Содержание к диссертации
Введение
Глава I. Обзор литературы. 4
1 .Содержание и формы тяжелых металлов в пресных водах. 4
2. Взаимодействие соединений тяжелых металлов с компонентами среды 9
3. Токсичность тяжелых металлов для водорослей 15
4. Влияние тяжелых металлов и других поллютантов на пресноводный фитопланктон "in sityft 23
5. Поглощение тяжелых металлов и ответные реакции водорослей на их действие 28
Экспериментальная часть 33
Глава II. Материалы и методы исследования 33
1. Объекты и материалы исследования 33
2. Методы исследования 36
Глава III. Исследование влияния тяжелых металлов на рост и развитие микроводорослей 40
1. Вьфащивание водорослей СЫогеНа в лабораторных условиях 40
2. Изучение зависимости скорости роста культуры водоросли Chlorella vulgaris от освещенности 47
3. Влияния тяжелых металлов на рост численности микроводорослей 49
Глава IV. Экспресс-флуоресцентный анализ влияния тяжелых металлов на фотосинтетические показатели микроводорослей 61
1. Флуореценция хлорофилла водоросли хлорелла при раздельном и совместном воздействии тяжелых металлов 61
2. Влияние некоторых ТМ на относительный выход переменной флуоресценции хлорофилла и замедлешгую флуоресценцию водоросли С. pyrenoidosa 80
Глава V. Флуоресцентный анализ состояния микроводоросли при действии ТМ и сточных вод
1 Спектры флуоресценции при анализе соотношения автотрофной и гетеротрофной компонент микроводорослей при действии ТМ и сточных вод
2. Оценка состояния водорослей Chlorella по замедленной флуоресценции при действии ТМ и сточных вод Курьяновской станции аэрации
Основные выводы
Список литературы
- Взаимодействие соединений тяжелых металлов с компонентами среды
- Влияние тяжелых металлов и других поллютантов на пресноводный фитопланктон "in sityft
- Изучение зависимости скорости роста культуры водоросли Chlorella vulgaris от освещенности
- Влияние некоторых ТМ на относительный выход переменной флуоресценции хлорофилла и замедлешгую флуоресценцию водоросли С. pyrenoidosa
Введение к работе
В настоящее время при оценке экологических последствий антропогенного загрязнения водных экосистем, в том числе, тяжелыми металлами (ТМ) получила признание концепция использования организмов-биомаркеров. Реакция биомаркеров (их отклик на действие токсикантов) является важным показателем при установлении связи между действием токсиканта и экологическими эффектами как на уровне отдельных организмов, так и на уровне популяций. Биомаркеры дают ценную информацию не только о действии самого загрязнителя, но и его метаболитов (Капков, 2003). Взаимодействия токсикантов в среде и организме синергетического или антагонистического характера, интегрируются в ответных реакциях биомаркеров. Биомаркеры, отражая кумулятивный эффект действия загрязняющих веществ, могут широко использоваться при исследоваїгаи состояния водных экосистем, подверженных антропогенному загрязнению. Среди глобальных загрязнителей особую опасность представляют ТМ со множественными путями их поступления в гидросферу. Циркулируя в биосфере, ТМ в итоге аккумулируются в гидробионтах, в том числе на уровне фотосинтезиругощих организмов первого звена трофической цепи, которые являются основой функционироваїгая водных экосистем, что приводит к нарушениям в первичном продуцировании органического вещества (Rai et al., 1981; Максимов, 1983; Маторин, 1993). В связи с этим, ответные реакции водорослей на действие антропогенных факторов являются важнейшими и, вследствие этого, изменения их структурно-функциональных характеристик могут служить репрезентативными показателями изменений или нарушений качества водной среды как среды обитания. На этом и основано использование многих параметров состояния сообщества микроводорослей для целей биологического мониторинга. Способность водорослей аккумулировать ТМ указывает на возможность их использования для биотестирования, мониторинга, прогноза уровня загрязнения, а также определения их роли в процессах самоочищения. Кроме того, микроводоросли могут служить биомаркерами (или биоиндикаторами) долговременных токсических воздействий и их отклики, регистрируемые в эксперименте, позволяют принимать превентивные меры до наступления необратимых изменений в водных экосистемах, а также разрабатывать современные нормы ПДК (Рыбальский и др., 1993).
