Содержание к диссертации
Введение
Глава 1. Антропогенное загрязнение пресных водоемов и их биопродуктивность (обзор литературы) 12
1.1 Тяжелые металлы в пресноводных экосистемах: пути поступления и биотрансформация 13
1.2 Влияние некоторых тяжелых металлов на гидробионты 16
1.3 Экотоксикологическая характеристика Co2+, Ni2+, Zn2+, Cu2+ 20
1.3.1 Кобальт 20
1.3.2 Никель 22
1.3.3 Цинк 24
1.3.4 Медь 26
1.4 Проблемы засоления пресных водоемов 28
1.5 Характеристика представителей фито- и зоопланктона пресных водоемов 32
1.6 Воздействие ЭМИ КВЧ на гидробионты 36
Глава 2. Материалы и методы исследования 39
2.1 Материалы исследования 39
2.1.1 Объекты исследования 39
2.1.2 Реактивы 39
2.1.3 Приборы и оборудование 40
2.2 Методы исследования 40
2.2.1 Методика культивирования S. quadricauda (Turp.) 40
2.2.2 Методика культивирования D. magna Str 41
2.2.3 Приготовление модельных растворов 41
2.2.4 Методика измерения уровня флуоресценции хлорофилла S. quadricauda (Turp.) 41
2.2.5 Методика оценки жизнеспособности D. magna Str 42
2.2.6 Методика определения трофической активности D. magna Str 43
2.2.7 Методика облучения культур S. quadricauda (Turp.) и D. magna Str 43
2.2.8 Статистический анализ 44
Глава 3. Воздействие солей тяжелых металлов на гидробионты 45
3.1 Воздействие солей тяжелых металлов на физиологические показатели S. quadricauda (Turp.) 47
3.2 Воздействия солей тяжелых металлов на физиологические показатели D. magna Str . 50
3.3 Воздействия солей тяжелых металлов на трофическую активность D. magna Str. 61
Глава 4. Влияние засоления на гидробионты 65
4.1 Изучение воздействия водных растворов хлорида и сульфата натрия на культуру S. quadricauda (Turp.) 66
4.2 Изучение воздействия водных растворов хлорида и сульфата натрия на физиологические показатели D. magna Str 68
4.3 Изучение воздействия водных растворов хлорида и сульфата натрия на трофическую активность D. magna Str. 71
Глава 5. Влияние тяжелых металлов и засоления на гидробионты 74
5.1 Изучение воздействия хлорида и сульфата натрия и солей тяжелых металлов на культуру S. quadricauda (Turp.) 74
5.2 Изучение воздействия водных растворов хлорида и сульфата натрия и солей тяжелых металлов на физиологические показатели D.magna Str. 77
5.3 Изучение воздействия водных растворов хлорида и сульфата натрия и солей тяжелых металлов на трофичекую активность D. magna Str 89
Глава 6. Воздействие солей тяжелых металлов и электромагнитного излучения на гидробионты 93
6.1 Изучение воздействия солей тяжелых металлов и электромагнитного излучения на культуру S. quadricauda (Turp.) 93
6.2 Изучение воздействия солей тяжелых металлов и электромагнитного излучения на трофическую активность D. magna Str. 97
Выводы 102
Список литературы 104
- Экотоксикологическая характеристика Co2+, Ni2+, Zn2+, Cu2+
- Методика культивирования D. magna Str
- Воздействия солей тяжелых металлов на физиологические показатели D. magna Str
- Изучение воздействия водных растворов хлорида и сульфата натрия и солей тяжелых металлов на физиологические показатели D.magna Str.
Экотоксикологическая характеристика Co2+, Ni2+, Zn2+, Cu2+
К группе ТМ, загрязняющих водные экосистемы, относятся химические элементы с атомной массой выше 56 у.е. (Пилипенко, 1977). Их объединяет ряд свойств, проявляющихся по отношению к живым организмам - пути поступления в организм, токсичность, кумулятивные свойства, период полувыведения из организма, накопление в пищевой цепи.
