Содержание к диссертации
Введение
1 Тяжелые металлы в водной среде и макрофитах. биологическая роль, доступность, накопление и мониторинг (литературный обзор) 11
1.1 Накопление тяжелых металлов макрофитами 11
1.2 Тяжелые металлы в абиотической составляющей гидрофитоценоза 19
1.3 Элементный состав макрофитов в системе оценок влияния на природные экосистемы антропогенного загрязнения тяжелыми металлами 22
2 Объекты и методы исследований 30
3 Экологические проблемы и характеристика региона исследований 33
4 Содержание и накопление тяжелых металлов в воде и донных отложениях р. Иртыш 36
5 Содержание тяжелых металлов в макрофитах р. Иртыш и определяющие его факторы 49
5.1 Влияние внутренних факторов на накопление тяжелых металлов макрофитами 49
5.1.1 Таксономическая принадлежность 62
5.1.2 Принадлежность к экологическим группам 72
5.1.3 Анатомо-морфологические характеристики 75
5.2 Влияние внешних факторов на накопление тяжелых металлов макрофитами 82
5.2.1 Содержание тяжелых металлов в среде 82
6 Адсорбция тяжелых металлов на поверхности макрофитов 90
7 Макрофиты как организмы - мониторы и фиторемедиаторы загрязнения тяжелыми металлами р. Иртыш 97
Выводы и рекомендации 100
Список используемой литературы 103
Приложение 123
- Накопление тяжелых металлов макрофитами
- Содержание и накопление тяжелых металлов в воде и донных отложениях р. Иртыш
- Таксономическая принадлежность
- Адсорбция тяжелых металлов на поверхности макрофитов
Накопление тяжелых металлов макрофитами
В.И. Вернадский впервые показал планетарную роль "живого вещества" в процессах миграции, концентрирования и распределения химических элементов в земной коре, которая проявляется в непрерывном выведении и захвате атомов элементов из мертвой материи. Эти явления были им названы как биогенная миграция атомов в биосфере [18]. Процессы в живом организме, которые сводятся к избирательному выбору организмами из окружающей среды определенных химических элементов, определены В. И. Вернадским как концентрационная функция, и это одна из важнейших функций живого в биогеохимической эволюции [18].
Один из ближайших учеников В. И. Вернадского - А. П. Виноградов в течение многих лет исследовал элементный состав животных и растений, относящихся к разным систематическим группам и пришел к заключению, что концентрация элементов в живом веществе определяется не только их содержанием во внешней среде, но и свойствами самих элементов, в первую очередь растворимостью их соединений. Обобщив огромный фактический материал, он пришел к выводу, что химический состав организма есть признак - видовой, родовой и др., то есть наряду с анатомическими и физиологическими различиями таксонам присуще и своеобразие химического состава [21 - 23].
Невозможно говорить об уровнях содержания различных химических элементов без понимания их роли в физиологических процессах, происходящих в организмах. В.И. Вернадский предполагал, что все химические элементы, постоянно присутствующие в клетках и тканях организмов, играют определенную физиологическую роль [19]. Химические элементы по содержанию в живых организмах разделяются на макро- и микроэлементы. Контраст в содержании элементов этих двух групп, по мнению разных авторов, составляет от двух до десяти математических порядков. Для живых организмов нет "вредных" и "полезных" элементов, есть токсичные (аномально высокие или низкие) их концентрации в среде обитания. Микроэлементы в основном это металлы переходных групп периодической системы химических элементов с атомной массой больше 50, атомы которых обладают сложноустроенными электронными оболочками. Роль переходных металлов в организме сводится к образованию комплексов, способных координировать с белками и небольшими органическими молекулами благодаря легкости изменения спиновых состояний с разной степенью окисления [81, 133]. Специфика биологической роли различных металлов в ряде случаев может выступать как экологический фактор. Без выделения этого фактора пока трудно обойтись, анализируя закономерности содержания ТМ в живых организмах [45, 81 - 83].