Основные трудности, возникающие при оценке действия загрязняющих веществ на водоемы возникают в связи с перенесением результатов лабораторых экспериментов, проводимых в строго контролируемых условиях, на приводные условия (Кожова, Бейм, 1993.
Таким образом, микроводоросли как биомониторы позволяют получать не только интегральную картшгу загрязнения водных экосистем, но и открывают новые возможности в разработке практических задач удаления загрязняющих веществ из природных и сточных вод.
Однако, степень изученности процессов воздействия загрязняющих веществ, в том числе и ТМ на фотосинтетические процессы, особенно, начальные стадии трансформации световой энергии в клетках, остается недостаточной. Перспективным при исследовании экологических последствий загрязнения водоемов представляется изучение флуоресцентных характеристик микроводорослей, прямо связанных как с определением интактности фотосинтетического аппарата, так и с нарушениями процессов преобразования энергии возбуждения, эффективность которых определяет продукционные свойства микроводорослей и качество водной среды как среды обитания. Этими положениями и определяется направление исследований, представлеіпшх в данной работе.
Цель и задачи исследования. Основная цель заключалась в изучении откликов микроводорослей как биомониторов на действие ряда ТМ и некоторых сточных вод по ростовым и функциональным показателям, отражающим общее физиологическое состояние водорослей и эффективность функционирования фотосинтетического аппарата«В связи с этим были поставлены следующие задачи:
- изучить в лабораторных условиях реакции микроводорослей (рост, активность фотосинтетического аппарата) на раздельное действие ТМ;
- исследовать комбинированное действие ТМ на функциональное состояние клеток культуры микроводорослей в длительных экспериментах;
- определить ряд токсичности ТМ по флуоресценции хлорофилла клеток зеленых микроводорослеи;
- оценить токсичность ТМ и многокомпонентных сточных вод по отдельным параметрам замедленной флуоресценции хлорофилла культур зеленых микроводорослеи;
провести предварительное определение изменений соотношения автотрофных и гетеротрофных процессов в клетках водорослей при действии сточных вод и ТМ по спектрам флуоресценции
Научная новизна. Впервые осуществлен комплексный анализ состояния зеленых микроводорослеи с использованием количественных характеристик прироста биомассы и флуоресцентных методов анализа функционального состояния фотосинтетического аппарата клеток, в частности фотосистемы 2 в условиях действия ТМ и сточных вод.
Практическая значимость. Полученные результаты могут быть использованы при анализе функциональных характеристик при экспресс-диагностике состояния популяций водорослей для оценки антропогенного воздействия и составления прогноза продукционных свойств водных экосистем. Разработанные подходы и использованные методы могут найти применение при обосновании и коррекции ПДК для ТМ. Результаты работы могут быть также использованы в учебном курсе «Методы экологического мониторинга» для студентов-экологов РУДН и других высших учебных заведений эколого-биологического профиля.
Основные положения, выносимые на защиту. Биомониторинг состояния микроводорослеи при действии ТМ и стоков, содержащих ТМ должен основываться на оценке функциональных нарушений фотосинтетического аппарата, определяемых с использованием комплекса флуоресцентных методов, объективно отражающих степень повреждения клеток и связанных с процессами поглощения и накопления ТМ и иных загрязняющих веществ. Функциональные повреждения являются основой нарушения процессов роста, снижения продуктивности и ухудшения качества водной среды как среды обитания.
