Спосіб оцінки токсичної дії важких металів

Винахід відноситься до способів оцінки забруднення ґрунтів важкими металами (ВМ), визначення їх токсичності за умов сталої і перманентної дії техногенного фактору забруднення, а саме в агроекології, екологічному нормуванні, екогігієні та екотоксикології ґрунтів, санітарно-гігієнічній експертизі, при розробці концептуальних основ гігієнічного аудиту антропогенне забруднених ґрунтів населених місць, сільськогосподарських угідь, зон рекреації та жорсткого контролю для оцінки хімічного забруднення ґрунту ВМ. Відомо спосіб оцінки екологічного стану ґрунтової системи за допомогою тест-організмів: інфузорії [1]. Згідно способу визначення токсичності екологічних систем - ґрунту, води, продуктів харчування, лікарських речовин та інших об'єктів проводиться шляхом оцінки впливу речовини об'єкту, який досліджується на швидкість розмноження тест-організмів, але за умов нечіткої визначеності природи речовини з токсичними ознаками, використанням методу підрахунку кількості тест-організмів, який характеризується певним суб'єктивізмом. Тому цей спосіб не дає змоги одержати об'єктивні відомості про вміст ВМ, що є джерелом погрішності. Відомо також спосіб оцінки придатності ґрунту для вирощування рослин, за визначенням чутливості рослин до абіотичних ґрунтови х факторів шляхом визначення сумарного водопоглинання, але без урахування характеру та природи несприятливих ґрунтови х факторів, різної здатності коренів різних культур агроценозів до поглинання води в тому числі і на ранніх стадіях розвитку [2]. Інший відомий спосіб [3] припускає використання проростків або колеоптилів. За яким визначають відносний приріст відрізків проростків на ранніх стадіях розвитку рослин, але без урахування існуючих фізіологічних закономірностей поглинання та накопичення ВМ у різні фази вегетації, характеру забруднення та спектру забруднювачів, що значно звужує можливості використання способу для оцінки токсичності поллютантів. Найбільш близькою по технічній суті й результату, що досягається, є методика оцінки забруднення фунтів [13-14], згідно якої відбувається визначення допустимих концентрацій хімічної речовини за її впливом на біологічну активність ґрунту шляхом використання методів визначення динаміки загальної чисельності ґрунтової мікрофлори, чисельності мікроорганізмів основних фізіологічних груп (спороутворюючі бактерії, гриби, актиноміцети та ін.), динаміки ферментативної активності ґрунту (інвертазної, дегідрогеназної, нітрифікуючої та ін.), виживаності санітарно-показних та патогенних мікроорганізмів у фун ті. За зниженням чисельності мікроорганізмів не більше чім на 50% та ферментативної активності на 25% в порівнянні з аналогічними показниками контрольних проб визначають порогові концентрації хімічних речовин. За вихідн у концентрацію ВМ приймають їх фоновий вміст у фунті, проводять серію досліджень у межах від недіючих до діючих концентрацій. Після вибору вихідної концентрації речовину, що вивчають, вносять у грунт беручи 10-15 наважок фунту масою 0,5кг, визначають повну вологоємність. Вплив токсичної речовини на мікрофлору вивчають за допомогою аналізу зразків фунту, які відібрані у перші часи після внесення токсичних агентів, через 1-3-6-12 годин, кожної доби протягом тижня та один раз за 7 діб протягом місяця. Недоліками цього способу слід вважати те, що оцінка ступеню забруднення фунту ВМ при використанні мікроорганізмів характеризується зниженням рівня точності визначення. Останнє обумовлене тим, що мікроорганізми вирощуються на живильних середовищах, які суттєво відрізняються за своїми властивостями від фунтови х умов. Також використовується досить невеликий спектр індикаторних показників і процесів, які можуть бути придатними для оцінки забруднення фунту ВМ, не ураховується поліелементний характер забруднення при біологічному моніторингу фун тової системи. Окрім того, дослідження по визначенню забруднення ґрунтів ВМ триває 2 місяці та розпочинаються за умов невизначеності які саме групи тестів мікроорганізмів (чутли ві групи мікробіоценозу) слід використовувати для адекватної оцінки впливу фактору забруднення ґрунту на біологічну активність ґрунтової системи з урахуванням природи екотоксиканту та токсичної його дії, що збільшує вплив суб'єктивного фактору при оцінці характеру забруднення ґрунтової системи екотоксикантами неорганічної природи. А також слід зауважити, що придатність цього показника при визначенні забруднення ґрунтової системи хімічними