Биологическая роль Си и Zn выявлена довольно давно [55, 84, 126, 130]. Zn участвует в процессах роста, размножения, развития и формирования генеративных органов у растений, в процессах биосинтеза хлорофилла [32, 48, 126]. В настоящее время идентифицировано более двадцати цинксодержащих и цин-кактивируемых ферментов. Из исследуемых нами элементов Zn считают наименее токсичным для гидробионтов [79]. Си необходима всем живым организмам для нормального обмена. Она участвует в процессах тканевого дыхания у растений, активно влияет на рост, развитие и воспроизводство. Участвует в окислительно-восстановительных процессах дыхания в составе оксидаз и в фотосинтезе в электрон-транспортной цепи в составе пластоциана. Ферменты содержащие Си обладают высокой активностью и находятся в организмах в очень низких концентрациях. Кроме того, Си является сильным биоцидом, содержание ее в живых организмах строго регулируется [64, 79, 84, 130].
Сг является обязательным элементом питания, в клетках растений он участвует в синтезе белков, повышает продуктивность фотосинтеза и содержание хлорофилла в клетках [57, 105]. Он присутствует в малых количествах в ДНК некоторых организмов. Отсутствие Сг, в живых организмах, кроме ДНК и никотиновой кислоты, вероятно, вызвано низкой устойчивостью их комплексов с протеинами [79]. Несмотря на биологическую потребность в Сг, высокие концентрации его токсичны [64].
Cd и РЬ не относятся к числу элементов, необходимость которых для живых организмов доказана. Они, как и упомянутые выше Zn, Си и Сг, в настоящее время более известны как токсичные элементы [64]. Это связано с негативным воздействием избыточных количеств металлов и их соединений на организмы за счет антропогенного загрязнения окружающей среды. Отмечено, что способность Cd заменять некоторые металлы в металлобелковых комплексах ферментов объясняет негативное влияние Cd на нормальное функционирование растительного организма [126]. Например, Cd способен замещать Zn во многих жизненно важных энзиматических реакциях, приводя к их разрыву или торможению. РЬ в природных условиях присутствует во всех растениях и выявить какую-либо особую его роль в метаболизме не удалось, но имеется много сообщений о стимулирующем действии на рост растений некоторых солей РЬ. Ряд авторов [48, 53, 55] пришли к выводу, что если РЬ и необходим для растений, то его концентраций на уровне 2-6 мкг/кг должно быть уже достаточно. РЬ способен имитировать физиологическое поведение кальция и тем самым сдерживать активность некоторых энзимов растений.
Без понимания механизма извлечения металлов из окружающей среды растением невозможно говорить о концентрационной функции организмов. На макрофитах происходит резкое уменьшение интенсивности миграции химических элементов, и как следствие, их концентрация [37, 100, 101]. Макрофиты представляют собой комплексный геохимический барьер. [3, 100] На макрофитах происходит пространственное наложение друг на друга физико-химического, сорбционного, биогеохимического барьеров. На поверхности макрофитов образование карбонатных осадков связано с кислотно - щелечным барьером и химическим составом воды.
Самым сложным и практически неисследованным является механизм поступления ионов ТМ через поверхность макрофитов. Поглощение веществ и их транспорт через мембрану растительной клетки осуществляется пассивно -в результате физико-химических процессов (абсорбции, диффузии) за счет кинетической энергии молекул и ионов и активно - с включением поглощаемого вещества в процессы метаболизма. Активный транспорт требует затраты энергии, как правило в форме АТФ [71, 151, 165, 185]. Наличие активного транспорта позволяет растительной клетке поглощать вещества против градиента концентрации и активно накапливать их внутри клетки.