Взаимодействие соединений тяжелых металлов с компонентами среды
Тяжелые металлы в отличие от многих других неорганических и органических загрязнителей могут находиться в природных водах в виде разнообразных форм - взвесей и коллоидов, простых гидратированных ионов, моноядерных и полиядерных продуктов гидролиза, комплексных соединений с неорганическими и органическими лигандами. Эти формы имеют различную биологическую активность и воздействуют на водные организмы по-разному, являясь либо токсичными, либо необходимыми продуктами питания гидробионтов, либо нейтральными в отношении к ним. Вследствие сложного компонентного состава природных вод один и тот же металл может образовывать в зависимости от условий водной среды множество различных соединений, по-разному действующих на биологические объекты (Набиванец и др., 1987).
Большинство токсических веществ отрицательно действуют на экологическую целостность водоемов и рек, так как, попадая в водоем, они изменяют физические, физико-химические свойства воды, изменяют количество и качество кормовых организмов, нарушают биологическое равновесие в водоеме и процессы самоочищения, тесно связанные с жизнедеятельностью одноклеточных организмов - бактерий, водорослей и простейших (Лукьяненко, 1967; Метелев, 1971).
В противоположность пестицидам и другим органическим загрязнениям, которые могут разлагаться в водной среде, тяжелые металлы не исчезают из водной экосистемы и после трансформации в донных осадках мигрируют в толщу воды, где вновь становятся опасными для живых организмов. Под влиянием загрязнений экосистема изменяется довольно сложно. Направление происходящих изменений зависит как от качества и количества загрязнений, так и от особенностей самой системы. Водные организмы оказывают существенное влияние на формирование качества воды, но и их жизнедеятельность в свою очередь зависит от физико-химического режима водоема. На эти взаимозависимости накладывается влияние сезонных изменений климата. Кроме прямого влияния загрязнений на гидробионты, формируются вторичные, опосредованные влияния, создается «паутина» связей и взаимообусловленностей (Строганов, 1979).
Известно, что при поступлении в водоемы химические загрязнители способны претерпевать под воздействием комплекса физико-химических и биологических факторов различные химические превращения, приводящие как к их полному распаду, так и к частичной трансформации. Эти процессы могут приводить и к уменьшению неблагоприятного действия, оказываемого загрязнителем на качество воды, и к его увеличению. В частности, возможно образование продуктов более токсичных, чем исходные вещества (Стом и др., 1988). Степень и скорость разрушения зависят, прежде всего, от природы загрязнителя, от организмов, участвующих в этом разрушении, от времени и физико-химических факторов (рН, концентрации Ог, солености, жесткости) (Строганов, 1979).
Например, изменение степени окисления ТМ в ходе химических превращений сказывается сильнейшим образом, например на степени их токсичности. Так, ионы Сг3 в трехвалентном состоянии являются малотоксичными; при рН 4 эти ионы существуют в форме гексаакваионов и по мере увеличения рН образуют уже гидроксикомплексы и полиядерные комплексы с кислородными мостиками.
Одним из важнейших факторов, влияющих на токсичность ТМ, является наличие в среде растворенного органического вещества, с которым ТМ способны образовывать комплексы (Маккнайт, 1979). Каждый из названных факторов может ускорить или задержать разрушение. Природные органические вещества довольно легко разрушаются бактериями, простейшими, грибами и другими гидробионтами. Созданные человеком хлорорганические пестициды, детергенты, а также ТМ, радиоактивные долгоживущие изотопы долго сохраняют токсичность, мигрируя по пищевой цепи (Строганов, 1979).
Накопление ТМ в гидробионтах обусловлено тем, что многие из них относятся к числу микроэлементов, необходимых для жизнедеятельности живых организмов, и после их отмирания они локализуются в органическом детрите. Следует также отметить способность ТМ аккумулироваться в очень больших концентрациях и вызывать вторичное загрязнение водоемов и рек (Лукьяненко, 1983). Кроме материальной кумуляции, ТМ вызывают функциональную кумуляцию - накопление токсических эффектов (Колосова, Носов, 1983; Лукьяненко, 1983). Этим и объясняется их длительное влияние на организмы.
