Содержание к диссертации
Введение
1. Методы борьбы с излишней вегетацией фитопланктона 11
1.1. «Цветение» воды, его показатели, основные причины возникновения и последствия : 11
1.2. Краткая характеристика природных и антропогенных факторов, влияющих на элементы водного баланса Цимлянского водохранилища 14
1.3. Гидрохимическая характеристика Цимлянского водохранилища. 20
1.4. Фитопланктон Цимлянского водохранилища 25
1.5. Обзор методов борьбы с «цветением» воды 28
2. Исследование индивидуального альгицидного действия ионов серебра, меди и цинка на пресноводный фитопланктон 45
2.1. Обоснование методики эксперимента и выбор тест-культуры .
2.2. Изучение индивидуального альгицидного действия ионов серебра на пресноводный фитопланктон 48
2.3. Изучение индивидуального альгицидного действия ионов меди на пресноводный фитопланктон 59
2.4. Изучение индивидуального альгицидного действия ионов цинка на пресноводный фитопланктон 67
3. Исследование совместного действия ионов серебра, меди и цинка на пресноводные организмы 75
3.1. Исследование совместного альгицидного действия ионов серебра, меди и цинка на фитопланктон 75
3.1.1. Актуальность изучения комбинированных действий катионов некоторых тяжелых металлов на водоросли 75
3.1.2. Химико-экологические аспекты исследования альгицидного действия ионов серебра, меди и цинка на пресноводный фитопланктон... 78
3.1.3. Экспериментальные данные совместного альгицидного действия ионов серебра, меди и цинка на пресноводный фитопланктон 84
3.2. Исследование совместного бактерицидного действия ионов серебра, меди и цинка на бактериопланктон 92
3.2.1. Целесообразность изучения влияния ионов тяжелых металлов на бактериопланктон 92
3.2.2. Обоснование методики эксперимента и выбор тест-культуры 93
3.2.3. Изучение индивидуального бактерицидного действия ионов
серебра, меди и цинка на рост лактозоположительной кишечной палочки. 96
3.2.4. Изучение совместного бактерицидного действия ионов серебра,
меди и цинка на рост лактозоположительной кишечной палочки. 99
4. Математико-статистическая обработка экспериментальных данных ... 103
4.1. Поиск уравнений связи между основными параметрами процесса отмирания пресноводного фитопланктона под действием ионов серебра.;... 103
4.1.1. Уравнение зависимости численности клеток микроцистиса от концентрации ионов серебра 103
4.1.2. Уравнение зависимости биомассы клеток микроцистиса от концентрации ионов серебра 108
4.2. Поиск уравнений связи между основными параметрами процесса отмирания пресноводного фитопланктона под действием ионов меди. 111
4.2.1. Уравнение зависимости численности клеток микроцистиса от концентрации ионов меди 111
4.2.2 Уравнение зависимости биомассы микроцистиса от концентрации ионов меди 114
4.3. Поиск уравнений связи между основными параметрами процесса отмирания пресноводного фитопланктона под действием ионов цинка 117
4.3.1. Уравнение зависимости численности клеток микроцистиса от концентрации ионов цинка , 117 4
3.2. Уравнение зависимости биомассы микроцистиса от концентрации ионов цинка 120
4.4. Поиск уравнений связи между основными параметрами процесса отмирания пресноводного фитопланктона при совместном воздействии альгицидов 123
4.4.1. Уравнение зависимости численности микроцистиса от концентрации альгицидов при совместном введении 123
4.4.2. Уравнение зависимости биомассы микроцистиса от концентрации альгицидов при их совместном введении , 128
5. Социально-экономическое и техническое обоснование использования альгицидной активности ионов серебра, меди и цинка 135
5.1. Целесообразность применения воды, прошедшей альгицидную обработку, в целях орошения 135