Поглощение ТМ макрофитами - сложный процесс, который определяется сорбцией на поверхности растений, метаболически обусловленным поглощением и пассивной диффузией в зависимости от природы металла, его концентрации и физиологического состояния растений. Независимо от того, каким способом металлы входят в контакт с поверхностью растений, наиболее вероятно, что проникновение их в ткань происходит в ионной форме [14, 71]. ТМ преимущественно адсорбируются на поверхности водных растений [192]. Макрофиты способны образовывать на своей поверхности инкрустации кальция, что препятствует поступлению ионов металлов в ткани растений [62]. В зависимости от условий, определяющих прочность удерживания адсорбированных на поверхности растений металлов, элементы могут проникать в ткани или возвращаться в водную среду в результате реадсорбции. На адсорбцию металлов на поверхности макрофитов влияют: видовая принадлежность макрофитов, площадь их поверхности, фаза развития растений, принадлежность к разным экологическим группам, химический состав воды - минерализация, концентрация водородных ионов, содержание СОг (различная растворимость карбонатов металлов), физико - химические и физиологические свойства элементов, форма нахождения элементов в воде, скорость течения воды и др.
Конкретные уровни содержания металлов, выявленные при анализе биологических образцов, являются результатом воздействия множества разнообразных факторов на этот эволюционно закрепленный уровень. Количество металлов в тканях пресноводных макрофитов изменяется в последовательности: Mn Zn Cu Pb Ni Cd [26]. Если сравнивать микроэлементный состав разных видов макрофитов, составляющих одну ассоциацию, т.е. обитающих в одинаковых условиях, различия в концентрации металлов будут полностью определяться эволюционно сложившимися различиями концентрационной функции этих видов. Вариабельность содержания ТМ, наблюдаемая при сопоставлении результатов микроэлементного анализа растений, собранных на разных станциях, будет результатом экологических и возрастных различий [14]. Факторы, наиболее значимые для концентрационной функции растений, по отношению к объекту можно разделить на внешние (например, гидрохимические) и внутренние (например, систематические).
Содержание и накопление тяжелых металлов в воде и донных отложениях р. Иртыш
О накоплении ТМ растениями невозможно судить без всестороннего изучения среды их обитания. По мнению В. И. Вернадского [16, 17], само разделение и принципиальное противопоставление организмов и среды их обитания условно, ибо они неразрывно связаны как фрагменты экосистемы. Среди внешних факторов, влияющих на накопление ТМ макрофитами, определяющими является общее содержание элементов и их форм в воде и ДО [14].
ДО - наиболее информативный показатель и чуткий индикатор антропогенного влияния на гидроэкосистемы реки. Они накапливают исследуемые элементы, это способствует самоочищению реки, но при определенных условиях это может привести к вторичному загрязнению гидроэкосистемы. Изучение уровней накопления ТМ в ДО позволяет получить интегрированную во времени информацию о загрязнении р. Иртыш.
Макрофиты извлекают и накапливают преимущественно растворенные в воде ТМ, практически не взаимодействуя с металлами, связанными с неорганическими и органическими частицами взвеси. Однако независимо от того, каким способом металлы входят в контакт с поверхностью растений, наиболее вероятно, что проникновение их в ткань происходит в ионной форме [71]. Растворимые формы ТМ физиологически наиболее активны [70].
Нами исследовалась растворимые формы ТМ в воде Иртыша на территории Восточного Казахстана. Восточный Казахстан, как уже отмечалось выше (глава 2), является одним из наиболее экологически неблагоприятных регионов Республики Казахстан.
Исследованиями выявлено, что концентрация растворимых форм ТМ на исследуемом участке Иртыша изменяется в широких пределах (таблица 4): Cd -в 850,0 раз, РЬ - в 83,7, Сг- в 53,0, Си - 44,0 и Zn - в 29,6 раза. Широкий диапазон концентрации ТМ в бассейне одной и той же реки можно связать с большим разнообразием и различной обогащенностью микроэлементами пород, образующих долину реки, а отсюда и различным соотношением ионного состава вод. Кроме того, колебания этих элементов вызвано тем, что на участках реки происходили сбросы сточных вод промышленных предприятий с экстремально высоким содержанием ТМ.
Водам исследованного участка р. Иртыш характерна кадмий - цинковая специализация Cd4,3iZno,64Pbo,63Cuo,o8Cro,o5 (в индексе кларк концентрации). Сравнительный анализ кларка концентраций является одним из способов одновременного эффективного исследования элементов в конкретных природных телах и способствует сопоставлению локальной информации с региональной и глобальной. Геохимическая структура воды Иртышского бассейна имеет вид: Zn Pb Cr Cu Cd.
