Почвоведение, 2022, № 11, стр. 1461-1470

ВВЕДЕНИЕ

Валовое содержание металлов (металлоидов) в загрязненной почве зачастую недостаточно для прогнозирования ее потенциальной фитотоксичности [27]. В течение последних десятилетий были сделаны попытки прогнозирования “фитодоступной” фракции металлов путем анализа корреляций между откликами растений и различными пулами металлов в почве (например, обобщающая статья [34]). Однако большинство полученных данных оказались противоречивыми, что затрудняет их интерпретацию. Считается, что фракции металлов, извлеченные химически неагрессивными нейтральными солями, полезны для оценки фитотоксичности металлов в загрязненных почвах [22]. Другой метод оценки потенциального фитотоксического действия заключается в использовании показателя активности свободных ионов металла в почвенном растворе [14].

Важно подчеркнуть, что несмотря на многочисленные исследования фитотоксичности металлов в почве (например, обобщающая статья [25]), подавляющее большинство работ было выполнено при использовании искусственно загрязненных почв. Этот подход неоднократно и справедливо подвергался критике [34]. Главный аргумент противников такого традиционного подхода заключается в том, что трудно осмысленно экстраполировать результаты экспериментов с искусственно загрязненными почвами на токсические эффекты, которые могут возникнуть в реальных условиях техногенно загрязненных территорий. Например, было обнаружено, что содержание металлов, оказывающееся токсичным для растений, было в 100 раз меньше в искусственно загрязненных почвах, чем в техногенно загрязненных [40]. Данное несоответствие чаще всего связывают с тем, что токсичность зависит от времени пребывания металла в почвах, то есть процесса, называемого “старением”, для которого необходим длительный промежуток времени [21]. Однако конкретные механизмы старения металлов в почвах остаются не до конца выясненными [47].

Несмотря на то, что важность исследований техногенно загрязненных почв очевидна, использование таких объектов создает сложности в оценке токсичности из-за одновременного присутствия различных металлов. Детальный анализ химического состава тканей растений в некоторой степени позволяет преодолеть эту сложность: например, для условий полиметаллического загрязнения с превалированием меди было продемонстрировано, что ответные реакции растений теснее всего скоррелированы с концентрацией именно меди в тканях растений, тогда как влияние других металлов было незначительным [18, 23, 46]. Именно на основе такого подхода удается выявить ведущий токсикант даже в случае полиметаллического загрязнения.

Хотя многие исследователи декларируют важность использования нативных техногенно (а не искусственно) загрязненных почв для получения оценок фитотоксичности, в большинстве случаев такой подход остается лишь на уровне декларации и не реализуется на практике. Данная работа обобщает результаты наших исследований по детерминантам фитотоксичности меди именно в нативных почвах в области Вальпараисо центрального района Чили, загрязненных выбросами медной горнодобывающей промышленности (табл. 1). Чили является лидером в производстве меди в мире [28].

Основной рассматриваемый нами вопрос: какой почвенный пул меди (свободные ионы Cu²⁺, концентрация в солевой вытяжке или валовое содержание) лучше всего определяет реакции растений в нативных техногенно загрязненных почвах? Результаты мы рассматриваем на основе концепции интенсивности/буферности [49]. В работе были использованы аллювиальные почвы сельскохозяйственных земель (Eutric Fluvisols) [13]. Также были использованы несельскохозяйственные почвы, сформировавшиеся на палеодюнах (Dystric Arenosols) [13].

Важно подчеркнуть, что мы используем термин “концентрация” для жидкой фазы почвы (в данной работе – для солевой вытяжки) и термин “содержание” для твердой фазы почвы [5]. В работе был использован 0.1 M раствор KNO₃ для приготовления солевой вытяжки. В одном из наших исследований [2] мы сравнили химический состав этой вытяжки и внутрипоровой воды почвы, полученной с помощью экстрактора Rhizon компании Rhizosphere Research Products, Нидерланды (www.rhizosphere.com). В обоих случаях были определены концентрации меди и мышьяка, активность свободных ионов Cu²⁺ и pH. Были получены статистически значимые корреляции между этими переменными в вытяжке 0.1 M KNO₃ и во внутрипоровой воде почвы (значения R² были равны 0.59, 0.77, 0.58 и 0.94 соответственно, во всех случаях р < 0.001). Таким образом, вытяжка 0.1 M KNO₃ может адекватно имитировать концентрации меди и мышьяка, активность свободных ионов Cu²⁺ и pH во внутрипоровой воде почвы.