5.1.1. Краткая характеристика оросительной системы 135
5.1.2. Биологические помехи в эксплуатации оросительных систем и пути их ограничения 137
5.1.3. Эколого-химическое обоснование использования воды из канала, подвергнувшегося альгицидной обработке для орошения 138
5.2. Эколого-техническое обоснование применения ионов серебра и меди для борьбы с цветением фитопланктона в прудах-отстойниках питьевого назначения 147
5.2.1. Характеристика источников водоснабжения 147
5.2.2. Технико-экономические показатели обеззараживания питьевой воды по ГУ «РУЭГВ» , 149
5.2.3. Улучшение качества воды в водохранилище 149
5.3. Эколого-медицинское обоснование замены узла хлорного обеззара живания питьевой воды на осеребрение 158
Общие выводы 168
Литература
- Краткая характеристика природных и антропогенных факторов, влияющих на элементы водного баланса Цимлянского водохранилища
- Изучение индивидуального альгицидного действия ионов меди на пресноводный фитопланктон
- Актуальность изучения комбинированных действий катионов некоторых тяжелых металлов на водоросли
- Уравнение зависимости численности клеток микроцистиса от концентрации ионов серебра
Краткая характеристика природных и антропогенных факторов, влияющих на элементы водного баланса Цимлянского водохранилища
Годовая сумма осадков варьирует от 367 до 512 мм [10]. Залитые угодья, почвы и грунты ложа Цимлянского водохранилища. Наибольшую часть всей площади ложа водохранилища («60%) занимают сенокосы и другие земли, почвы которых представлены луговыми солонцевато-солончаковыми и глинистыми, а также лугово-болотными аллювиальными вариантами, богатыми гумусом.
Эти угодья имеют значительное распространение по пойме и в первые годы заполнения отмечались наибольшей биологической продуктивностью.
В составе затопленных угодий значительное место занимают возделываемые сельскохозяйственные земли, составляющие около 11%. Они представлены в основном черноземовидными плодородными почвами различной выще-лоченности, богатыми азотом и фосфором. При этом для правобережной степной зоны характерны темно-каштановые суглинистые почвы с мощным суглинистым горизонтом, для левебережной полупустыни - светло-каштановые глинистые и суглинистые, со слабой щелочной реакцией [13]. Неудобные земли (балки, овраги, пески) распространяются также сравнительно на большую площадь («18,7%) с малопроизводительными фунтами. Под древесными и кустарниковыми зарослями было занято 11,9% всей площади водохранилища.
До затопления ложа большая часть лесных массивов была вырублена, а на рыболовных тоневых участках раскорчевана, но значительные площади лесов и кустарников затоплены на корню. Остатки затопленной растительности в первый год оказали большое влияние на биогидрохимический режим и развитие гидрофауны. В первые годы функционирования Цимлянского водохранилища обогащение биогенными и органическими веществами было весьма интенсивным. Наиболее энергично вымывались из почвы такие вещества, как хлор, марганец, железо. Кальций и магний, как известно, начинают интенсивно поступать из почв с течением времени [14]. Среднесуточное поступление фосфора из почв затопленных угодий в воду Цимлянского водохранилища колеблется от 0,2-0,4 (луг, сенокос) до 0,5-10 мг/л и от 0,1 до 4,5 мг/л (пашня). Для этих же угодий поступление нитратов колеблется от 1 до 4 мг/л [15].
Уже отмечалось, что значительное количество биогенных и органических веществ привносит берегобрушение и смыв с эродированных земель. Особенно интенсивно это происходит в первые годы существования водохранилища. Так, за первые 6 лет (1952-1957 гг.) с берегов было смыто 130 млн. м грунта, т.е. в среднем за год 21,7 млн. м3 [16].