Естественными источниками поступления ТМ в водные экосистемы являются вулканическое извержение, растворение минералов и пород в почве в результате выпадения кислотных дождей. В качестве основных промышленных источников выделяют предприятия горнодобывающей и металлургической промышленности, тепловые электростанции, предприятия по переработке нефти, строительную промышленность и транспорт (Небольсин и др., 2004).
Известно, что количество меди, поступающей в водную среду из естественных источников, составляет 250–575 тыс. т/год, из антропогенных – 4460 тыс. т/год, количество никеля, поступающего из естественных источников, – 160 тыс. т/год, из антропогенных – 3,7 тыс. т/год (Филенко,1987). По данным (Грановский, Неменко, 1990) концентрация цинка в почве может достигать 400 мг/кг при фоновом содержании от 30 до 220 мг/кг.
Соединения ТМ, поступивших в водную среду, немедленно вовлекаются в цепь разнообразных перемещений и превращений под влиянием многочисленных факторов. При этом происходят процессы физические (механическое перемешивание, осаждение, адсорбция и десорбция), химические (диссоциация, гидролиз, комплексообразование, окислительно восстановительные реакции), биологические (поглощение живыми организмами, разрушение и превращение с участием ферментов и метаболитов), геологические (захоронение в донных осадках и породообразование) (Нахшина, 1985; Филенко, 1987; Леменовский, 1997). Большое значение для превращения соединений ТМ в природных водах имеют их свойства: растворимость в воде, способность распределяться между твердой и жидкой фазами, между полярными и неполярными растворителями, константа диссоциации, способность к комплексообразованию, скорость разрушения, гидролиза и фотолиза, летучесть (Линник, Набиванец, 1986; Богдановский, 1994; Линник и др., 2006).
В природных водах металлы могут находиться в виде гидратированных ионов, неорганических и органических соединений и комплексов (Линник, Набиванец,1986; Манихин, Никаноров, 2001).
В результате связывания и осаждения концентрация большинства металлов быстро снижается с удалением от источника загрязнения. В пресных водах уже в сотнях метров от источника поступления существенно убывает концентрация свинца, цинка, хрома, кадмия, дальше переносятся никель, медь, кобальт (Мур, Рамамурти, 1987; Майстренко и др., 1996).
Основная часть связанного вещества переходит в донные осадки, в результате чего донные грунты часто содержат необычайно высокие уровни загрязняющих веществ (Моисеенко, 2009). В донных осадках металлы содержатся в виде карбонатов, сульфидов и в связанном с органическими остатками состоянии. При подкислении среды, при недостатке кислорода и при появлении растворенных комплексообразователей происходит переход металлов из осадков в воду. Взмучивание и изменение комплексообразующей емкости водной среды при естественном изменении условий приводят к изменению концентрации катионов в воде. Все это служит причиной повышения концентрации металлов в воде водоемов в период паводков и дождей (Линник, Набиванец, 1986; Будников и др., 1996; Давыдова, Тагасова, 2002)
Эти превращения влияют на поступление ТМ в водные организмы. Повышенные концентрации вещества, способного связывать ионы ТМ, а также повышение прочности этих связей снижают биодоступность или физиологическую доступность токсиканта для гидробионтов (Roesijadi, Robinson, 1994). В работе (Филенко, 1987) описано влияние факторов окружающей среды на состояние ТМ в воде. Повышение температуры, снижение концентрации кислорода и жесткости сопутствует повышению растворимости вещества в воде; повышение концентрации комплексообразователей повышает растворимость, повышение содержания взвесей в воде снижает растворимость неорганических веществ.
Наряду с изменениями вещества под влиянием факторов абиогенной природы, проходят важные превращения, связанные с присутствием живых организмов. Подобные процессы могут происходить в организме и вне его за счет влияния экзометаболитов и различных ферментных систем (Бингам и др., 1993; Попов, Беззапонная, 2004; Моисеенко, 2006). Именно они определяют самоочистительную активность природных вод. Основную роль в биогенном превращении играют микроорганизмы, населяющие водную среду и донные осадки, а также водные макроорганизмы. При участии микроорганизмов в окружающей среде может происходить окислительно-восстановительное превращение кобальта, хрома, мышьяка (Хайнасова и др., 2009). При этом аэробные микроорганизмы обеспечивают процессы окисления, а анаэробные – процессы восстановления. Восстановленные условия создаются в основном в глубине донного грунта. В толще воды восстановление может происходить в условиях длительного и глубокого дефицита кислорода.