Сравнение усредненных концентраций ТМ в воде Иртыша с кларками элементов в речных водах [42], ПДК, "эталоном" для незагрязненных пресных вод [166], со средней многолетней концентрацией (1984 - 1997) в период активной деятельности промышленности региона [92, 112] (таблица 5) и литературными данными для речных вод других регионов [4, 20, 24, 44, 69, 85, 86, 167] позволяет сделать вывод о высоком уровне содержания растворых форм элементов.
В таблице использованы ПДК металлов в питьевой воде согласно ГОСТ 2874-82; в скобках - ПДК металлов в воде санитарно-бытового и рыбохозяйственного пользования, опубликованные в приложениях № 2, 3 "Правил охраны поверхностных вод от загрязнения сточными водами", утвержденных 16. 05. 1974 в "Дополнительном перечне предельно допустимых концентраций вредных веществ в воде водоемов санитарно-бытового пользования" (№ 2263-80, 28. 10. 1980), "Дополнительном перечне предельно допустимых концентраций вредных веществ для воды рыбохозяйственных водоемов" (№ 30-11-11,30. 12. 1982)
В водах Иртыша концентрация Zn - в 26,9 раза, Cd - в 56,0, РЬ - в 10,2, Сг - в 4,2 раза превышает соответствующие кларковые значения в речном стоке. Содержание Си в р. Иртыш - в 3,94 раза, Zn - в 10,75, Cd - в 2,80, РЬ - в 3,40, Сг - в 4,22 раза выше "эталона" незагрязненных пресных вод. Кратность превышений ПДК (для воды хозяйственно-питьевого и культурно-бытового использования), рассчитанная по имеющейся методике [34], составляет для Сг - 4,22, а кратность превышения ПДК (для воды рыбохозяйственных водоемов) составляет для Си -3,94, для Zn - 5,38 и не превышает для других изучаемых ТМ.
Как показали результаты наших исследований, содержание Си, Zn, и Сг в воде превышает ПДК практически на всем протяжении р. Иртыш. Повторяемость превышений ПДК для воды рыбохозяйственных водоемов составляет для Си - 73,1%, Zn - 96,2, по другим ТМ - не отмечается. Повторяемость превышений ПДК для воды хозяйственно-питьевого и культурно-бытового использования составляет для Cd - 12,8%, Pb - 10,3, Cr - 79,5, по Си и Zn - не отмечается.
Сравнение обнаруженных нами уровней содержания ТМ в воде с данными 1984 - 1997 гг., в период активной деятельности промышленного производства региона исследования [92, 112], показывает, что содержание Си, Cd, Pb, Cr в воде р. Иртыш уменьшилось в 6,0; 1,3; 1,6; 1,9 раза соответственно, а содержание Zn увеличилось в 1,3 раза. Такая динамика поведения ТМ в воде реки связана с резким падением в последние годы промышленного производства, за исключением цинкового.
Максимальные средние содержания растворимых форм ТМ в воде р. Иртыш выявлены в районах впадения притоков - р. Ульбы, Глубочанки и Красноярки (рисунок 4). В указанных пунктах средняя концентрация растворимых форм Си в 18,4 - 20,3 раза, Zn - в 10,4 - 11,8, Cd - 73,3 - 111,0, Pb - в 6,6 -6,7, Cr - в 16,5 - 40,7 раза превышает минимальный уровень. Это объясняется тем, что р. Ульба, Глубочанка, Красноярка практически «отравлены» промышленными стоками предприятий Рудного Алтая.
Между уровнями содержания растворимых форм металлов в воде был произведен корреляционный анализ. Была выявлена достоверная (р = 0,05) высокая корреляционная взаимосвязь между Cd и Си (г = 0,54), Zn и Си (г = 0, 51), Pb и Си (г = 0,60). Не выявлено достоверной корреляционной зависимости между содержанием Сг и других ТМ.