В 1986-1990 гг. учеными НИИ биологии РГУ под руководством. О.А. Бессонова было проведено комплексное обследование экосистем Цимлянского водохранилища, в частности был выявлен углекислотно-азотно-кислородный дисбаланс. Источником поступления азота в водоем являются промышленные и бытовые стоки с водосбора, а также атмосфера. При этом ускорителем темпов поступления азота в водную толщу служат синезеленые водоросли, являющиеся активными ассимиляторами последнего. Замеры газовых потоков показали, что из атмосферы в водную толщу ежегодно переходят 1957,7-103 т. кислорода, 354,8 7-Ю3 т азота, 53,2-Ю3 т метана и выделяемые из водной толщи в атмосферу 1599,8-10 т/год диоксида углерода [17]. Сопоставление потоков на границе «грунт-вода» и «водная поверхность-атмосфера» показывают, что основная масса организмов минерализуется в водной толще, не достигая дна (92%). Процесс минерализации сопровождается биогенными выбросами в атмосферу СОг и параллельным поглощением кислорода.
По мнению авторов указанной работы в настоящее время происходит односторонняя «перекачка» азота из атмосферы в гидросферу (в балансовом смысле). Следствием этих процессов является прогрессирующее накопление нитратов в воде, постепенное автохтонное закисление водохранилища, учащение аммиачных заморов, укорачивание цикла азота и его замыкание на аммо-нификаторах, нитратофикаторах и синезеленых водорослях. Само же водохранилище представляет собой систему, активно поглощающую из атмосферы кислород и выбрасывающую в нее диоксид углерода.
Выявленный газовый дисбаланс указывает на неравномерность физико-химических и гидробиологических процессов в водоеме. По мнению специалистов НИИ биологии, он превращается в «неустойчивую систему с тенденцией к полному своему вырождению как рыбохозяйственный объект и источник качественной питьевой воды» [17].
При этом следует отметить, что наиболее серьезным фактором является чрезмерное развитие фитопланктона, вызывающего «цветение воды» и дефицита растворенного кислорода в придонных слоях, а в подледный период иногда и во всей толще воды.
В тихую погоду синезеленые водоросли всплывают на поверхность, так как удельный вес их в живом и отмершем состоянии несколько меньше единицы [18]. Скопления организмов образуют поверхностную пленку, препятствующую проникновению в толщу воды солнечного света. Отмечают, что эта пленка поглощает коротко-волновую часть видимого света, разогревается и в результате сама является источником ИК-излучения [19]. Это вызывает отмирание организмов, находящихся в толще воды, т.к. они испытывают кислородное и световое голодание.
«Цветение» воды способствует заиливанию водоема, трубопроводов, отстойников, засорению производственной аппаратуры, в свою очередь отмирание взвесей из микроорганизмов в трубах может содействовать развитию биологических обрастаний [20].
Изучение индивидуального альгицидного действия ионов меди на пресноводный фитопланктон
Согласно [98], методическими подходами при изучении реагирования фитопланктона на воздействие различных факторов являются: лабораторный эксперимент на чистых культурах, модельных популяциях планктонных организмов и на природном планктоне, эксперимент на модельных экосистемах и водоеме.
Тест-объект - это подопытные биологические объекты, подвергающиеся воздействию определенных доз или концентраций веществ, вызывающих у них тот или иной эффект, который регистрируется и оценивается в эксперименте [117, 118]. Выбор тест-объекта определяется целями и задачами исследования. Чаще, в качестве тест-объекта, используются альгологически чистые культуры водорослей, выращенные на питательных средах. По своим морфологическим и эколого-физиологическим особенностям они существенно отличаются от природных штаммов водорослей. Поэтому оценка токсичности в лабораторном опыте является приближенной и условной. В естественных условиях токсиканты действуют не на чистую культуру, а на биоценозы. Поэтому рекомендовано [98] для объективной оценки реакций фитопланктона на воздействие испытываемых веществ экспериментировать с природным материалом, с монокультурами, если их можно обнаружить в природе, или с многовидовыми комплексами, которые встречаются гораздо чаще.
Для изучения влияния ионов серебра, меди и цинка на фитопланктон, в качестве тест-объекта был использован природный планктон Цимлянского водохранилища, собранный в период интенсивного цветения. Материал был собран непосредственно в широкогорлые колбы Эрленмейера на половину объема, которые транспортировались при постоянной аэрации в открытом виде. В натуральных тестах летом использован комплекс синезеленых водорослей, вызвавший цветение воды, доминирующей культурой при этом являлся Microcystis aeruginosa Kiitz. em. Elenk, сопутствующей Aphanizomenon flos-aque (a) Ralfs, единичной - Anabaena sp.