В превращениях металлов при участии гидробионтов особое место занимает их метилирование. Это неферментативный процесс, проходящий с участием метилкобаламина. Полагают, что происходит метилирование олова, кобальта, селена, хрома, меди, кадмия, но не никеля, цинка, алюминия (Мецлер, 1990; Богдановкий, 1994).
Методика культивирования D. magna Str
Постоянно возрастающий уровень антропогенного воздействия на водную среду приводит к ухудшению ее качества, что в первую очередь влияет на количественный и качественный состав фито- и зоопланктона. В общем объеме токсического загрязнения водной среды основную часть составляет загрязнение ТМ.
Биоаккумуляция ионов металлов в клетках гидробионтов является естественным процессом, который поддерживает количество металлов на требуемом физиологическом уровне. При повышении концентрации металлов в окружающей среде биоаккумуляция может достигнуть критических уровней, что отрицательно скажется на жизнедеятельности водных организмов (Verschoor et al, 2012).
Чтобы оценить жизнеспособность представителей пресноводного фито- и зоопланктона в условиях загрязнения водной среды ионами Co2+, Ni2+, Zn2+, Cu2+ нами изучалось влияние этих металлов в различных концентрациях на показатели роста и фотосинтетическую активность микроводорослей S. quadricauda, на трофическую активность и показатели жизнедеятельности рачков D. magna.
Выбор культур S. quadricauda и D. magna обусловлен:
1) Широким распространением в пресных водоемах. Эти гидробионты являются представителями основных трофических звеньев водных экосистем. Зелные протококковые водоросли S. quadricauda являются основой пищевой цепи в пресных водомах, преобразуя солнечную энергию в полезную энергию для более высоких трофических уровней (Sabater, Carrasco, 2001). Ветвистоусые ракообразные D. magna по типу питания относятся к фильтраторам, питаются простейшими, бактериями и микроводорослями и играют важную роль в процессах самоочищения природных вод (Шашкова, 2005). 2) Использованием в качестве тест-объектов в биотестировании при оценке состояния окружающей среды (ПНД Ф Т 14.1:2:4.12-06;
ФР.1.39.2007.03222; ФР.1.39.2007.03223). Согласно СП 2.1.7.1386-03, для определения токсичности сред необходимо применять не менее 2-х тест-объектов из разных систематических групп.
Выбранные гидробионты подвергались воздействию Co2+, Ni2+, Zn2+, Cu2+ в концентрациях 0,0001, 0,001, 0,01, 0,1 и 1,0 мг/л. Выбор металлов обусловлен их эссенциальностью и широким распространением в природных водах. По данным (Государственный доклад «О состоянии…, 2012), содержание данных металлов в поверхностных водах европейской части России намного превышает ПДК: в водах среднего Дона отмечается рост содержания соединений меди в среднем до 2,5–3 ПДК; в водах реки Северная Двина среднегодовые концентрации соединений меди, цинка составляют 5–6 ПДК, в водах бассейна реки Волга среднегодовые и максимальные концентрации соединений меди составляют 5 ПДК и 27 ПДК, соединений никеля 2 ПДК. При выборе концентрации металлов учитывали их ПДК в водах (табл. 3.1) (приказ Федерального агентства по рыболовству от 18.01.10; ГН 2.1.5.1315-03). Таблица 3.1 Значения ПДК металлов в водных объектах Металл ПДКвр(в водных объектахрыбохозяйственного значения),мг/дм3 ПДКв(в водных объектах хозяйственно-питьевого икультурно-бытового водопользования), мг/дм3
Таким образом, мы использовали в работе растворы солей цинка, никеля и кобальта, концентрация катионов в которых была на уровне ПДК в водных объектах рыбохозяйственного значения, а также в 100 и в 10 раз меньше и в 10 и 100 раз больше данного уровня. Концентрация ионов меди в растворах соответствовала значениям в 10 раз меньше ПДК и в 1000, 100, 10 раз больше.