Важно также отметить, что в исследовании [6] было показано, что концентрации меди в солевых вытяжках из почв были близкими к концентрациям меди в водных вытяжках. Данные результаты показывают, что обменные формы меди не являются основными в солевых вытяжках. В свою очередь, в исследовании [38] было показано, что 98% меди в солевых вытяжках из почв представлено в виде комплексов с растворенным органическим веществом. Эти авторы использовали термин “растворимая медь” (а не “обменная медь”) для концентрации меди в солевых вытяжках. Во избежание терминологической путаницы, в данной работе мы используем термин “концентрация меди в 0.1 M KNO₃ вытяжке”.

ОПРЕДЕЛЕНИЕ ФИТОТОКСИЧНОСТИ МЕДИ В СЕЛЬСКОХОЗЯЙСТВЕННЫХ ПОЧВАХ

Для оценки фитотоксичности металлов было использовано несколько видов растений: однодольных – овес посевной (Avena sativa L.) и райграс многолетний (Lolium perenne L.), и двудольных – репа (Brassica rapa CrGC syn. Rbr) и салат-латук (Lactuca sativa L.). Для овса и репы были использованы две продолжительности эксперимента (краткосрочная и долгосрочная) (табл. 2), для райграса и салата-латука – одна (краткосрочная). Эксперименты выполнены в соответствии со стандартными протоколами [11, 12].

В нашем исследовании [23] было установлено, что все реакции овса и репы в основном определены валовым содержанием меди в почве. В то же время, валовые содержания свинца и мышьяка в почве не оказали статистически значимого влияния на рост растений. В свою очередь, отмечена положительная корреляция содержания цинка с массой побегов овса в долгосрочном эксперименте. Последний феномен может быть связан с неспецифической конкуренцией между ионами Zn²⁺ и Cu²⁺ [42]. Таким образом, можно сделать вывод, что медь оказывает наибольшее негативное влияние на рост растений в загрязненных почвах в рассматриваемом районе.

Эти результаты подтвердились и в другом нашем исследовании [46]. В частности, валовое содержание меди оказалось более показательным индикатором отклика райграса по сравнению с концентрацией меди в 0.1 M KNO₃ вытяжке и активностью свободных ионов Cu²⁺ (pCu²⁺) в той же вытяжке (табл. 3). В свою очередь, содержание меди в побегах коррелировало с валовым содержанием меди в почве, в то время как влияние концентрации меди и активности свободных ионов Cu²⁺ (pCu²⁺) в 0.1 M KNO₃ вытяжке на содержание меди в побегах было статистически незначимо [46]. Эти данные согласуются с результатами другого исследования по поглощению меди овощными культурами, выращенными на техногенно загрязненных почвах в Чили [8].

Результаты наших исследований согласуются с заключением работы [48] о том, что пополнение запасов меди из твердой фазы почвы вследствие локального истощения в ризосфере – доминирующий процесс контроля поглощения меди растениями. Другими словами, процесс поглощения меди корневыми системами зависит от буферной способности почвы к пополнению запасов свободного иона Cu²⁺ [49]. Именно поэтому фитотоксичность меди зависела от валового содержания элемента в почве (табл. 2, 3) в соответствии с концепцией интенсивности/буферности, которая утверждает, что, хотя токсичность определяется активностью свободных ионов Cu²⁺, она также зависит от факторов, влияющих на буферность субстрата по отношению к свободным ионам Cu²⁺ [49].