В лабораторных тестах осенью использована природная популяция Microcystis aeruginosa Kiitz. emend. Elenk (f.aeruginosa и f.flos-aqua), которая до эксперимента некоторое время культивировалась искусственно, с периодическим добавлением биогенных веществ.
Популяции находились в хорошем физиологическом состоянии. Для проведения эксперимента водоросли отбирали из верхнего слоя воды, где концентрируются активно вегетирующие клетки.
В лабораторном эксперименте водоросли экспонировали в стеклянных склянках на северном окне при температуре воды 17-20С в течение 6 суток. Исходная концентрация живых клеток в пробе составила около 90,3 тыс. в 1 л.
Пробы отбирали через сутки, на третьи и пятые сутки. В качестве показателей количественного развития водорослей использовали численность, биомассу и количество растворенного в воде кислорода.
Динамику качественных и количественных показателей, а также физиологическое состояние (мертвые, ослабленные и живые клетки) определяли, используя эпилюминесцентную микроскопию [119]. В качестве флюорохрома использовали акредин-оранжевый.
Подсчет клеток микроцистиса и пикопланктона производили с помощью эпилюминесцентного микроскопа МБИ-15 (при увеличении х900) на 20 полях зрения. Учитывая, что Microcystis aeruginosa зачастую формирует колонии различимые даже невооруженным глазом (1,5 - 2,0 мм) и распределение таких скоплений клеток на фильтре очень неравномерно, проба дополнительно просматривалась при увеличении х400 [119]. Концентрацию растворенного в воде кислорода определяли по модифицированной методике Винклера [121].Определение токсономической принад 47 лежности водорослей (вида и формы) проведено с использованием классической литературы [120-122]. Достоверность данных гарантирована проведением исследований на базе аттестованных лабораторий Цимлянской гидрометеобсерватории, АзНИИРХа, центра Госсанэпиднадзора г. Волгодонска. Автор выражает благодарность сотрудникам указанных учреждений за помощь и внимание.
Интенсивность влияния ионов на фотосинтез определялась как величина разности между содержанием кислорода в контрольных и опытных склянках, выраженная в процентах.
Рабочими препаратами были растворы, полученные растворением рассчитанных количеств солей AgN03,CuS04 -5Н20, ZnS04 -7Н20 марки ч.д.а. в бидистиллированной воде с концентрацией 1 мг/л по иону. При необходимо t сти в дальнейшем производили необходимое разбавление бидистиллированной водой. В лабораторных тестах опыты проводились на бидистиллированной воде. В натуральных тестах летом - на воде, отобранной из водохранилища, объем каждой пробы составлял 750 мл. Водоросли использовались ex tempore.
Серия опытов по определению бактерицидной активности ионов серебра, меди и цинка проводилась одновременно с использованием одной и той же тест-культуры, воды и рабочих растворов. Для сопоставимости результатов использовался один контроль из двух проб. В качестве результата определений бралось среднее значение.
В контрольной пробе экспонировались водоросли в условиях, приближенных к природным. Анализ развития водорослей в контрольной пробе способствовал выявлению особенностей вегетирования водорослей в эксперименте и сопоставлению с ним результатов, полученных в опытах с внесением ионов серебра, меди и цинка. Динамика численности и биомассы микроцистиса и пи-копланктона в контрольных пробах, представлена на диаграммах (см. рисунок 2.1 и рисунок 2.2). Эти диаграммы демонстрируют следующие тенденции развития альгоценоза: в начале опыта по численности и биомассе преобладают живые клетки микроцистиса, численность которых составила 90,3 тыс. кл./л., а биомасса 338,6 мкг/л. Через сутки наблюдался результат своеобразного «шока», который испытали клетки, попав в непривычные условия. Бидистиллированная вода, используемая при проведении опыта, не только не содержит биогенных веществ и примесей, но и отличается от пресных природных вод ионным составом. Это и послужило причиной снижения численности (и соответственно биомассы) живых клеток и резкого увеличения числа отмерших клеток.