Исследование валового содержание ТМ в ДО Иртыша (таблица 6) выявило высококонтрастное распределение в них элементов в пределах изученного участка реки. Так, концентрация Cd изменяется в 4000,0 раз, Zn - в 111,2, Pb - в 89,3, Си - 56,0, Сг - в 40,8 раза. Согласно нашим данным для ДО р. Иртыш характерна кадмий - цинковая специализация: Cd28,92Zn3;95Pb2,2iCuu2Cr0,22
В пробах ДО р. Иртыш превышено мировое фоновое содержание [151] по всем исследуемым ТМ, кроме Сг: для Си - в 1,2 раза, Zn - в 3,0, Cd - в 10,7, Pb - в 1,3 раза (таблица 7). В ДО Иртыша концентрация Си - в 1,1 раза Zn - в 4,0,Cd - в 29,2, Pb - в 2,2 превышает соответствующие кларковые значения в литосфере [23]. Сравнение выявленного нами валового содержания ТМ в ДО р. Иртыш с данными исследований 1984 - 1997 гг., периода активной деятельности промышленного производства региона [92, 112], свидетельствует о снижении уровней накопления в них металлов, а именно Си - в 3,6 раза, Zn - в 2,9, Cd -7,6, Pb - в 4,4 и Сг - 3,6 раз, что связано с резким уменьшением сброса сточных вод всеми отраслями промышленности Восточного Казахстана вследствие спада промышленного производства.
Биологическая активность и доступность металла растениям в ДО определяется, в первую очередь, содержанием его подвижных форм, а не его валовым содержанием. Содержание изученных форм соединений ТМ в ДО Иртыша, позволяет говорить, что основная в них масса металлов сконцентрирована в труднорастворимых соединениях. Исследования показали, что в среднем в процентах от валового содержания, формы соединений ТМ в ДО Иртыша образуют следующий убывающий ряд: кислоторастворимая - 27,24 обменная - 14,13 водорастворимая- 1,13 (таблица 8).
Содержание исследуемых форм ТМ в ДО (в % от валового) образуют следующие геохимические ряды: в кислоторастворимой и обменной форме - Си Zn Pb Cd Сг; в водорастворимой форме - Си Pb Cd Zn Cr.
В наиболее подвижной форме в ДО из всех исследованных элементов находится Си, а в наиболее связанном состоянии - Сг (таблица 8). Доля водорастворимых форм ТМ в ДО несущественна.
Таксономическая принадлежность
Как уже подчеркивалось выше (раздел 1.1), видоспецифичность накопления ТМ макрофитами отмечена во многих работах. Межвидовые различия по среднему содержанию Си в макрофитах р. Иртыш колеблются от 4,1 до 117,2 (в 28,7 раза), Zn - от 61,2 до 1468,1 (в 24,0 раз), Cd - от 0,26 до 10,95 (в 42,1 раза), РЬ - от 4,8 до 171,4 (в 35,1 раза), Сг - от 1,5 до 9,3 мг/кг (в 6,3 раза). Определены существенные различия между элементами по степени варьирования содержания при изменении условий обитания макрофитов. По величине среднего коэффициента вариации (в %) ТМ можно расположить в виде следующего убывающего ряда: Cd (241,2) Pb (157,3) Си (155,3) Zn (138,5) Сг (84,8).
Наибольшие межвидовые различия в макрофитах проявляются в содержании РЬ и Cd, наименьшие - Сг (таблица 10).
Нами исследован зольный состав макрофитов, он колеблется в широких пределах - от 3 до 77 %. ТМ составляют часть общего содержания зольных веществ в растении. Наибольшие значения зольности (таблица 9) отмечены у Elodea canadensis, Chara fragilis и Ceratophyllum orizetorum. Высокое содержание минеральных веществ указывает на энергичное поглощение химических элементов. Высокая степень минерализации этих растений определяет повышенное содержание многих макроэлементов в них. Зольность макрофитов во многом зависит от наличия инкрустаций кальция на поверхности растений [62], полностью удалить которые не всегда удаётся. Минимальное значение зольности обнаружено у Phragmites communis, Scirpus lacustris и Typha latifolia. He обнаружено достоверной корреляционной зависимости между содержанием зольных элементов и ТМ в макрофитах.