3.1 Воздействие солей тяжелых металлов на физиологические показатели S. quadricauda (Turp.)
В настоящее время в экофизиологических исследованиях широко используют показатель флуоресценции хлорофилла (Григорьев, Бучельников, 1997; Рубин, 2005; Алиев и др., 2008; Григорьев и др., 2009; Маторин, 2009). Ростовая и фотосинтетическая активности водоросли S. quadricauda, которые определяют по интенсивности флуоресценции хлорофилла, являются показателями уровня токсичности среды и степени толерантности организмов к этой среде. Поэтому нами изучалось влияние растворов солей (хлориды, сульфаты) Ni, Cu, Co, Zn в концентрациях 1,0; 0,1; 0,01; 0,001; 0,0001 мг/л на интенсивность флуоресценции клеток микроводорослей.
На рис. 3.1 представлены относительные значения интенсивности флуоресценции хлорофилла водорослей S. quadricauda, инкубированных в растворах сульфатов и хлоридов металлов в различных концентрациях. За 100% принята интенсивность флуоресценции клеток в среде без ТМ.
Отмечено, что присутствие ТМ в водной среде даже в малых концентрациях приводило к снижению интенсивности флуоресценции культуры водорослей (рис. 3.1). При концентрации 0,0001 мг/л ионов меди, цинка, кобальта и никеля она достоверно снижалась по сравнению с контролем на 47, 42, 34 и 20%, соответственно.
По данным (Новиков и др., 1989) величина интенсивности флуоресценции тесно связана с абсолютной численностью живых клеток в культуре, т.е. ТМ ингибируют процесс фотосинтеза водоросли, что отражается на жизнеспособности клеток и их численности.
Воздействия солей тяжелых металлов на физиологические показатели D. magna Str
Отмечено, что при комбинированном воздействии низких концентраций ионов Co, Ni (0,0001 мг/л) и хлорида натрия (0,5 г/л) увеличивалось количество молоди по сравнению с изолированным воздействием металлов. Тот же самый эффект наблюдали при комбинированном воздействии Co, Zn, Ni, Cu (0,0001 мг/л) и сульфата натрия (0,5 г/л).
С другой стороны, присутствие ТМ в низких концентрациях в солоноватой среде (2,5 г/л) приводило к значительному снижению рождаемости, особенно высокую токсичность проявляли ионы меди. Так, при комбинированном воздействии ионов Co, Zn, Ni, Cu (0,0001 мг/л) и хлорида или сульфата натрия количество молоди дафний уменьшалось по сравнению с изолированным действием Na2SO4 в 1,5–3 раза. Усиление отрицательного действия металлов на рождаемость дафний в условиях засоления мы также связываем с повышением трофической активности рачков.
При высокой концентрации металлов нами не обнаружено различий в эффектах их изолированного и комбинированного с солями действия.
Появление мертворожденной и уродливой молоди не было зафиксировано ни в одном исследуемом растворе, что свидетельствует об отсутствии мутагенной и терратогенной активности солей.
Таким образом, нами отмечено негативное воздействие засоления и солей ТМ на выживаемость и продуктивность дафний, что в природных условиях может сказаться на численности особей. Таблица 5.3 Среднее количество родившейся молоди от 1 самки D. magna при инкубировании рачков в растворах хлорида
Полученные данные свидетельствуют о том, что хлорид натрия стимулировал трофическую активность дафний. Комбинированное действие 0,5 г/л NaCl и 0,0001 мг/л Ni2+, Co2+, Zn2+, Cu2+ приводило к достоверному увеличению трофической активности рачков на 52, 50, 48, 34%, по сравнению с изолированным воздействием данных ТМ. При инкубировании рачков в растворах, содержащих 2,5 г/л NaCl и 0,0001 мг/л Ni2+, Co2+, Zn2+, Cu2+, их трофическая активность увеличивалась на 60, 61, 56, 48%, соответственно. Следовательно, с ростом содержания хлорида натрия в воде растет пищевая активность дафний, которые являются основными потребителями одноклеточных гидробионтов. Отмечено также, что присутствие в слабосоленой среде (0,5 г/л) ионов Ni2+, Co2+, Zn2+ в концентрации 0,0001 мг/л способствовало увеличению трофической активности дафний, наибольший эффект наблюдался для ионов кобальта – увеличение на 20%.
