потенциально токсичных веществ. Кроме того, вполне очевидно, что для условий нашей страны гармонизировать аналитические нормативы попросту нельзя, поскольку невозможно учесть влияние всех геохимических провинций, климатических факторов и т.д. К этому следует добавить, что контроль и разработка нормативов для всех возможных экотоксикантов практически неосуществимы. Невозможно учесть в практической деятельности синергетический и антагонистический эффект различных веществ. Равно как и невозможно получить информацию о вторичных эффектах воздействия веществ, вызванных их накоплением и трансформацией в различных звеньях экосистем. Ни один из химико-аналитических методов не позволяет в полной мере гарантировать достоверность оценки экологической опасности и реальных рисков для здоровья населения. Всё это делает особо актуальным разработку подходов к биодиагностике экологического состояния дисперсных грунтов.

В статье авторы попытались кратко охарактеризовать существующие подходы к оценке экологического состояния природных сред и на основе экспериментального опыта применения ряда методов сформулировать рекомендации по дальнейшей разработке подходов к биодиагностике экологического состояния дисперсных грунтов.

СУЩЕСТВУЮЩИЕ ВИДЫ БИОДИАГНОСТИКИ ЭКОЛОГИЧЕСКОГО СОСТОЯНИЯ ПРИРОДНЫХ СРЕД

В настоящее время работы в области биологического контроля (биодиагностики) состояния компонентов окружающей среды (после спада в конце 1970-х гг.) вновь активно развиваются [8, 27–30, 35–37, 47–50]. Во многом этому способствовало основание в 1979 г. Международной организации SETAC (The Society of Environmental Toxicology and Chemistry) — форума для междисциплинарного общения ученых: биологов экологов, химиков, медиков, токсикологов, а также менеджеров, инженеров и других лиц, интересующихся проблемами охраны окружающей среды. Основным принципом SETAC является использование междисциплинарного научного подхода к поиску решений различных экологических проблем. В августе 2023 г. под эгидой SETAC на факультете Почвоведения МГУ имени М.В. Ломоносова прошел IV Международный Симпозиум “Биодиагностика и экологическая оценка окружающей среды: современные технологии, проблемы и решения”, где были представлены доклады ведущих на сегодняшний день исследователей в области биодиагностики [22, 28, 32].

Основным преимуществом методов биодиагностики является то, что при проведении экологически ориентированных исследований важны не столько сами уровни воздействий, сколько те биологические эффекты, которые они могут вызывать, и о которых не может дать информацию даже самый точный химический анализ [24]. Эти методы в ряде ситуаций позволяют быстро оценивать качество окружающей среды и наличие загрязнений, не обнаруживаемых только химико-аналитическими методами. Химические анализы, как известно [2], показывают лишь наличие или отсутствие неких “маркеров” − определенных концентраций загрязняющих веществ (поллютантов). Иными словами, данные методы позволяют оценить содержание лишь некоторых загрязняющих веществ, но не гарантируют полноту охвата всего состава [15]. Многокомпонентность и отсутствие заведомо четких представлений о химическом составе загрязненных природных объектов, ограниченное число разработанных и утвержденных предельно допустимых концентраций загрязняющих веществ в компонентах природной среды, значительные затраты труда, времени и средств на проведение химико-аналитических исследований, необходимость проведения широкого круга исследований представляют сложность оценки экологического состояния объектов. В итоге в составе анализируемых сред (воды, почвы, отходы и пр.) можно определить большое количество веществ, но не выявить наиболее опасное вещество, обусловливающее их токсичность. Подобные исследования зачастую имеют крайне ограниченное значение для прогноза и оценки состояния живых организмов, сообществ или анализируемой экосистемы в целом. Во многом избежать влияния недостатков химико-аналитических методов позволяет использование так называемой экотоксикологической оценки, осуществляемой методами биодиагностики.