Что касается влияния других физико-химических свойств почвы на реакции растений в нашем исследовании [23], то удельная электропроводность оказала негативное влияние на рост репы (табл. 2), что согласуется с предыдущими исследованиями о чувствительности видов рода Brassica к солям [3]. Доступный фосфор оказал положительное влияние на рост растений, возможно из-за его недостатка как основного элемента питания, поскольку удобрения не вносились. С другой стороны, включение pH и органического вещества в итоговые модели можно объяснить их влиянием на биодоступность меди, что обсуждается далее. В то же время, растения росли лучше на песчаных почвах, по сравнению с глинистыми, возможно из-за неблагоприятных физических свойств глинистых почв.

В исследовании [23] диапазон содержания меди в побегах овса был узким (17–33 мг/кг), несмотря на широкий диапазон содержания меди в почве (82–1295 мг/кг). Вероятно, это было основной причиной того, что корреляция между ростовыми характеристиками овса и содержанием меди в побеге была статистически незначимой. По данным работы [9] накопление меди происходит преимущественно в корнях овса, а из-за выраженного корневого барьера не происходит пропорциональной транслокации элемента в побеги. Таким образом, содержание меди в побегах овса нельзя считать точным показателем фитотоксичности у этого вида.

В другом нашем исследовании [45], валовое содержание меди, цинка, свинца и мышьяка в почве были слабыми определителями реакции салата-латука; аналогичные результаты наблюдались для концентраций металлов в 0.1 M KNO₃ вытяжке (табл. 4) и для активности свободных ионов Cu²⁺ в этой вытяжке. Пошаговый регрессионный анализ показал, что длина побега салата-латука лучше всего объяснялась валовым содержанием меди (в мг/кг) и содержанием доступного фосфора в почве (в мг/кг), определенном в экстракте 0.5 N NaHCO₃, pH 8.5 [29]. Обе переменные были статистически значимыми (p < 0.05) в следующем уравнении: ДП = = 8.5 – 0.003 Cu_вал + 0.042 P_дост (R² = 0.58), где ДП = длина побега, Cu_вал = валовая Cu в почве, Р_дост = доступный P в почве. При этом важно отметить, что не было никакой статистически значимой зависимости между валовой медью и доступным фосфором в почве (p > 0.05).

Известно, что токсичность меди снижает поглощение фосфора растениями [31]. Однако с помощью регрессионного анализа показано, что эффект взаимодействия этих факторов был статистически незначимым (p > 0.05), что позволяет предположить, что эти два фактора не зависели друг от друга. Таким образом, салат-латук имеет ограниченную применимость для оценки токсичности металлов в техногенно загрязненных почвах из-за чувствительности его реакции на дефицит фосфора, часто наблюдаемый в несельскохозяйственных районах.

ОПРЕДЕЛЕНИЕ ФИТОТОКСИЧНОСТИ МЕДИ В НЕСЕЛЬСКОХОЗЯЙСТВЕННЫХ ПОЧВАХ

В одном из наших исследований [26] было продемонстрировано, что ирригационная вода в области Вальпараисо имеет значение рН 8.6 и значение щелочности 2.5 ммоль(экв)/л, то есть она может нейтрализовать кислотность почвы [1]. В то же время, во всех сельскохозяйственных угодьях области практикуют орошение из-за полузасушливого климата центральной части Чили. Из-за этого на территории, подверженной загрязнению выбросами медеплавильного завода, рН почв на близлежащих сельскохозяйственных участках равен 8.1, тогда как на несельскохозяйственных участках – 4.6–5.5 [26]. Именно по этой причине в наших предыдущих исследованиях диапазоны значений рН в сельскохозяйственных почвах были относительно узкими (табл. 1), что, в свою очередь, определяло относительно узкие диапазоны концентрации меди и активности свободных ионов Cu²⁺ в 0.1 M KNO₃ вытяжке, и данное обстоятельство, возможно, ограничило влияние этих пулов меди на ее фитотоксичность.

В другой нашей работе [18] фитотоксичность меди была определена в полевых условиях на территории вблизи медеплавильного комбината с использованием несельскохозяйственных участков с более широкими значениями концентрации меди и активности свободных ионов Cu²⁺ в 0.1 M KNO₃ вытяжке (табл. 1). Для оценки фитотоксичности были изучены характеристики нескольких видов растений, выросших в ходе естественного самозарастания опытных участков из почвенного банка семян и/или семян, распространяющихся воздушным путем. Были определены биомасса побегов, площадь проективного покрытия и число зарегистрированных видов.