Аккумуляция ТМ в донных отложениях - следствие связывания их со вывешенными веществами и последующим осаждением. Физико-химические условия водной массы определяют формы миграции ТМ. Таким образом, форма нахождения металлов определяются средой, а их изменения - это ответ на изменение состояния среды. Следовательно, поступление ТМ в водоемы в дальнейшем оказьшает свое влияние на их продуктивность через сложную систему химических, физических и биологических взаимодействий.
Как известно, механизм действия ионов тяжелых металлов на живые организмы объясняют в основном блокированием (SH-) групп, содержащихся в молекулах ферментов, вследствие чего в организме возникают различные морфологические и функциональные изменения, некоторые из которых могут служить индикаторными функциями на присутствие в питательной среде катионов металлов (Туманов и др., 1987). Связывание металлов, поступивших в ткани растений, определяется способностью этих элементов к образованию комплексов с различными органическими соединениями (Ильин, 1985). Хелатирование ионов металлов происходит путем связывания их с целым рядом функциональных групп органических соединений: карбоксильными, амидо- и аминогруппами, гидроксильными, сульфгидрильными и кетогруппами (Демина и др., 1983). Стабильность этих комплексов описывается рядом устойчивости хелатов Ирвинга-Вильямса: Mg Са Cd Мп Со Zn Ni Си РЬ Hg (Мур, Рамамурти, 1987). Существуют различия в способности отдельных классов органических соединений образовьгоать комплексы с ионами металлов. Показано, что белки преимущественно связываются с Fe, Zn, V, Сг, Mo, флавины - с Fe, Мп, Мо, порфирины - с Fe и Со, фосфаты - с Ті, липиды - с Fe, Ni, Ті, Си, Мп (Bowen, 1966). В белках ионы металлов могут как входить непосредственно в состав активных центров ферментов, так и обеспечивать структурную организацию белковых макромолекул, необходимую для их нормального функционирования
Влияние тяжелых металлов и других поллютантов на пресноводный фитопланктон "in sityft
Известно, что планктон и различные токсиканты встречаются в пресных и соленых водах земного шара. Так как эти загрязнения в естественных водоемах присутствуют совместно, то очень важно исследовать их взаимодействие. В настоящее время на различных планктонных организмах проводятся широкие исследования токсичности ТМ, но наши знания о токсичности металлов почти полностью основываются на лабораторных экспериментах. Г. Брайен пришел к выводу, что многие эксперименты проводились при использовании столь редко встречающихся концентраций металлов, что возникают сомнения в достоверности результатов. Многие экологи указьшают на необходимость экспериментальныхисследований влияния загрязнения на экосистему в целом и на полезность экспериментов in situ для таких исследований водных экосистем.
В мировой практике исследований водной среды наивысшее развитие использование изолированных экосистем in situ получило в работах, выполненных по программе СЕРЕХ. Изолированные экосистемы успешно применялись для изучения воздействия меди, кадмия, ртути, марганца, железа и нефтепродуктов на различные группы организмов, а также для чисто экологических исследований.
Устойчивость водорослей к ТМ зависит от условий роста до экспериментов. Было показано, что Chlorella и Scenedesmus, взятые из озер, в которых Си и Ni содержались в больших количествах (700 мкг/л Си и 300 мкг/л Ni) были устойчивее к воздействшо этих ТМ, чем лабораторные культуры (Stokes, 1975).
Однако, природный фитопланктон оказался более чувствительным к добавкам ТМ, чем лабораторные культуры водорослей. При исследовании совместного влияния металлов оказалось, что РЬ, Си и Cd действуют на фотосинтез водорослей как синергисты (Ибрагим, Патин, 1975). У погруженных высших водных растений в водах р. Мульде при концентрации Со 2-4 мг/л ассимиляция С02 у Amblystegium riparium снижалась на 35%, а у Potomogeton pectinftus - на 25%. Zn в концентрации 2 мг/л уменьшал ассимиляцию ССЬ на 60% (Horbach et al, 1976).