Макрофиты обладают различной селективной способностью к накоплению ТМ, выделяются виды с наибольшим и наименьшим содержанием элементов. Наибольшее содержание Си выявлено у видов Sparganium simplex и Batra-chium foeniculaceum, Zn, Cd и Pb - Sparganium simplex и Chara fragilis, Cr - Chara fragilis и Batrachium foeniculaceum. Наименьшее содержание Си выявлено у видов Potamogeton malainus и Phragmites communis, Zn - Phragmites communis и Carex riparia, Cd - Carex vesicaria и Ceratophillum orizetorum, Pb - Potamogeton malainus и Carex riparia, Cr - Carex riparia. и Carex vesicaria.
Исходя из результатов исследования, можно заключить, что неспецифическим групповым концентратором Си, Zn, Cd и Pb является макрофит Sparganium simplex, Zn, Cd, Pb и Cr - Chara fragilis, Си и Cr - Batrachium foeniculaceum. В других исследованиях к групповым концентраторам ТМ отнесены макрофиты Trapa natans L. и Ceratophillum demersus L. [7].
Четкое проявление видовых особенностей концентрационной функции макрофитов можно показать и на примере растений, составляющих одну ассоциацию, обитающих в одинаковых условиях на р. Иртыш (в устье р. Ульба) (рисунок 9). В устье р. Ульба межвидовые различия среднего содержания Си и Zn составляют в 7,4 - 7,5 раза, Cd - в 8,6 раза, РЬ - в 6,5 раза,Сг - в 4,3 раза.
Выявлены закономерности распределения содержания ТМ по семействам макрофитов (таблица 9). Исследуемые семейства макрофитов по среднему содержанию ТМ (мг/кг) располагаются в следующем убывающем порядке:
по содержанию Си:
Sparganiaceae Ranunculaceae Characeae Fontinalaceae Equiseta-ceae Alismataceae Butomaceae Potamogetonaceae Haloragaceae Hydrocharitaceae Ceratophyllaceae Cyperaceae Typhaceae Poaceae;
по содержанию Zn:
Characeae Sparganiaceae Ranunculaceae Fontinalaceae Equisetaceae Haloragaceae Alismataceae Butomaceae Potamogetonaceae Hydrocharitaceae Ceratophyllaceae Typhaceae Cyperaceae Poaceae;
по содержанию Cd:
Sparganiaceae Characeae Ranunculaceae Hydrocharitaceae Haloragaceae Fontinalaceae Equisetaceae Alismataceae Potamogetonaceae Butomaceae Typhaceae Cyperaceae Poaceae Ceratophyllaceae;
по содержанию Pb:
Sparganiaceae Characeae Ranunculaceae Fontinalaceae Alismata-ceae Hydrocharitaceae Equisetaceae Ceratophyllaceae Potamogetonaceae Haloragaceae Butomaceae Typhaceae Cyperaceae Poaceae;
по содержанию Cr:
Characeae Ranunculaceae Fontinalaceae Alismataceae Sparganiaceae Hydrocharitaceae Haloragaceae Potamogetonaceae Butomaceae Cyperaceae Equisetaceae Poaceae Typhaceae Ceratophyllaceae.
Выявлены значительные колебания содержания ТМ внутри семейств макрофитов: у Cyperaceae (по Си, Zn, Cd, Pb, Cr), Potamogetonaceae (по Си, Zn, Cd, Pb), Butomaceae и Haloragaceae (no Zn, Cd, Pb), Alismataceae (no Cu, Pb), Hydrocharitaceae (no Cr) (таблица 9). В основе широкого варьирования содержания ТМ внутри семейств могут лежать: физиологическая гетерогенность таксона (различия в морфологических, анатомических и метаболических особенностях видов), разнообразие условий обитания особей и количество проанализированных проб растений.