На исследуемых участках преобладали 4 вида растений: калифорнийский мак (Eschscholzia californica Cham., Papaveraceae), многолетнее растение в фазе цветения; райграс пастбищный (Lolium perenne L., Poaceae), многолетнее растение в фазе колошения; вульпия костровидная (Vulpia bromoides (L.) Gray, Poaceae), однолетнее растение в фазе колошения; и горчичник серый (Hirschfeldia incana (L.) Lagr.-Fossat, Brassicaceae), однолетнее растение в фазе цветения. Все 4 вида – адвентивные, первые 3 из них – инвазивные в Чили [4]. Несмотря на то, что проективное покрытие растительности на исследуемых участках варьировало от 4 до 49%, относительный вклад доминирующих видов был одинаковым на всех участках. В частности, на всех опытных участках доля доминантных видов составляла 86 ± 5% от суммарного проективного покрытия.

В нашей выборке почв [18] влияние свинца, цинка и мышьяка на реакции растений было статистически незначимым, причем и для валового содержания, и для концентраций металлов в 0.1 M KNO₃ вытяжке. Аналогичным образом, органическое вещество почвы, содержание доступных питательных элементов (N, P, K), гранулометрический состав и удельная электропроводность вытяжки из почвы не влияли на реакции растений. В то же время на исследуемом участке наблюдалась высокая микропространственная вариабельность содержания элементов и других характеристик почвы (табл. 1), что согласуется с полученными ранее результатами [7]. Именно широкий диапазон варьирования и позволил выявить пул меди в почве, определяющий фитотоксичность. В частности, влияние валового содержания меди в почве на реакции растений было статистически незначимым, но биомасса побегов негативно коррелировала с концентрацией меди в 0.1 M KNO₃ вытяжке (R² = 0.99, р < 0.001) и значением pCu²⁺ в вытяжке 0.1 M KNO₃ (R² = 0.69, р < 0.05). В свою очередь, концентрация меди в 0.1 M KNO₃ вытяжке также негативно коррелировала с проективным покрытием (R² = 0.67, р < 0.05) и биоразнообразием (R² = 0.78, р < 0.05), в то время как влияние значений pCu²⁺ было статистически незначимым для этих показателей. Таким образом, эти результаты доказали, что концентрация меди в 0.1 M KNO₃ вытяжке лучше определяет фитотоксичность по сравнению с валовым содержанием этого элемента в почве и значениями pCu²⁺ в этой вытяжке.

Полученные результаты согласуются с вышеупомянутой концепцией интенсивности/буферности [48, 49]. Например, в исследовании [36] побеги растений накопили в 40 000 раз больше меди, чем присутствовало в виде свободных ионов Cu²⁺ в почвенном растворе. Данный эффект возможен только в том случае, если активность свободных ионов Cu²⁺ контролируется реакциями десорбции/растворения [35]. В соответствии с этим, нами [18] была определена следующая множественная линейная регрессия, где все переменные статистически значимы (p ≤ 0.05), концентрация меди в 0.1 M KNO₃ вытяжке, Cu(KNO₃) – в мг/кг, органическое вещество почвы, ОВ – в %, а pCu²⁺ – отрицательный логарифм активности свободного иона Cu²⁺: pCu²⁺ = 6.21 – 2.58logCu(KNO₃) + + 1.51 log ОВ; R² = 0.74.

Мы не включили в уравнение регрессии валовое содержание меди в почве из-за сильной корреляции с содержанием органического вещества, так как токсичность меди препятствует микробному разложению органического вещества в почве [17]. Таким образом, фитотоксичность меди может зависеть от различных пулов этого элемента в почве, которые способны переводить медь в почвенный раствор одновременно с поглощением ионов корнями растений.

ПОРОГИ ФИТОТОКСИЧНОСТИ МЕДИ

Число работ, в которых пороги фитотоксичности меди были определены при использовании нативных техногенно-загрязненных почв, буквально можно пересчитать по пальцам рук (табл. 5, 6): две из них выполнены во Франции [15, 16], другая – в Швеции [10], три – в Чили [18, 23, 46], причем в последнем случае – это наши исследования. Столь небольшое число работ, которые даже в минимальной степени не охватывают реальное разнообразие природных ситуаций, не позволяет пока выйти на формулирование сколь-нибудь широких обобщений.