Специфика металлов - довольно узкий диапазон между зоной оптимальных концентраций и зоной ингибирующего воздействия и, следовательно, является реальной (в условиях роста масштабов загрязнения) достижимость этой зоны. Рассмотренная выше особешюсть влияния металлов на изолированную популяцию водорослей проявляется и в сообществах фитопланктона. Однако ингибирующее воздействие осуществляется на фоне межпопуляционных взаимодействий. Специальные исследования влияния ТМ на природные сообщества фитопланктона в условиях, максимально приближенных к естественным, обнаружили сложные структурные и динамические изменения в функционировании модельного альгоценоза, которые сводятся к фазовым реакциям клеток на присутствие в среде токсичных веществ. Гораздо менее очевидны и недостаточно изучены эффекты воздействия низких концентраций загрязняющих веществ на сообществафитопланктона в условиях хронического загрязнения. Одним из вероятных путей воздействия является нарушение сложной системы внешнеметаболических связей фитопланктонного сообщества (Патин, 1979). Вместе с тем Л. П. Брагинский (1977), рассматривая безуспешные попытки найти эффективный альгицид для борьбы с «цветением» воды в водоемах-охладителях ТЭС, показал, что сообщества фитопланктона обладают целым набором буферных систем, способствующих повышению устойчивости этого звена водной экосистемы.
Показано, что влияние химических загрязнений на фитопланктон сказывается в первую очередь на величине первичной продукции (Брагинский, 1987), так как фотосинтез одноклеточных водорослей оказался наиболее чувствительным процессом к действию загрязняющих веществ. Было найдено, что для одноклеточных водорослей характерны не элиминация в токсической зоне, а подавление биопродукционного процесса, наиболее важного и фундаментального, лежащего в основе всех явлений трансформации и передачи вещества и энергии в водных экосистемах. Именно поэтому одноклеточные водоросли относятся к числу наиболее уязвимых к токсическим воздействиям групп гидробионтов (Патин, 1979). Ингибирование фотосинтетической активности водорослей при хроническом загрязнении может привести не только к уменьшению первичной продукции, но и к изменению продукционного процесса в целом водоеме. Поэтому одним из основных показателей токсичности химических веществ является фотосинтетическая активность водорослей. Интенсивность фотосинтеза может служить надежным критерием жизнеспособности водорослей в испытуемой среде, т.е. быть основой для использования в качестве биотеста (Брагинский, 1987).
Ингибирование процесса фотосинтеза фитопланктона в результате загрязнения водоемов может привести не только к понижению первичной продукции, но и к уменьшению содержания кислорода и этим самым нарушить процессы фотосинтетической аэрации воды. Найдено, что фотосинтетическая аэрация воды пропорциональна первичной продукции, служит важным фактором в самоочищении водоемов (Винберг, 1961).
Влияние загрязненных донных отложений на циклы роста и разнообразие бентосных сообществ водорослей изучалось в мелководных озерах Северной
Канады. Валовое содержание ТМ было высоким в районе сброса сточных вод (рудник) и быстро снижалось по мере удаления. Хотя плотность популяций водорослей в зоне максимального загрязнения в целом была незначительная, в период максимального роста они распространялись до зоны с фоновым содержанием. Доминирующие виды в озере были те же, что и на прилегающей территории, однако общее количество видов около рудника было меньше, чем в любом другом месте озера. На основе получешшх данных установлено, что 1) видимое морфологически воздействие металлов на водоросли в разное время года различно; 2) вид-индикатор загрязнения ТМ отсутствует; 3)показатель разнообразия видов не является надежным индикатором в условиях слабо загрязненных донных отложений. Было изучено совместное влияние ТМ и низких рН на плотность и видовой состав фитопланктона ряда озер, загрязненных отходами рудников. Бурые водоросли Peridinium inconspicuum доминировали во всех подкисленных озерах (рН 6.5), составлял до 30-55% всей биомассы водорослей. В более щелочных водах преобладали жгутиковые хризофиты. Как правило, биомасса водорослей более четко коррелировала с содержанием фосфора, нежели со значениями рН. Несмотря на высокие концентрации меди, и никеля, ярко выраженной корреляции между биомассой и содержанием ТМ не отмечалось (Мур, Рамамурти, 1987).