В общем случае биодиагностика — выявление причин или факторов изменения состояния среды на основе видов-биоиндикаторов с узко специфичными реакциями и отношениями. Биодиагностика традиционно подразделяется на биоиндикацию и биотестирование [20]. В последнее время многие исследователи стали увереннее выделять в составе биодиагностики методы, основанные на применении биосенсоров [16, 31, 40, 41, 50]. Биоиндикация (англ. bioindication) заключается в обнаружении и определении экологически значимых природных и антропогенных нагрузок на основе реакций на них живых организмов непосредственно в среде их обитания, т.е. в полевых условиях. Биотестирование (англ. bioassay) же представляет собой процедуру установления токсичности среды с помощью тест-объектов (живых организмов), сигнализирующих об опасности независимо от того, какие вещества и в каком сочетании вызывают изменения жизненно важных функций у тест-объектов [2]. Биотестирование осуществляется экспериментально с использованием, как правило, стандартизованных лабораторных тест-систем, путем регистрации изменений биологически важных показателей (тест-реакций) под воздействием исследуемых проб с последующей оценкой их состояния в соответствии с выбранными критериями токсичности. Биосенсор или биологический датчик — это устройство безреагентного анализа соединений. Биосенсор состоит из биологически чувствительного элемента (рецептора), физического преобразователя и рабочего раствора. Биологический компонент биосенсора может включать ферменты, ткани, микроорганизмы, антитела, антигены, ДНК, РНК, иммобилизованные на специальном физическом носителе [31]. Однако применение биосенсоров сейчас находится в начальной стадии развития [16, 41, 47]. Методы биоиндикации в настоящее время применяются при проведении изыскательских и научно-исследовательских работ. Методики проведения подобных анализов разработаны в основном применительно к воздушной и водной среде, а также для оценки состояния почвенного покрова [28].

На данный момент в сфере оценки биологической значимости загрязнителей весьма эффективным методом считается биотестирование [29, 32], принцип которого в широком смысле основан на чувствительности и реакции живых организмов к экзогенному воздействию токсических веществ. Основные задачи биотестирования — определение воздействия исследуемых сред на выбранные виды организмов в стандартных условиях и выявление различных физиологических или биологических тест-реакций. Тест-реакция является закономерно возникающей ответной реакцией тест-системы на воздействие негативных внешних факторов. Критерием токсичности служит количественное выражение тест-реакции (тест-параметр), на основании которого делают вывод о токсичности исследуемых веществ [20]. Известно много биотестов с использованием различных тест-объектов, начиная от одноклеточных водорослей, бактерий и простейших и заканчивая высокоорганизованными животными [27]. Биотестирование считается эффективным методом оценки потенциальной опасности химического, физического или биологического воздействий на различные компоненты природной среды. Цели биотестирования различны в разных сферах приложения [29, 43-45]. Биотесты проводятся для определения общей токсичности, мутагенности и канцерогенности. Воздействие в тест-системе оценивается посредством имитации возможных путей поступления вредного вещества в организм. Следует ещё раз подчеркнуть, что биотестирование подразумевает исключительно лабораторный эксперимент на чувствительных и строго регламентированных тест-объектах. На наш взгляд, именно этот метод биодиагностики может быть в полной мере реализован для оценки экологического состояния дисперсных грунтов.

ДИСПЕРСНЫЕ ГРУНТЫ И ОСОБЕННОСТИ ОЦЕНКИ ИХ ЭКОЛОГИЧЕСКОГО СОСТОЯНИЯ

Дисперсные грунты, обладая неоднородностью состава и динамичностью изменения свойств, представляются достаточно сложным объектом для разработки систем экологической оценки вообще и биотестирования в частности. К сожалению, теоретическое обоснование подходов к биотестированию грунтов на сегодняшний день практически не разработано, но, как было сказано выше, достаточно активно разрабатываются модели и подходы к биодиагностике в почвенно-экологических исследованиях [17, 27–29, 39]. Однако вполне очевидно, что почвенные горизонты в отличие от дисперсных грунтов, как объекты исследования имеют ряд характерных особенностей, которые будут определять и различие в подходах к их биодиагностике.