Актуальность изучения комбинированных действий катионов некоторых тяжелых металлов на водоросли
Несмотря на относительно большое число исследований, посвященных изучению действия серебра, меди и цинка на различные виды водорослей, в литературе встречается довольно ограниченное число работ, учитывающих комбинированное действие ионов указанных металлов, хотя есть все основания предполагать, что действие металлов может быть неаддитивно [124, 125, 126, 127].
На растениях ряски показано [128], что токсичность молибдена может быть снижена добавлением в среду марганца и цинка. Поглощение кадмия водяным гиацинтом тормозится повышением содержания в среде ионов цинка [129].
При культивировании растений на питательных средах, ионы меди могут увеличивать содержание в растениях железа, цинка и марганца, способны ин-гибировать поглощение ионов кадмия, в частности корнями ячменя [130].
Поглощение и токсичность ТМ для растений могут быть снижены добавлением в раствор ЭДТА, ионов кальция, аммония, калия и марганца [131, 132, 133, 134].
Установлено [135], что ионы меди (25,4-25,5 мкг/л) и кадмия (29,2-730,5 мкг/л) ингибировали рост криптоманады на 15-64% в течение 10 сут. наблюдений. При этом полная гибель культуры наблюдалась при концентрации 509,0 мкг/л.
При изучении совместного влияния сульфатов Zn и Си (II) на рост диатомовых водорослей в лабораторных условиях, отмечался синергизм их действия почти на всех исследованных культурах. Обнаружено также повышение . токсичности цинка в присутствии низких концентраций Mg [136]. Однако другие авторы [137] не обнаружили уменьшения токсичности цинка при добавлении магния и фосфора, в то время как кальций снижал токсическое действие цинка при всех значениях рН.
Синергизм был также обнаружен и при исследовании действия Zn и Cd на фотосинтез растений: Zn стимулировал рост Lemna valdiviana и Salvinia natans, а вместе с кадмием угнетал, причем в большей степени, чем сам кадмий (при этом увеличивалось накопление металлов в клетках) [138].
С.А. Патин и Н.П. Морозов [139] установили, что Ni - относительно нетоксичен, но при попадании в водную среду с «медистым стоком», наблюдается увеличение его альгицидного действия в 10 раз [138]. То же самое наблюдается и в отношении меди в присутствии небольших количеств ртути.
Устойчивость водорослей к действию токсикантов может зависеть от условий, в которых они росли до экспериментов. Об известной степени резистентности обследованного бактериального сообщества загрязненного эстуария авторы [140] сообщают, что медь в концентрации 10 мкг/л на 60% снижала обилие бактерий в культивируемых пробах воды из эстуария, и на 30% ингиби-ровала скорость круговорота аминокислот. Чувствительность бактериальных сообществ обуславливалась наличием свободных ионов меди и качеством воды, оказывающей влияние на характер распределения комплексов меди.
В водоемах с высокой концентрацией цинка водоросли были более устойчивы к нему, причем резистентность Н. rivulare и Н. flacidum к исследуемому металлу была связана в основном с генетической адаптацией [141].
Л.Д. Тапочка [142], проводя исследования по определению адаптации водорослей к токсическому воздействию, установил прямую зависимость между диапазоном действующих концентраций и устойчивостью популяций водорослей к токсическому воздействию. Было установлено, что чем больше интервал между минимально действующей и минимально летальной концентрациями токсиканта, тем больше концентрация, к которой в процессе адаптации повышается устойчивость популяции. Объектом исследования служили водоросли Sc. quadricauda. Развитие устойчивости водорослей к меди и ртути происходило медленно и незначительно. Получить культуру зеленой водоросли с повышенной устойчивостью к меди и ртути не удалось.