ОПРЕДЕЛЕНИЕ КОНЦЕНТРАЦИИ МЕДИ И АКТИВНОСТИ СВОБОДНЫХ ИОНОВ Cu²⁺

Установив, что концентрация меди и активность свободных ионов Cu²⁺ в 0.1 M KNO₃ вытяжке являются индикаторами фитотоксичности, важно, в свою очередь, определить эти пулы меди в почвах.

В нашем исследовании [24] с помощью регрессионного анализа выявлено статистически значимое влияние валового содержания меди и органического вещества почвы на концентрации меди в 0.1 M KNO₃ вытяжке (табл. 7). Однако органическое вещество оказывало противоположное влияние на концентрацию меди в 0.1 M KNO₃ вытяжке в разных исследованиях из-за разной кислотности почвы. Известно, что концентрация металлов в почвенном растворе уменьшается с увеличением pH в диапазоне от 4 до 6–7 единиц, но затем увеличивается при более высоких значениях pH [20]. Это связано с тем, что концентрация органического вещества в почвенном растворе повышается при pH выше 6–7, что повышает концентрацию меди в растворе за счет образования растворенных органических комплексов. Следовательно, необходимо учитывать данный фактор влияния рН почвы из-за возможного влияния растворимого органического вещества на концентрацию меди в почвенном растворе.

В нейтральных и щелочных почвах района наших исследований растворенный органический углерод повышал концентрацию меди в 0.1 M KNO₃ вытяжке за счет комплексообразования. Однако, по данным других исследований, органическое вещество сорбировало медь, уменьшая его концентрацию в солевых вытяжках [43]. В свою очередь, замена содержания органического вещества в почвах на концентрацию растворенного органического углерода во множественной линейной регрессии существенно повысила коэффициент детерминации, что согласуется с выводами о том, что 95% меди в почвенном растворе может образовывать комплексы с растворенным органическим веществом [38, 44]. Из-за противоположного воздействия органического вещества в почвах с разной кислотностью, концентрация растворенного органического углерода является оптимальной переменной для объяснения концентрации меди в 0.1 M KNO₃ вытяжке.

Очевидно, что факторы, влияющие на концентрацию органического вещества в почвенном растворе, такие как pH, также воздействуют на концентрацию меди в почвенном растворе. Тем не менее, исследуемые почвы имели довольно узкий диапазон pH (6.2–7.8), из-за чего в исследовании [24] рН почвы был статистически незначимой переменной для объяснения концентрация меди в 0.1 M KNO₃ вытяжке, в отличие от других работ [44].

В свою очередь, в нашем исследовании активность свободных ионов Cu²⁺ в 0.1 M KN вытяжке показала значимую корреляцию с валовым содержанием меди, рН и содержанием органического вещества, тогда как корреляция с растворенным органическим углеродом была статистически незначимой (табл. 8). Все регрессионные модели показывают, что активность свободных ионов Cu²⁺ увеличивается при снижении рН почвы, так как определяется конкуренцией ионов Cu²⁺ и протонов за лиганды органического вещества почвы [20]. Таким образом, валовое содержание меди и pH почвы – оптимальные переменные для прогнозирования активности свободных ионов Cu²⁺ в вытяжке.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Несмотря на полиэлементный характер загрязнения исследованных почв, медь – основной фактор, лимитирующий рост растений, тогда как влияние других элементов статистически незначимо. Концентрация меди в 0.1 M KNO₃ вытяжке – лучший индикатор фитотоксичности по сравнению с валовым содержанием меди в почве и активностью свободных ионов Cu²⁺ в 0.1 M KNO₃ вытяжке. В свою очередь, для исследованных почв валовое содержание меди, pH и концентрация растворенного органического углерода – наиболее важные переменные для прогнозирования концентрации меди и активности свободных ионов меди в 0.1 M KNO₃ вытяжке.