речовинами діє лише при проведенні стадійних експериментальних досліджень (попередніх, основних), обов'язковому дотриманні принципу екстремальності, що не завжди є можливим, доцільним та не відповідає реальним природним умовам. В основу винаходу поставлено задачу удосконалення способу оцінки токсичної дії ВМ на ґрунт за рахунок розширення діапазону інформативності тестування ґрунту за ступенем його забруднення ВМ і забезпечення експрес-результатів та можливості прогнозування токсичної дії мікро доз ВМ у системі ґрунт-рослина. Поставлена задача досягається тим, що у відомому способі оцінки токсичної дії ВМ, який включає тестування ґрунту на забруднення ВМ згідно винаходу як тест використовують симбіотичну систему з урахуванням морфологічних ознак (кількості, кольору, формою) кореневих елементів рослини. Запропонований спосіб здійснюється шляхом виконання досліджень в основі кількісної оцінки дії фактору забруднення ґрунту ВМ на принципі пороговості, тобто ступінь дії хімічних елементів залежить від концентрації їх у вивчаємій системі, дози та терміну дії токсичного агенту неорганічної природи. В якості "екологічної мішені" (слабкої ланки) дії токсичного агенту виступають індикаторні процеси симбіотичної системи, які є важливими фізіологічними показниками стану біологічної системи та можуть слугувати в якості показників стану біокосної системи. Проводиться послідовна оцінка техногенного впливу ВМ у системі ґрунт-рослина. Перший етап - грунтовомікробіологічного відбору показників забруднення ВМ (попередній). Основна мета етапу - виявлення токсичних рівнів навантаження на ґрунтову систему при яких відбуваються зміни в функціонуванні системи ґрунт-рослина та визначення найбільш чутливи х показників. Другий - проведення модельних досліджень (основний). Основна мета етапу - оцінка забруднення ґрунтової системи у ході проведення модельних досліджень щодо вивчення індикаторних процесів симбіотичної системи (бобово-ризобіальний симбіоз). В якості індикаторних процесів у нашому випадку була використана симбіотична система представлена бобово-ризобіальним симбіозом (бульбочкові бактерії, бобова тест-культура, азотфіксація в симбіозі). Приклад 1 В умовах проведення вегетаційного досліду моделювався моно- та поліелементний характер забруднення та різні рівні Cd, Pb, Zn, Ni шляхом внесення забруднювачів у кількостях, які перевищують у 2 та 4 рази їх фоновий вміст у чорноземі опідзоленому важко суглинковому, з подальшим вирощуванням бобової (віка - Vicia orobus) та не бобової (ячмінь - Hordeum vulgare) культур. Спостереження за утворенням бульбочок на коренях бобової тест-культури з подальшим урахуванням кількості, форми та кольору бульбочок (морфологічних ознак) проводили в 2 строки (фаза 3-4 дійсних листочків, фаза цвітіння). Для цього надземну частину рослин зрізали, корінці ретельно змивали водою. Підраховували кількість бульбочок на кожній рослині окремо (загальна кількість рослин - 20 у три кратній повторності) з подальшим зважуванням ваги бульбочок, які відділяли від коренів та досліджували інші морфологічні ознаки (колір, форма бульбочок) використовуючи бінокулярний мікроскоп (МБС-9). Шляхом порівняння отриманих даних у контролі і різних варіантах забруднення ґрунту ВМ (табл.1) проводили якісну оцінку токсичності забруднення ґрунту ВМ. Рез ультати якісної оцінки токсичної дії ВМ свідчать про можливість експресної ідентифікації забруднення ґрунту Cd та Zn на основі вивчення форми та розміщення бульбочок на кореневій системі бобової тест-культури. Таким чином, використовуючи представлений спосіб оцінки токсичної дії забруднення ґрунту ВМ можливо безпосередньо у польових умовах агроценозу експресно ідентифікувати фактор забруднення чорноземного ґрунту. В результаті використання інструментальних та розрахункових методів з метою виключення дії суб'єктивного фактору та можливого використання інтегрального показнику функціонування симбіотичної системи (коефіцієнт симбіотичної азотфіксації) проводили розрахунки розмірів симбіотичної азотфіксації шляхом використання методу порівняння (співставлення) вмісту азоту у бобовій та не бобовій культурах. Аналіз вмісту азоту тестових культур проводили з використанням комп’ютеризованої інфрачервоної аналітичної системи PSCO/ISI IBM - PC 4250 (яка працює у ближній інфрачервоній області), з урахуванням відомого принципу розрахунку коефіцієнту азотфіксації, який складається з урахування абсолютних розмірів азотфіксації (Nf) по різниці: Nf=Nb-Nnb (1) де Nb - вміст