Как показывают ряд авторов, концентрации цинка, необходимые для нормального развития зеленых и сине-зеленых водорослей, варьируют в широком диапазоне (от 0,08 до 4 мг/л). По данным опытов, проведенных З.К. Сейзумой с соавторами (1986), в районе Рижского залива концентрация цинка 1 мг/л уже ингибирует развитие диатомовых водорослей, но при концентрации 0,1 мг/л их развитие стимулируется по сравнению с контролем. Таким образом, концентрации цинка, необходимые для нормального развития диатомовых водорослей планктона, составляют 0,1-1 мг/л. влияние свинца исследовано главным образом на зеленых протококковых водорослях. Доказано, что воздействие на некоторые из этой группы водорослей свинца в небольших концентрациях (от 0,1 до 1,0 мг/л) приводит к повышению содержания хлорофилла в клетках. При более высоких концентрациях этого элемента происходит нормальное развитие большинства
Изучение зависимости скорости роста культуры водоросли Chlorella vulgaris от освещенности
Рост культуры Chlorella vulgaris зависит от освещенности (80 Вт/м2, 40 Вт/м2, 20 Вт/м ), что видно по показателю скорости роста культуры, определяемой по изменению оптической плотности суспензии клеток при наблюдении 8 час. или 20 сут. (табл. 4, 5). Рост и развитие культуры, как известно из литературы, сопровождается изменением как активных, так и пассивных транспортных процессов через мембрану клеток, причем в определенные сутки культивирования активный перенос ионов преобладает над пассивной проницаемостью До 4 сутокнаблюдали и меньшую зависимость скорости роста от освещенности. Влияние интенсивности света на скорость роста несущественна, она максимальна на 5-7 сутки, когда наблюдали максимум числа жизнеспособных клеток в культуре, что подтверждалось максимальными значениями в эти сроки коэффициента поляризации (жизнеспособности) (Чапаева, 2004). Когда на 10-12 сут. уровень функционирования активных транспортных процессов минимален; мы наблюдали Как показано ранее, в период 6-11 сут. роста число мертвых клеток увеличивалось, а с 12 сут. начиналась фаза отмирания, когда все функциональные параметры достигали своих минимальных значений - скорость выделения кислорода, активность ФС 2 (Плеханов, Максимова, 1995). С увеличением возраста культуры усредненная жизнеспособность клеток снижается, растет количество мертвых и функционально мертвых клеток, зависитмость роста от освещенности снижается. В начале кривой роста тгазкая зависимость от освещенности может быть связана с прохождением лагфазы, процессами адаптации клеток к условиям среды и общим снижением их чувствительности (Гапочка, 1981).
В настоящей работе представлены результаты исследований процессов воздействию ионов ТМ - Fe, Си, Zn, Cd, Pb, Ni в различных коїщентрациях на водоросль Chlorella vulgaris. В результате обнаружена высокая чувствительность культуры зелёных микроводорослей к действию ТМ при их раздельном и совместном присутствии. Было обнаружено существенное влияние ТМ на скорость роста численности клеток в условиях острых и длительных экспериментов.
Влияние ТМ на прирост численности клеток при раздельном воздействии на водоросль Chlorella vulgaris представлены на на рис. 6 (Cd 0,005-1 мг/л), рис. 7 (Zn 0,1-10 мг/л), рис. 8 (Ni 0,2-4 мг/л), рис. 10 (Pb 0,01-4 мг/л) соответственно. Из рисунков видно, что ТМ при их раздельном добавлении к суспензиям клеток вызывали снижение прироста численности водорослей и нарушения в характере прироста численности клеток. Наиболее значительные эффекты наблюдали при действии повышенных концентраций относительно норм ПДК ионов Cd (рис. 7).звестно, что исследуемые нами ТМ приводят к различным по величине токсическим эффектам в зависимости от контролируемого физиологического или биохимического параметра (Rai et al., 1981). В связи с этим затрудняется подбор концентраций ТМ для проведения исследований по раздельного или комбинированного действия - по принципу равного в большинство ингибирующего действия по какому-либо параметру или путём использования равных концентраций.