Установлено неодинаковое содержание ТМ в макрофитах р. Иртыш, относящихся и к разным отделам (таблица 11). Содержания ТМ в фитомассе различных отделов можно представить следующими убывающими рядами: харовые водоросли мхи хвощи цветковые (по содержанию Си, Zn, Pb) и харовые водоросли мхи цветковые хвощи (по содержанию Cd и Сг).
Харовые водоросли концентрируют в себе ТМ сильнее, чем цветковые растения.
Анализ накопительной способности различных отделов макрофитов показывает (таблицы 11, 12), что водоросли концентрируют в себе ТМ сильнее, чем высшие растения. Возрастание значимости метаболического контроля процессов аккумуляции с увеличением эволюционной продвинутости таксона в последовательности: харовые водоросли - мохообразные - хвощи - цветковые отмечалось в ряде других исследований [14, 26].
Внутри каждой систематической группы растений имеются отдельные виды с высоким и низким содержанием ТМ.
При отборе наиболее удобных для осуществления биомониторинга загрязнения пресноводных экосистем ТМ видов макрофитов использовался коэффициент К Lim [81]. Наиболее перспективными таксонами для целей биомониторинга оказались виды с KLim 100; для Си KLim максимален у вида Scirpus lacustris (2100,0 раза) и Eleoharis acicularis (493,3 раза), для Zn - Scirpus lacustris (266,2 раза) и Eleoharis acicularis (264,1 раза), для Cd - Scirpus lacustris (3965,0 раза) и Myriophyllum verticillatum (3631,0 раза), для Pb - Sagittaria sagittifolia (14861,8 раза) и Scirpus lacustris (13550,0 раза), для Cr - Hydrilla verticullata (116,6 раза) и Butomus umbellatus (90,1 раза).
Для характеристики видовых особенностей концентрационной функции макрофитов целесообразнее рассматривать не абсолютное, а относительное содержание элементов в растениях. Накопление ТМ из водной среды макрофитами принято оценивать коэффициентами накопления (КСОН и Кн). КСОН показывает способность видов растений давать информацию о содержании металлов в среде [161, 163] (таблица 12). КСОН рассчитывался для ассоциации растений, отдельно в каждом пункте исследования (рисунок 3). Выявлено, что величины коэффициентов накопления определяются химической природой металла и видовой спецификой водных растений.
Адсорбция тяжелых металлов на поверхности макрофитов
Макрофиты извлекают и накапливают ТМ преимущественно, растворенные в воде и практически не взаимодействуют с ТМ связанными с органическими и неорганическими частицами взвеси [144]. Проникновение их в ткань растений происходит в ионной форме, причем процесс этот состоит из двух стадий: 1 - адсорбция на поверхности, 2 - поглощение и последующая фиксация в тканях [151, 185]. ТМ, адсорбированные на поверхности макрофитов, в зависимости от условий, определяющих прочность их удерживания, могут проникать в ткани или возвращаться в водную среду в результате реадсорбции [14].
Решение вопроса - какое количество элемента, определяемого в пробе растительного материала, осело на поверхности, а какое аккумулировано в тканях, весьма важно для определения прочности его фиксации макрофитами и поэтому весьма значимо с точки зрения практики мониторинга ТМ с использованием макрофитов.
Выявлено, что процент ТМ, адсорбированных на поверхности макрофитов р. Иртыш, изменяется в широких пределах (таблица 19): Cd - в 14,5 раза, Си - в 23,1, РЬ - в 25,9 и Zn - в 32,7, Сг - в 35,3 раза. По величине среднего коэффициента вариации (в %) металлы можно расположить в виде следующего убывающего ряда: Zn (67,1) Сг (57,3) Си (46,4) РЬ (38,5) Cd (21,6).