загального азоту в урожаї бобової культури; Nnb - вміст загального азоту в урожаї не бобової культури. Коефіцієнт азотфіксації (Kfic) визначається за формулою: Kfic=Nf/Nb*100 (2) Використовуючи метод статистичного обробітку одержаних даних (модулі "Базові статистики" та "Множинна регресія") в рамках пакету STATISTIC A 6.0. будували регресійні моделі, проводили їх оцінку на адекватність та представляли у чисельному і графічному вигляді (мал.1-2, табл.2). Одержані регресійні рівняння та графіки залежностей даних кількості бульбочок, коефіцієнту азотфіксації та рівнів забруднення ґрунту ВМ дають можливість експресне ідентифікувати, кількісно оцінити забруднення ґрунту ВМ та прогнозувати токсичну дію фактору забруднення з урахуванням якісного спектру забрудників, моно- та поліелементного характеру забруднення, що сприяє економії часу та матеріальних ресурсів при аналізі впливу фактору забруднення ВМ на систему ґр унт-рослина, дозволяє підтвердити закономірності, які отримані емпіричним шляхом та довести необхідність, доцільність використання індикаторних процесів симбіотичної системи в якості тестових з метою експресної оцінки токсичної дії ВМ на чорноземних ґрунта х (різної буферності), що в значній мірі сприяє підвищенню ефективності екологічного моніторингу ґрунтів, які зазнали дії фактору техногенного навантаження. Таким чином, розроблений спосіб оцінки забруднення ґрунту ВМ на базі визначення активності симбіотичної системи, дозволяє оцінити забруднення ґрунту ВМ (Cd, Pb, Zn, Ni). Винахід може використовуватись з метою біологічного контролю токсичних речовин неорганічної природи в системі ґрунт-рослина, що в значній мірі сприяє підвищенню ефективності екологічного моніторингу ґрунті в, які зазнали дії фактору те хногенного навантаження. Перелік посилань: 1. Россия. Ас №2125261, G01N33/00,33/18. C12G1/04. Способ биологического мониторинга экологических систем и объектов. 2. Россия. Ас №2113712, G01N33/24. A01G7/00. Экспресс-метод оценки пригодности почвы для выращивания растений. 3. СССР. АС №1455300, G01N33/24. A01G7/00. Способ определения степени загрязнения почв тяжелыми металлами. 4. Гончарук Е.И., Сидоренко Г.И. Гигиенические нормирования химических веществ в почве. –М.: Медицина, 1986. –с.56-73. Таблиця 1 Індикаторні показники функціонування симбіотичної системи Морфологічні ознаки Коефіцієнт Продуктивність Варіанти азотфіксації культури Чисельність експерименталь(середня (середня за 3 бульбочок них модельних Колір та форма бульбочок величина за 3 роки дослід(середня досліджень роки досліджень), величина за жень), % г/посудину 3 роки) 1. Контроль 17 Світлі, добре розвинуті, овальні 45 28 2. Ni2 11 Світлі, добре розвинуті, овальні 31 25 3. Рb2 10 Світлі, добре розвинуті, овальні 31 22 Світлі з коричневим нальотом, добре 4. Cd2 10 28 22 розвинуті, овальні 5. Zn2 8 Світлі, добре розвинуті, овальні 28 22 6. Світлі, добре розвинуті, овальні, більші 5 28 18 Ni2Pb2Cd2Zn2 за розмірами в порівнянні з контролем 7. Ni4 5 8. Pb4 7 9. Cd4 7 10. Zn4 11. Ni4Pb4Cd4Zn4 5 2 Світлі, добре розвинуті, овальні, концентруються уздовж головного кореня кореневої системи Світлі, добре розвинуті, овальні з коричневим нальотом, окремі більш меншого розміру в порівнянні з іншими, плоскі Світлі, добре розвинуті, загострені, більші за розміром в порівнянні з контролем Світлі, недорозвинуті, плоскі Світлі, добре розвинуті, овальні, більші за розмірами в порівнянні з контролем 26 24 22 23 17 21 33 18 30 11 Таблиця 2 Матриця парних кореляцій між параметрами * Correlations (Zn.sta) Marked correlations are significant at p < ,05000 LEVELS LEVELS (рівні забруднення) 1,00 K_NF (коефіцієнт азотфіксації) -0,74 KLUBENKI (кількість бульбочок) -0,92 Correlations (Pb.sta) Marked correlations are significant at p < ,05000 LEVELS LEVELS (рівні забруднення) 1,00 K_NF (коефіцієнт азотфіксації) -0,62 KLUBENKI (кількість бульбочок) -0,97 Correlations (Ni.sta) Marked correlations are significant at p < ,05000 LEVELS LEVELS (рівні забруднення) 1,00 K_NF (коефіцієнт азотфіксації) -0,70 KLUBENKI (кількість бульбочок) -0,98 Correlations (Cd.sta) Marked correlations are significant at p < ,05000 LEVELS LEVELS (рівні забруднення) 1,00 K_NF (коефіцієнт азотфіксації) -0,59 KLUBENKI (кількість бульбочок) -0,98 * - значимі коефіцієнти кореляції виділені K_NF -0,74 1,00 0,91 KLUBENKI -0,92 0,91 1,00 K_NF -0,62 1,00 0,76 KLUBENKI -0,97 0,76 1,00 K_NF -0,70 1,00 0,84 KLUBENKI -0,96 0,84 1,00 KNF -0,59 1,00 0,63 KLUBENKI -0,98 0,63 1,00