В настоящее время биотесты в отношении грунтовых систем чрезвычайно востребованы [11]. Подобное утверждение основано на том, что утвержденными “Критериями отнесения отходов к I-V классам опасности по степени негативного воздействия на окружающую среду” [21] устанавливается обязательное подтверждение V класса опасности отходов на основе биотестирования. Количество отходов V класса опасности в стране достигает 80-90% от общего объема, причём практически нацело, согласно оценкам [1, 10–13], это отходы горнодобывающей промышленности и грунты, образующиеся в результате строительной деятельности (рис. 1).

 

Рис. 1. Образование отходов производства и потребления по классам опасности в России, млн т [составлен авторами на основе данных 1, 10, 13].

 

Процедура установления класса опасности отходов, в том числе и грунтов, попадающих в эту категорию, предусматривает первоначальный расчет по данным химико-аналитических исследований соответствующих показателей по установленным формулам. В последующем на основе проведенных расчётов для подтверждения V класса обязательным является экспериментальное исследование, представляющее собой биотестирование. И, согласно действующим нормативам (ГОСТ 71041-2023), оценка класса опасности проводится на основе водной вытяжки из отходов, которые в данном случае представлены грунтами. Использование в этом случае водной вытяжки обусловлено тем, что подавляющее большинство легитимных на сегодняшний день методов биотестирования разработаны и применяются в отношении водной среды [2, 25, 27]. Однако, в отличие от зарубежной практики, где используется до 10 и более организмов, нормативами в нашей стране предусмотрен анализ с применением только двух тест-объектов [26].

В связи со всем вышеизложенным очевидна актуальность разработки подходов к биотестированию дисперсных грунтов, являющемуся, во-первых, законодательной основой для экспериментальной оценки их класса опасности как отходов, во-вторых, позволяющих интегрально оценить их экологическое состояние и воздействие на живые организмы. При этом встаёт задача поиска методических подходов к биотестированию, исходя из конкретных целей дальнейшего использования этих грунтов. Как правило, согласно существующим нормативам [21], биотестирование грунтов-отходов в настоящее время проводится только на основе их водной вытяжки. Тогда как с позиций грунтоведения, очевидно, что для адекватной оценки подобных образцов необходимо оценивать в биотест-системе и твердый компонент грунтов.

С этой точки зрения в области дальнейшего развития методов биотестирования экологического состояния грунтовых систем наиболее близки позиции, которые активно разрабатываются в почвоведении. Достаточно полный обзор существующих подходов рассмотрен в работах В.А. Тереховой с соавторами [27–29, 34]. Во многом основываясь на наработках этих авторов, были проведены экспериментальные исследования по оценке применимости различных подходов к дисперсным грунтам.

ОПЫТ ОЦЕНКИ ЭКОЛОГИЧЕСКОГО СОСТОЯНИЯ ДИСПЕРСНЫХ ГРУНТОВ МЕТОДАМИ БИОДИАГНОСТИКИ

В целом, проведенные нами многочисленные экспериментальные исследования и полевые наблюдения на различных по составу дисперсных грунтах, загрязненных нефтью и нефтепродуктами, тяжелыми металлами, солями и т.д., позволяют сделать ряд выводов и дать рекомендации, определяющие роль биодиагностики при оценке экологического состояния дисперсных грунтов. Так, подходы к оценке экологического состояния грунтов, на наш взгляд, должны базироваться на обязательной интеграции данных как химико-аналитических, так и экотоксикологических исследований. Причём экотоксикологические исследования (биотестирование) должны быть опережающими и определяющими необходимость проведения химико-аналитических, а не наоборот, как это в настоящее время предусмотрено действующими нормативами [21]. Например, по данным химико-аналитических исследований методом РФА¹ (табл. 1) в дисперсных грунтах, отобранных в восточной части территории г. Москва, не удалось выявить инструментально-определяемых концентраций Cd и Ni. В то время как по содержанию Pb, Zn и Cu исследуемые дисперсные грунты с территории строительных объектов имеют значимые различия.