Кадмий при воздействии на водоросль СЫогеНа vulgaris в концентрациях 0,01 и 0,005 мг/л в первые 24 час. вызывал некоторую стимуляцию рприроста численности, которая сменялась подавлением прироста после 39 час. наблюдений, а в более высоких концентрациях - 0,05 - 1 мг/л происходило устойчивое подавление роста относительно контроля, вплоть до прекращения прироста клеток (рис. 6). Из данных литературы известно, что в первые сутки от начала контакта ТМ с клетками водорослей происходит их быстрое накопление, затем часть накопленных металлов выводится из клеток (Горюнова идр., 1984; Плеханов, 1999). Возможно, что эффекты стимуляции прироста в невысоких крнцентрациях Cd связаны с возможностями его действия, близкими к действию Са на внешние мембраны, что может повысить жизнеспособность клеток (Воробьев и др., 1973).
Цинк оказался значительно менее токсичным для водоросли С. vulgaris. Концентрация Zn 0,1 мг/л впервые 24 ч также вызывала незначительную стимуляцию роста, а подавление прироста численности происходило при концентрациях 1-10 мг/л, причем при 1 мг/л Zn прирост численности клеток был практически постоятшым, а более высокие концентрации подавляли прирост клеток (рис..7). Такие различия в скорости роста приводят к изменениям характера формы кривой роста, а именно, Zn (более 0,1 мг/л) элиминирует экспоненциальную фазу роста культуры. Никель (0,2 мг/л) стимулировал прирост клеток водоросли почти до 40 час наблюдений. Концентрации Ni 05 - 4 мг/л после первичного подавления прироста клеток в 1-е сут. опыта также приводил к увеличению скорости роста, а после 75 час. опыта практически все исследованные концентрации подавляли скорость роста относительно контроля (рис. 8).
Влияние некоторых ТМ на относительный выход переменной флуоресценции хлорофилла и замедлешгую флуоресценцию водоросли С. pyrenoidosa
Исследовали ранние процессы развития токсического действия Zn, Со, Cd (ТМ) в концентрациях 0,01 - 100 мМ на фотосинтетическую активность клеток водоросли Chlorella pyrenoidosa Chick. S-39. Показано, что начальные эффекты действия ТМ выражаются в быстром (0,5 -2 ч) уменьшении скорости фотоиндуцированного выделения кислорода клетками водоросли. Подавление металлами относительного выхода переменной флуоресценции хлорофилла (Fv/Fm) С. pyrenoidosa и его динамика свидетельствуют о быстрой инактивации фотосистемы 2 (ФС 2). Анализ индукционной кривой замедленной флуоресценции хлорофилла клеток Chlorella дает основания полагать, что на ранних стадиях токсическое действие Zn, Со, Cd в исследованных концентрациях проявляется не только в подавлении электронного транспорта вблизи ФС 2, но и в уменьшении степени энергизации фотосинтетических мембран. Следовательно, начальные процессы развития токсического действия Zn, Со, Cd связаны в первую очередь, со снижением эффективности световых реакций фотосинтеза, что и определяет в дальнейшем ухудшение продукционных свойств водоросли.
Известно, что первичная продукция планктонных водорослей в значительной степени определяется эффективностью световых реакций фотосинтеза (Oquist et al., 1982). Тяжелые металлы (ТМ), в том числе, цинк, кадмий, кобальт относят к группе наиболее опасных загрязнений среды обитания водорослей (Rai et al., 1981; Мур, Рамамурти, 1987; Рыбальский и др., 1993). Одним из основных показателей токсичности ТМ для планктонных водорослей является степень воздействия на фотосинтетическую активность и следовательно, первичную продукцию (Брагинский и др., 1987). Фотосистема 2 (ФС 2) и комплекс разложения воды являются наиболее уязвимыми при действии стрессовых факторов (Климов, 1996). Это используется при исследовании реакций водорослей и растений на стрессовые воздействия по параметрам быстрой или замедленной флуоресценции (ЗФ) хлорофилла (Хл) (Карапетян, Бухов, 1986; Маторин, Венедиктов, 1990).