На адсорбцию ТМ макрофитами влияет видовая принадлежность растений. Наибольшее процентное содержание (таблица 20) адсорбированной на поверхности макрофитов р. Иртыш Си выявлено у Chara fragilis (28,5) и Р. malainus (32,2), Zn - у P. trichoides (29,3) и Chara fragilis (31,1), Cd - у P. zosterifolius (49,3) и Elodea canadensis (49,3), Pb - у Equisetum heleoharis (40,1) и P. lucens (41,2), Cr - у P. zosterifolius (39,8) и Alisma plantago-aquatica (40,3). Наименьшее процентное содержание элементов (Си - 2,6, Zn - 3,8, Cd - 9,4, Pb - 4,6, Cr - 4,9), адсорбированных на поверхности макрофитов р. Иртыш, выявлено у макрофитов рода Сагех.
Согласно результатам наших исследований на поверхности растений адсорбировалось значительно меньшее количество ТМ (таблица 20), чем поглощалось тканями. Лишь в отдельных случаях (Cd - у листьев P. natans (51,3%), стеблей Butomus umbellatus (51,8%) и корней P. zosterifolius (62,5%) и Elodea canadensis (61,7%); Pb - у соцветий Alisma plantago-aquatica (54,4%), у стеблей P. lucens (53,3%) и Elodea canadensis (53,3%), у корней P. malainus (53,0%); Cr -у соцветий Alisma plantago-aquatica (63,6%)) количество адсорбированного на поверхности элемента больше, чем поглощалось тканями растения.
Установлено, что количество адсорбированных элементов отличается у различных органов макрофитов. По убыванию количества адсорбированных ТМ (в %) различные органы макрофитов можно расположить в виде следующих убывающих рядов:
для Си - листья (19,9) подземные органы (18,1) стебли (16,5) соцветия (13,2);
для Zn - стебли (15,8) подземные органы (15,4) соцветия (13,6) листья (12,2);
для Cd - подземные органы (29,8) стебли (27,3) соцветия (22,2) листья (18,8);
для Pb - листья (36,6) подземные органы (30,6) стебли (30,7) соцветия (24,9);
для Cr - листья (30,0) соцветия (29,6) стебли (28,4) подземные органы (22,3).
Выявлено, адсорбция элементов на поверхности макрофитов в зависимости от их принадлежности к различным экологическим группам неодинакова. По убыванию адсорбированных ТМ (в %) различные экологические группы макрофитов распологаются в следующем убывающем порядке:
для Си: плейстофиты (27,0) неукорененные гидатофиты (24,3) укорененные гидатофиты (16,7) гелофиты (15,1);
для Zn: неукорененные гидатофиты (23,8) плейстофиты (20,9) укорененные гидатофиты (17,9) гелофиты (13,6);
для Cd: плейстофиты (36,9) неукорененные гидатофиты (32,4) укорененные гидатофиты (29,4) гелофиты (27,5);
для РЬ: плейстофиты (33,6) укорененные гидатофиты (30,2) неукорененные гидатофиты (29,9) гелофиты (27,4);
для Сг: неукорененные гидатофиты (30,2) укорененные гидатофиты (22,8) гелофиты (22,7) плейстофиты (20,6).
Среди видов водных растений с минимальным количеством адсорбированных на поверхности ТМ гидатофиты не встречаются. Исследованиями установлено, что погруженные в воду макрофиты адсорбировали на своей поверхности больше Си, Zn, Cd и РЬ, чем воздушно водные. Это связано с тем, что гидатофиты и плейстофиты минеральное питание осуществляют всасыванием воды и растворённых в ней веществ всей поверхностью [58] и на ней образуются карбонатные осадки [62].
В среднем по исследованным объектам количество адсорбированных на поверхности элементов убывает в последовательности: РЬ Cd Сг Си Zn. Возможными причинами этого является: физиологически необходимые элементы более интенсивно поглощаются тканями макрофитов, образование на поверхности макрофитов карбонатных осадков и осадков нерастворимых щелочей металлов. Не выявлено взаимосвязи между общим количеством ТМ в растении и количеством элемента, адсорбированного на его поверхности.
Можно считать, что ТМ, определяемые в пробах макрофитов, в основном аккумулированы в тканях, а на поверхности присутствует лишь незначительная часть от общей массы элементов в пробе.