 

Таблица 1. Содержание тяжелых металлов по данным РФА в образцах дисперсных грунтов-отходов строительства в пределах восточной части территории Москвы

Образец грунта	Количество повторностей	As	Cd	Pb	Zn	Cu	Ni
		мг/кг
Песок (aQIV)	10	< 5	< 5	7	43	10	< 10
	10	< 5	< 5	9	42	17	< 10
Супесь (a2QIII)	10	6	< 5	45	208	71	< 10
	10	7	< 5	44	211	67	< 10
Суглинок (a2prQIII)	10	8	< 5	< 5	41	31	< 10
	10	10	< 5	< 5	36	25	< 10
Контроль	10	< 5	< 5	15	42	19	25
	10	–	–	14	45	17	25
	±∆	–	–	1	6	1	2

 

Результаты же биотестирования с использованием высших растений (культуры кресс-салата (Lepidium sativum L.) в чашках Петри (рис. 2) образцов этих грунтов указывают на явное отсутствие сколь-либо биологически значимых концентраций потенциально токсичных веществ и соединений (рис. 3). В таких случаях, на наш взгляд, необходимость оценки химико-аналитическими методами количественного содержания элементов нецелесообразна. Тем более, что не всегда удается точно определить необходимый и достаточный для оценки спектр химических элементов. При этом трудозатраты высококвалифицированного персонала и стоимость подобных исследований вырастают в несколько раз.

 

Рис. 2. Общий вид результата биотестирования на дистиллированной воде (а), песке (б), супеси (в) и суглинке (г) в чашках Петри с использованием культуры кресс-салата (Lepidium sativum L.).

 

Рис. 3. Полуавтоматическая обработка результатов биотестирования с использованием программного комплекса на основе машинного обучения (а – контрольная проба, б – супесь, отобранная на территории г. Москва).

 

Несомненной в перспективе использования методов биодиагностики для дисперсных грунтов видится необходимость расширения спектра применяемых тест-организмов. Так, применение даже в отношении водных вытяжек двух представителей гидробионтов — ветвистоусых рачков Daphnia magna (большая дафния, рис. 4) и пресноводных зеленых водорослей из класса протококковых Scenedesmus quadricauda (сценедесмус рис. 5), продемонстрировало получение двух принципиально разных результатов оценки токсичности заданных в модельном эксперименте концентраций загрязняющих веществ (табл. 2 и 3).

 

Рис. 4. Последовательность проведения биотестирования с использованием ветвистоусых рачков Daphnia magna Straus.

 

Рис. 5. Последовательность проведения биотестирования с использованием Scenedesmus quadricaudа.

 

Таблица 2. Биотестирование водных вытяжек из загрязненных модельных песков с применением ветвистоусых рачков Daphnia magna Straus

№	Состав загрязнения			Процент погибших рачков
	Дизельное топливо, % масс.	Раствор NaCl, % масс.	Лигногумат, % масс.	Средний индекс токсичности, %	Среднее квадр. отклонение
1	Контроль*			12	8.25
2	Дистиллированная вода			90	8.25
3	−	0.1	−	29	14.29
4	−	0.5	−	71	14.29
5	3	0.1	−	24	8.25
6	5	0.5	−	43	14.29
7	5	0.5	0.025	52	8.25

*Питательная среда для оптимальных условий жизнедеятельности ветвистоусых рачков Daphnia magna Straus

 

Таблица 3. Биотестирование водных вытяжек из загрязненных модельных песков с применением зелёных водорослей Scenedesmus quadricauda