Корсак М.Н., Лифшиц А.В. [143] при внесении добавок цинка и хрома наблюдали изменение видового состава фитопланктона, с преобладанием новой структуры сообщества, устойчивой к цинку и хрому. В эксперименте, с момента внесения металлов совместное воздействие большинства исследованных комбинаций добавок Zn и Сг наблюдалось, как близкое к аддитивному [142].
На клетках хлореллы обнаружено [144], что в слабощелочном растворе (рН8), поглощение ионов меди, интенсивнее, чем в слабокислом (рН5).
Л.А. Хасанова с сотрудниками [145], исследуя резистентность клеток Anacystis nidulans к ионам меди, установили, что наиболее устойчивыми к действию ионов меди оказались клетки, которые четверо суток находились в состоянии азотного дефицита, наименее устойчивыми - культивировавшиеся в нормальных условиях.
Клетки хлореллы, которые находились перед экспериментом в анаэробных условиях, поглощали большее количество металла, чем находившиеся в условиях аэрации [146].
В экспериментах на сценедесмусе показано, что поглощение ионов ртути, кадмия не зависит от энергетического состояния клеток. Живые и мертвые клетки в этих экспериментах поглощали одинаковое количество металлов [147].
Многие микроэлементы, в том числе магний, кальций, фосфор, могут понижать токсичность тяжелых металлов для одноклеточных водорослей [148].
Сведения относительно совместного действия серебра и других металлов отрывочны. Предполагается, что кадмий и цинк усиливают поступление серебра в организм млекопитающих, путем влияния на синтез металлотионеинов -белков, переносчиков металлов. Ионы серебра замещают кадмий и цинк в них, в результате чего, поступление серебра в организм усиливается [149]. Селен снимает токсический эффект серебра, выступая как его антагонист у млекопитающих. Медь также выступает как антагонист серебра, уменьшая его негативное действие в экспериментах с животными [150].
Уравнение зависимости численности клеток микроцистиса от концентрации ионов серебра
Данные результатов исследования показали, что действие ионов серебра в концентрациях 1,0; 0,1; 0,01 мг/л уже через 30 минут полностью подавляют рост E.Coli (см. рисунок 3.8). При концентрации серебра 0,001 мг/л через 30 минут плотность культуры снизилась до 104, через 60 до 10 кл/л, с увеличением времени экспозиции до 90 мин, наблюдалось полное подавление тест-культуры (см. рисунок 3.9.)
Действие ионов меди при концентрации 1,0 мг/л, показало, что уже через 30 минут произошло действия не наблюдалось.
Ионы полное подавление тест-культуры (см. рисунок ЗЛО). При концентрациях меди 0,1; 0,01; 0,001 мг/л подавление роста культуры не происходило. Под действием ионов цинка 1,0 мг/л, через 30 минут наблюдалось снижение роста культуры до 106, через 60 минут - до 105 Кл/л, практически полное подавление культуры наступило через 90 минут (см. рисунок 3.11). При концентрации цинка 0,1; 0,01; 0,001 мг/л, бактерицидного действия ионов цинка на тест-культуру не наблюдалось. Из полученных данных можно сделать вывод, что ионы серебра обладают хорошо выраженным бактерицидным действием. Установлено, что при температуре 37С, ионы серебра при концентрации 1,0; 0,1; 0,01 мг/л, способны полностью подавлять рост E.Coli. При концентрации серебра 0,001 мг/л подавление плотности тест-культуры наступает через 90 минут. Ионы меди проявляют бактерицидную активность при концентрации 1 мг/л, при этом подавление плотности тест-культуры наблюдается через 30 минут. При меньших концентрациях бактерицидного цинка проявляют бактерицидную активность при концентрациях 1 мг/л через 90 минут. При дальнейшем снижении концентрации, бактерицидного действия не наблюдалось. 60 120 нарост E.Coli 3.2.4. Изучение совместного бактерицидного действия ионов серебра, меди и цинка на рост лактозоположительной кишечной палочки Целью данного исследования было нахождение минимальных концентраций ионов металлов, которые при совместном действии оказывали бы эффективное бактерицидное воздействие на рост испытываемой тест-культуры. Подобное исследование, очевидно, важно с экономической, экологической и санитарно-гигиенической точек зрения.