Комбинирование действие 0,5 мг/л NaCl и ионов Ni2+, Co2+, Zn2+ в концентрации 1,0 мг/л способствовало увеличению трофической активности рачков на 60, 80, 59% по сравнению с изолированным воздействием данных ТМ. При инкубировании рачков в растворах, содержащих 2,5 г/л NaCl и Ni2+, Co2+, Zn2+ в концентрации 1,0 мг/л, их трофическая активность увеличивалась на 73, 108, 85%, соответственно. Присутствие ионов меди в данной концентрации приводило к гибели дафний не зависимо от засоленности.
Сульфат натрия в меньшей степени влиял на трофическую активность дафний. Комбинированное действие 0,5 г/л Na2SO4 и 0,0001 мг/л Zn2+, Cu2+ способствовало увеличению трофической активности, по сравнению с изолированным действием исследуемых металлов, на 20, 19%, соответственно. При инкубировании рачков в растворах содержащих 2,5 г/л Na2SO4 и 0,0001 мг/л Zn2+, Cu2+ их трофичкеская активность увеличивалась на 17, 15%, соответственно. Трофическая активность дафний инкубированных в растворах содержащих 2,5 г/л Na2SO4 и 0,0001 мг/л Ni2+, Co2+ фактически не изменялась.
Комбинированное действие 0,5 г/л Na2SO4 и ионов Ni2+, Co2+, Zn2+ в концентрации 1,0 мг/л способствовало увеличению трофической активности рачков на 60, 36, 75%, по сравнению с изолированным воздействием. При инкубировании рачков в растворах содержащих 2,5 г/л Na2SO4 и Ni2+, Co2+, Zn2+ в концентрации 1,0 мг/л их трофическая активность увеличивалась на 47, 33, 66%, соответственно.
Необходимо отметить, что присутствие ионов ТМ (кроме меди 1,0 мг/л) в среде с сульфатом натрия практически не оказывало влияния на трофическую активность дафний.
Токсический эффект ионов меди в концентрации 1,0 мг/л, заключающийся в 100%-ной гибели рачков в течение суток, проявлялся во всех анализируемых средах. Таким образом, нами установлено: 1) Установлено усиление токсического воздействия ТМ на микроводоросли в условиях засоления. Металлы в малых концентрациях (0,0001 мг/л) в присутствии солей натрия проявляли токсическое воздействие в большей степени, чем в более высоких концентрациях (1,0 мг/л).
2) Присутствие в водной среде малых количеств Co2+, Zn2+, Cu2+ (0,0001 мг/л) способствовало снижению негативного влияния на жизнеспособность дафний хлорида натрия и сульфата натрия в концентрации 2,5 г/л – выживаемость рачков увеличивалась на 20–50% (Р=0,95). Ионы никеля не оказывали подобного действия.
3) Увеличение хлоридной и сульфатной засоленности воды способствовало усилению токсического действия ТМ в концентрациях выше ПДКвр. 4) Присутствие ТМ в низких концентрациях (0,0001 мг/л) в солоноватой среде (2,5 г/л) приводило к значительному снижению рождаемости – в 1,5–3 раза (Р=0,95), особенно высокую токсичность проявляли ионы меди. При высокой концентрации металлов различий в эффектах их изолированного и комбинированного с солями действия не было обнаружено.
5) В условиях хлоридной и сульфатной засоленности ингибирующее воздействие ТМ на трофическую активность дафний не проявлялось, т.е. трофическая активность Daphnia magna не является оптимальным биопараметром для оценки токсичности водной среды.