№	Состав загрязнения			Средняя интенсивность флуоресценции хлорофилла, условные единицы	Среднее квадр. отклонение	Отклонение от контроля
	Дизельное топливо, % масс.	Раствор NaCl, % масс.	Лигногумат, % масс.
1	Контроль*			0.0341	0.0031	−
2	Дистиллированная вода			0.0179	0.0038	–47.46
3	−	−	0.025	0.0199	0.0022	–41.59
4	−	0.5	−	0.0519	0.0079	52.45
5	3	0.5	−	0.0494	0.0033	45.11
6	5	0.5	−	0.0561	0.0034	64.77
7	5	0.5	0.025	0.0556	0.0022	63.31

^*Питательная среда для оптимальных условий жизнедеятельности зелёных водорослей Scenedesmus quadricauda

 

С биологических позиций в идеале исследования должны проводиться на организмах из всех основных трофических уровней: продуцентах, консументах и редуцентах, о чем неоднократно отмечалось в работах В.А. Тереховой [28] и ряда других исследователей.

Открытым остается вопрос выбора тест-организмов. Если в отношении почвенных горизонтов оправдано использование высших растений, почвенной мезофауны, то в отношении дисперсных грунтов применение подобных объектов видится не всегда логичным. Однако результаты многочисленных экспериментов позволяют утверждать, что наиболее приемлемы в лабораторной практике грунтоведения методы биотестирования, предполагающие использование в качестве тест-организмов высшие растения. Как было показано в работе [20], информативность высших растений при решении задач биотестирования связана со следующими положениями: а) эукариотическое состояние – структурное и морфологическое сходство Х-хромосомы растений с хромосомами млекопитающих, включая человека; б) у растений и млекопитающих отмечается сходная чувствительность к мутагенам; в) короткий жизненный цикл; г) относительная дешевизна, особенно по сравнению с тестами на других объектах; д) возможность проводить исследования in situ.

Таким образом, фитотоксичность (свойство исследуемого субстрата подавлять рост и развитие высших растений) является одним из интегральных показателей загрязнения анализируемой среды и позволяет качественно оценить наличие острого токсического эффекта. Кроме того, в пользу применения в качестве тест-организма высших растений может говорить и хрестоматийный пример болезни итай-итай [49]. Как известно, в случае массового хронического отравления жителей префектуры Тояма (Япония) кадмием, поступающим в р. Дзиндзу из шахт рудника Камиока, первой отреагировала на токсическое воздействие повышенных концентраций этого металла именно агрокультура риса.

Одна из задач по фитотестированию в 2017 г. включена в учебное пособие по лабораторным работам [18]. Подобный вид биотестирования (фитотестирование) не предполагает сложных процедур поддержания тест-культуры, например, в случае использования организмов гидробионтов (дафний, одноклеточных водорослей) или клеток млекопитающих, является достаточно простым, легко воспроизводимым методом, не требующим дорогостоящего оборудования. И эта задача стала традиционной и выполняется магистрантами кафедры инженерной и экологической геологии геологического факультета МГУ имени М.В. Ломоносова в рамках курса “Биодиагностика в экологической геологии”.

При проведении эколого ориентированных исследований и изысканий, при оценке экологического состояния дисперсных грунтов биотестирование должно быть обязательным, поскольку позволяет диагностировать биологически значимые содержания загрязняющих веществ и выявлять наличие токсического эффекта различных их комбинаций и пороговых значений. Это показано авторами на основе модельных экспериментов по оценке влияния загрязнения различного состава на реакцию используемых тест-организмов (в первую очередь, высших растений). На рис. 6 в качестве примера приведен результат оценки биологической значимости углеводородного загрязнения песчаного грунта (моделирующего характерный состав нефтешлама). Как видно из рис. 6 низкие концентрации дизельного топлива (1% по массе или 10 г/кг) существенно сказываются на росте и развитии культуры горчицы белой (Sinapis Alba). При увеличении степени загрязнения до 3 и 5% по массе по сравнению с контролем (чистый кварцевый мелкий песок) наблюдался эффект стимулирования роста и развития выбранной тест-культуры. При достижении концентрации загрязнителя 7% происходит закономерное снижение всех анализируемых тест-параметров: всхожести, длины корня и длины ростка.