Развитие токсического эффекта зависит от концентрации ТМ в среде, скорости их накопления в клетках, адаптационных возможностей водорослей. В условиях накопительной культуры зеленых микроводорослей нами было показано, что наиболее интенсивное накопление Zn, Со или Cd клетками происходло в первые 24 час. от начала контакта с ТМ , что приводило к снижению скорости роста численности клеток (на 30 - 50 %), что наблюдали при концентрациях 1-10 мМ Zn, 0,1 - 1 мМ Со, 0,01 - 0,5 мМ Cd. (Горюнова и др., 1984; 1990; Гапочка и др., 1995). В адаптационных процессах большое значение имеют быстрые изменения в световых реакциях фотосинтеза, направленные на оптимизацию электронного транспорта (ЭТ) и энергетического баланса, в результате чего снижается вероятность окислительной деструкции фотосинтетического аппарата (Hansen et al., 1991; Mulkey, Реагсу, 1992). Поэтому ранние эффекты действия ТМ на световые реакции фотосинтеза могут оказаться определяющими щ$ Ъъ&ЗКЕЖЦР продуктивности клеток зеленых водорослей.
Фотосинтетическая активность клеток С. pyrenoidosa, измеренная по СВК быстро подавлялась после начала инкубирования клеток с Zn, Со или Cd в концентрации 1мМ. К 6 ч СВК по сравнению с контролем в присутствии Zn составила 85 % , Со - 60 % , Cd - 45 %. Увеличение концентрации ТМ до 10 мМ привело к еще большему снижению СВК, особенно в первые 0,5 - 2 ч от начала гагкубирования клеток с ТМ (рис. 24). Характер подавления СВК водоросли С. pyrenoidosa в присутствии Zn, Со, Cd указьгеает, что воздействие ТМ на фотосинтетический аппарат клеток быстро развивается в первые часы от начала контакта, что отражается в снижении фотосинтетической активности. Скорость фото индуцированного выделения кислорода характеризует активность всей ,с -электронтранспортной цепи (ЭТЦ) от НгО до ССЬ и зависит как от световых,так и от темновых реакций фотосинтеза. Поэтому данные по подавлению скорости фотосинтеза при действии используемых в опытах ТМ не дают возможности определить повреждаемый участок метаболизма. Поскольку ФС 2 и система окисления воды являются наиболее уязвимыми при действии стрессовых факторов среды, было исследовано влияние Zn, Со или Cd на параметры быстрой флуоресценции Хл, которые отражают активность ФС 2. Относительный выход переменной флуоресценции коррелирует с квантовым выходом выделения 02 (Demmig, Bjorkmann, 1989) и восстановления СОг (Krall, Edwards, 1992).
Действительно, у клеток водоросли С. pyrenoidosa после добавления Zn (0,1 мМ) происходило быстрое снижение относительного выхода перемешюй флуоресценции Хл. В первые 0,5 -2ч Fv/Fm уменьшился до 0,7 (контроль - 0,75). В присутствии 1 или 10 мМ Zn снижение величины Fv/Fm было более значительным. Увеличение концентрации Zn до 100 мМ уже к 30 мин. инкубирования вызвало почти полное подавление Fv/Fm клеток С. pyrenoidosa (рис. 25).
Воздействие различных концентраций Со или Cd на характер изменений Fv/Fm водоросли С. pyrenoidosa вызывали близкие по характеру изменения Fv/Fm к таковым при действии цинка, но при более низких концентрациях. Так, при добавлении Со - 0,1; 1 или 10 мМ в первые 30 мин. наблюдали быстрое снижение
Похожие диссертации на Микроводоросли как объект биомониторинга в условиях антропогенного стресса при действии тяжелых металлов