6) Возможно, повышение трофической активности рачков под действием солей приводит к накоплению в их организме большего количества ТМ, что вызывает снижение рождаемости и гибель.
Изучение воздействия водных растворов хлорида и сульфата натрия и солей тяжелых металлов на физиологические показатели D.magna Str.
Нами изучалось влияние растворов хлоридов и сульфатов Ni, Cu, Co, Zn в концентрациях 1,0; 0,1; 0,01; 0,001; 0,0001 мг/л на интенсивность флуоресценции клеток микроводорослей S. quadricauda, предварительно облученных ЭМИ 65 ГГц. Результаты представлены на рис. 6.1. За 100% (контроль 1) принята интенсивность флуоресценции клеток, необлученных, инкубированных в водной среде без добавления солей ТМ. На диаграммах пунктирной линией обозначена интенсивность флуоресценции предварительно облученных клеток, не подвергнутых воздействию ТМ (контроль 2). А)
Относительные значения интенсивности флуоресценции хлорофилла водорослей, подвергнутых комбинированному воздействию хлоридов (А), сульфатов (Б) металлов и ЭМИ Из диаграмм (рис. 6.1) видно, что клетки S. quadricauda, предварительно облученные ЭМИ КВЧ, также как необлученные, чувствительны к присутствию в водной среде солей металлов даже в малых концентрациях, что проявлялось в снижении интенсивности флуоресценции хлорофилла. При содержании в среде хлорида меди, цинка, кобальта, никеля в концентрации ионов 0,0001 мг/л интенсивность флуоресценции снижалась по сравнению с контролем 2 на 40, 37, 27, 41%, соответственно. Наибольшей токсичностью для клеток водорослей S. quadricauda обладали ионы меди – интенсивность флуоресценции хлорофилла в присутствии хлорида меди в концентрациях 0,1 и 1,0 мг/л снижалась до 100%. Интенсивность флуоресценции хлорофилла облученной водоросли S. quadricauda в присутствии сульфатов Cu, Zn, Co, Ni в диапазоне исследуемых концентраций 0,0001–1 мг/л снижалась на 40–92, 35–80, 22–74, 15–71%. Сравнение диаграмм на рис. 6.1А и 6.1Б позволяет заключить, что хлориды исследуемых металлов проявляли большую токсичность, чем сульфаты, особенно это заметно на высоких концентрациях.
Отмечено, что значения интенсивности флуоресценции клеток под воздействием солей кобальта и никеля в малых концентрациях были на уровне контроля 1, в некоторых случаях выше этого значения.
Чтобы выявить степень влияния ЭМИ КВЧ на S. quadricauda определяли разность между относительными значениями интенсивности флуоресценции клеток S. quadricauda, облученных ЭМИ 65 ГГц и подвергнутых воздействию солей металлов, и аналогичными значениями необлученных клеток. Результаты исследований представлены на рис. 6.2.
Из диаграмм видно, что воздействие ЭМИ приводит к увеличению интенсивности флуоресценции микроводорослей: в среде без солей металлов – на 40% (Р=0,95); в средах с хлоридами ТМ с концентрацией катионов 0,0001 мг/л – в среднем на 20%; в средах с сульфатами ТМ в той же концентрации – на 30–40%. При увеличении концентрации хлоридов меди и цинка модифицирующее действие ЭМИ становится не достоверным, в средах с ионами никеля и кобальта 0,01 мг/л влияние ЭМИ сохраняется. В средах с сульфатами ТМ влияние ЭМИ на микроводоросли сохраняется при содержании ТМ до 0,01 мг/л, что является ПДКвр Ni2+, Co2+, Zn2+ и составляет 10 ПДКвр Cu2+.
. Разность между относительными значениями интенсивности флуоресценции клеток S. quadricauda, облученных ЭМИ 65 ГГц и подвергнутых воздействию хлоридов (А), сульфатов (Б) металлов, и аналогичными значениями необлученных клеток. – достоверные отличия облученных от необлученных дафний Р=0,95. Таким образом, однократное 30-и минутное облучение культуры водорослей до инкубирования в исследуемых растворах значительно снижает токсический эффект ионов металлов. Чем выше концентрация соли металла и чем токсичнее металл, тем в меньшей степени проявляется эффект ЭМИ на клетки микроводорослей.