 

Рис. 6. Фрагмент рабочего журнала результатов планшетного фитотестирования.

 

Аналогичные зависимости были получены при биотестировании грунтов с территории Ярегского нефтетитанового месторождения, где по данным химико-аналитических исследований ни в одной из проб не было установлено превышение ПДК анализируемых веществ, в то время как результаты биотестирования позволили выявить токсичность донных отложений прудка-отстойника с низкими концентрациями нефтепродуктов [12].

О НЕОБХОДИМОСТИ СОВЕРШЕНСТВОВАНИЯ ПОДХОДОВ К БИОДИАГНОСТИКЕ ЭКОЛОГИЧЕСКОГО СОСТОЯНИЯ ДИСПЕРСНЫХ ГРУНТОВ

Анализ литературных данных [15, 20, 44–47] и собственные экспериментальные исследования позволяют сделать вывод о том, что биотестирование необходимо проводить с учетом условий миграции возможных загрязняющих веществ (поллютантов) как в водных вытяжках, так и непосредственно в самих грунтах, используя грунтовые пасты в качестве тестируемого субстрата. На рис. 7 приведена обобщенная схема, дающая представление о путях попадания загрязняющих веществ (поллютантов) из верхних горизонтов земной коры, представленной массивами дисперсных грунтов, в организм человека. Прямой путь реализуется в случае вдыхания пыли (см. рис. 7а), при непосредственном контакте с загрязненным грунтом при случайном или целенаправленном попадании (при поедании) в желудочно-кишечный тракт, а также при адсорбции на поверхности кожи (см. рис. 7б), при употреблении для питья подземных вод из горизонтов, приуроченных к загрязненным грунтам (см. рис. 7в).

 

Рис. 7. Пути возможного попадания химических элементов из верхних горизонтов земной коры в организм человека.

 

Вторичный или косвенный путь заключается в употреблении человеком в пищу растений, мяса животных и рыб (см. рис. 7г, д, е), которые контактировали с загрязняющими веществами в среде своего обитания или питались загрязненной пищей. Наличие в области проникновения загрязнения в грунтовую толщу водоносного горизонта, разгружающегося в открытый водоем, также приводит к возможности реализации косвенного пути при контакте кожи человека с загрязненными поверхностными водами (см. рис. 7ж). Третий сценарий попадания загрязняющих веществ в организм человека заключается во включении этих соединений в круговорот воды и их перенос на ранее незагрязненные участки (см. рис. 7з), а также попадании паров, содержащих летучие токсичные соединения, в жилые здания и постройки (см. рис. 7и).

С учетом возможных путей попадания загрязняющих веществ в организм человека, а также принимая во внимание представленные на рис. 8, 9 результаты биотестирования, проведенные аппликатным (помещение семян выбранной тест-культуры на анализируемый грунт) и элюатным (помещение семян высшего растения на фильтровальную бумагу, смоченную водной вытяжкой из анализируемого грунта) методами, оценки могут весьма существенно различаться. В связи с чем, в отличие от регламентированных ныне нормативами методами анализа водной вытяжки [8, 9], биотестирование грунтов должно обязательно включать методы, предполагающие непосредственный контакт тест-организмов с грунтом.

 

Рис. 8. Индекс токсичности исследуемых проб, определенный при планшетном фитотестировании, по отношению к горчице белой (Sinapis alba L.). По оси абсцисс указан состав модельного загрязнения кварцевых мелких песков: ДТ – дизельное топливо, NaCl – раствор поваренной соли; в скобках − процентное содержание по массе загрязняющего вещества.