Исходя из полученных данных предыдущих исследований по определению минимальных концентраций бактерицидного влияния каждого катиона металла в отдельности на Е. Coli, концентрация ионов серебра нами была определена равной - 0,005 мг/л. Таким образом, испытывались растворы с различными комбинациями ионов металлов Ag+-Cu2+ и Ag+-Cu2+-Zn +.
При комбинациях Ag+-Cu2+ (при содержании серебра 0,005 мг/л), ионы меди вводились в количестве 0,1; 0,01; 0,005 мг/л. Анализ экспериментальных данных показал, что при совместном действии ионов Ag 0,005 мг/л и Си 0,1 мг/л уже через 30 минут плотность тест-культуры составила менее 101. Действие ионов Ag+ (0,005 мг/л) и Си2+ (0,01 мг/л) также привело к снижению плотности тест-культуры через 30 минут, но до 103, через 60 минут до 102, через 90 минут до 101, через 120 минут плотность тест-культуры составила менее 10 (см. рисунок 3.12).
Таким образом, ионы серебра в комбинации с Си2+ действуют более активно как ингибиторы. Медь усиливает бактерицидные свойства серебра, и при более низких концентрациях металлов происходит снижение роста культуры. Так, при концентрациях Ag 0,005 мг/л и Си 0,01 мг/л наблюдалось полностью подавление плотности тест-культуры уже через 30 минут, и даже снижение вдвое концентрации ионов меди (при прежней концентрации серебра), постепенно приводило к снижению плотности тест-культуры через 90 минут и полному подавлению через 120 минут. Раздельное действие ионов тех же концентраций такого эффекта не давало.
Очевидно, что в случае совместного действия Ag -Си проявляется си-нергетическое влияние ионов, взаимно усиливается бактерицидные свойства серебра и меди.
Важно отметить, что в опытах на фитопланктоне ионы меди более активно подавляли рост клеток, чем ионы серебра. По-видимому, медь более альги-статичнее, чем серебро. В настоящих опытах, с тест-объектом E.Coli, более активны ионы серебра. Они обладают мощным бактерицидным действием, что очевидно и неоднократно отмечалось многими исследователями [102, 103].
В опытах с комбинацией ионов Ag+-Cu2+-Zn2+, в раствор вводились катионы Ag+ и Си2+ по 0,005 мг/л каждый и катионы цинка в концентрациях 0,1; 0,01; 0,001 мг/л (см. рисунок 3.13). Полученные данные свидетельствуют о нарастании подавляющего действия ионов в течение 90 мин в концентрации Ag+--0,005, Cu2+ - 0,005, Zn2+ - 0,1 мг/л и полном подавлении тест-культуры через 120 мин.
Такое же бактерицидное действие наблюдалось при снижении содержания ионов цинка в 10 раз при прежней концентрации серебра и меди. Уменьшение концентрации ионов цинка до 0,001 мг/л показало, что полное подавление тест-культуры происходило через 150 минут. При сравнении совместного действия ионов комбинации Ag+-Cu2+ и Ag+-Cu2+-Zn2+, очевидно, что при одних и тех же концентрациях Ag и Си при добавлении ионов Zn2+, скорость отмирания Е. Coli уменьшается. Таким образом, цинк является антагонистом для ионов металлов комбинации Ag+-Cu2+-Zn2+ применительно к процессу ингибиро-вания роста Е. Coli.
Возможно, в данном случае, он выступает в роли своеобразного «микроудобрения» для бактерий и является для них питательной средой. Следует отметить, что цинк является незаменимым микроэлементом и применяется как необходимая добавка для некоторых питательных сред в пределах 0,008 мг/л [98].
На основании результатов эксперимента можно сделать вывод, что ионы меди до концентрации 0,01 мг/л, положительно влияют на бактерицидную активность малых доз ионов серебра, напротив, добавление ионов цинка, снижает бактерицидную активность ионов серебра и меди.