Изучение воздействия солей тяжелых металлов и электромагнитного излучения на трофическую активность D. magna Str. Нами изучалось влияние растворов хлоридов и сульфатов Ni, Cu, Co, Zn в концентрациях 1,0; 0,1; 0,01; 0,001; 0,0001 мг/л на трофическую активность рачков D. magna, предварительно облученных ЭМИ 65 ГГц. Результаты представлены на рис. 6.3. За 100% (контроль 1) принята трофическая активность дафний, необлученных, инкубированных в водной среде без добавления солей ТМ. Пунктирной линией обозначена трофическая активность предварительно облученных рачков, не подвергнутых воздействию ТМ (контроль 2).
Полученные данные свидетельствуют о том, что все тестируемые катионы в указанных концентрациях негативно влияют на трофическую активность дафний. С увеличением содержания ионов ТМ трофическая активность рачков уменьшается, независимо от типа аниона.
Наиболее токсичными являются ионы меди. Хлорид и сульфат меди с содержанием ионов меди 1,0 и 0,1 мг/л вызывают 100%-ую гибель рачков в течение 24 часов. У рачков, инкубированных в растворах солей меди с концентрациями Cu2+ 0,0001–0,01 мг/л, трофическая активность снижается на 28–55% по сравнению с контролем 2. А) Относительные значения трофической активности D. magna, подвергнутых комбинированному воздействию хлоридов (А), сульфатов (Б) металлов и ЭМИ Наблюдается однотипное уменьшение трофической активности дафний относительно контроля 2 с ростом концентрации ионов цинка, никеля, кобальта с 0,0001 до 1,0 мг/л – на 34–78, 21–64, 25–75%, соответственно.
Сравнивая степень влияния ионов ТМ, необходимо отметить меньшее воздействие на дафний сульфата никеля в концентрациях 0,0001 и 0,001 мг/л, реализуемое в снижении трофической активности рачков на 21 и 12% соответственно, относительно контроля 2.
Чтобы выявить степень влияния ЭМИ КВЧ на D. magna определяли разность между относительными значениями трофической активности рачков, облученных ЭМИ 65 ГГц и подвергнутых воздействию солей металлов, и аналогичными значениями необлученных дафний. Результаты исследований представлены на рис. 6.4.
Из диаграмм видно, что в водной среде в отсутствии металлов трофическая активность у облученных рачков выше на 40% трофической активности необлученных особей. Достоверные отличия трофической активности облученных и необлученных дафний обнаружены в средах с сульфатами ТМ и хлоридами меди и никеля с содержанием катионов 0,0001, 0,001 мг/л. Ионы меди в концентрациях 1,0 и 0,1 мг/л вызывают 100%-ую гибель животных, как необлученных, так и облученных ЭМИ.
Следовательно, на дафниях нами обнаружен тот же эффект ЭМИ КВЧ – повышение жизнеспособности организмов в водных средах, загрязненных солями ТМ, причем солей меди – на уровне ПДКвр.
Таким образом, нами установлено, что кратковременное воздействие ЭМИ КВЧ 65 ГГц низкой интенсивности на микроводоросли S. quadricauda перед инкубированием их в среде с хлоридами ТМ (с концентрацией ионов меди, никеля, цинка и кобальта меньше 0,01 мг/л) приводит к увеличению через сутки интенсивности флуоресценции клеток по сравнению с необлученными образцами, что свидетельствует о росте численности клеток и интенсификации фотосинтеза. Тот же эффект КВЧ-излучения отмечен для D. magna – увеличивается их трофическая активность.
Облучение представителей фито- и зоопланктона миллиметровыми волнами низкой интенсивности можно проводить на стадии их культивирования для применения в пастбищной аквакультуре и в технологиях ремедиации пресных водоемов.