 

Рис. 9. Полуавтоматическая обработка результатов фитотестирования с использованием программного комплекса на основе машинного обучения (а – контрольная проба, б – проба с комбинированным модельным загрязнением).

 

Результаты, полученные с применением апликатного и элюатного вариантов тестирования (см. рис. 9), ярко продемонстрировали существенные различия оценок, когда при выбранных заведомо токсичных концентрациях загрязнителя по элюатному варианту эксперимента не удалось обнаружить наличия токсического эффекта на двудольную культуру − Sinapis alba (горчицу белую).

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

На основании выше изложенного, можно утверждать, что экотоксикологическая диагностика грунтов при оценке уровня и характера их загрязнения должна производиться, как с применением химико-аналитических методов, предполагающих последующее сравнение полученных результатов с нормативами (ПДК, ПДУ), так и учитывать биологическую значимость загрязнителей, используя биотестирование. При этом биотестирование должно предшествовать химико-аналитическим исследованиям. С учетом того, что основными механизмами попадания загрязняющих веществ в природные среды являются испарение летучих компонентов и процессы выщелачивания, а также растворения загрязнителей грунтовыми водами и атмосферными осадками биотестирование должно вестись как на водных вытяжках, так и на грунтовых пастах [30].

При использовании в качестве исследуемого субстрата дисперсных грунтов рационально применять метод биотестирования на высших растениях – фитотестирование. В виду того, что грунт является многокомпонентной динамичной системой, исследования по определению токсического воздействия загрязняющих веществ на высшее растение следует производить с обязательным и предпочтительным применением планшетного аппликатного метода. Подобное утверждение основано на том, что по результатам экспериментальных исследований именно данный метод фитотестирования дает более полную информацию об уровне токсического воздействия и биологической значимости загрязняющих веществ.

Проведенные экспериментальные исследования позволили уточнить ряд методических положений общих нормативных документов и рекомендовать усовершенствованные методики для широкого применения в лабораторной практике грунтоведения. Наиболее приемлемым на сегодняшний день видится использование варианта биотестирования с применением высших растений (фитотестирования), с использованием культур, включенных в соответствующие нормативы [8, 9, 42, 44]. Применение регламентированных культур позволяет получить сопоставимые для сравнительного анализа результаты, при одновременном условии высокой чувствительности этих культур к широкому спектру загрязняющих веществ. При этом следует отметить, что из спектра рекомендованных нормативами культур по чувствительности, а также при соблюдении методических аспектов использования семян, фиксации и обработки данных фитотестирования наилучшие результаты были получены авторским коллективом в отношении горчицы белой (Sinapis alba L.) и кресс-салата (Lepidium sativum L.).

В силу того, что объемы грунтов, требующих оценки их класса опасности как отходов, неуклонно растут (см. рис. 1), то необходимо объединение усилий специалистов в области грунтоведения для дальнейшей теоретической разработки четких, надежных и легко реализуемых методов биодиагностики их экологического состояния.

¹ Рентгенофлуоресцентный анализ (РФА) проведен и обработан Т.Н. Лубковой в лаборатории геохимии, кафедры геохимии геологического факультета МГУ имени М.В. Ломоносова на оборудовании, приобретенном за счёт средств развития Московского университета.

Об авторах

И. Ю. Григорьева

Московский государственный университет имени М.В. Ломоносова

Автор, ответственный за переписку.
Email: ikagrig@inbox.ru
Россия, Ленинские горы, 1, Москва, 119991

А. В. Морозов

Московский государственный университет имени М.В. Ломоносова

Email: morozov8pro@yandex.ru
Россия, Ленинские горы, 1, Москва, 119991

С. С. Садов

Московский государственный университет имени М.В. Ломоносова

Email: sergik0599@mail.ru
Россия, Ленинские горы, 1, Москва, 119991

Список литературы

Дополнительные файлы