Содержание к диссертации
Введение
Глава 1. Взаимодействие тяжелых металлов с компонентами среды и их формы в морских экосистемах 7
1.1. Материал и методы исследования 49
1.2. Содержание различных форм меди в морской воде 55
1.3. Содержание и формы тяжелых металлов в морских седиментах 57
1.4. Взаимодействие соединений меди с компонентами среды.62
Глава 2. Токсичность тяжелых металлов для водорослей : 66
2.1. Материал и методы исследования 86
2.2. Токсичность тяжелых металлов для массовых видов морских водорослей 90
2.3. Исследование влияния тяжелых металлов и других поллютантов на фитопланктон в опытах «in situ» 105
2.4. Токсичность комплексных соединений ртути и меди для водорослей 112
2.5. Альгицидные свойства полиметаллических руд 120
Глава 3. Ответные реакции водорослей на действие тяжелых металлов 125
3.1. Материал и методы исследования 132
3.2. Первичные реакции водорослей на действие тяжелых металлов 135
3.3. Действие тяжелых металлов на деление водорослей 141
3.4. Влияние тяжелых металлов на содержание фотосинтетических пигментов у водорослей 156
3.5. Изменение ассимиляции 14С водорослями под действием тяжелых металлов 161
Глава 4. Исследование комбинированного действия тяжелых металлов на водоросли 168
4.1. Материал и методы исследования 178
4.2. Комбинированное действие тяжелых металлов на лабораторные культуры водорослей 187
4.3. Эксперименты по изучению комбинированного действия тяжелых металлов на фитопланктон «in situ» .192
Глава 5. Биоаккумуляция тяжелых металлов водорослями 215
5.1. Материал и методы исследования 229
5.2. Динамика накопления и выведения водорослями токсичных концентраций меди 230
5.3. Аккумуляция тяжелых металлов
морскими макроводорослями 237
5.4. Красные водоросли со сходным типом биоаккумуляции тяжелых металлов 251
5.5. Сезонные изменения в содержании тяжелых металлов в талломе макроводорослей 253
Заключение 266
Выводы 275
Литература 279
Приложения 335
- Содержание и формы тяжелых металлов в морских седиментах
- Исследование влияния тяжелых металлов и других поллютантов на фитопланктон в опытах «in situ»
- Влияние тяжелых металлов на содержание фотосинтетических пигментов у водорослей
- Эксперименты по изучению комбинированного действия тяжелых металлов на фитопланктон «in situ»
Введение к работе
Концепция использования биомаркеров в качестве индикаторов и предиктов токсического действия тяжелых металлов на водные организмы занимает центральное место при оценке экологических последствий антропогенного загрязнения водных экосистем. Она необходима при выборе из множества откликов гидробионтов наиболее информативных и пригодных для целей биологического мониторинга.
Оценка отклика биомаркеров на действие токсиканта позволяет пользоваться информацией, которая в принципе не может быть получена лишь при анализе уровня загрязняющего вещества в среде или в организме. Реакции биомаркеров служат доказательством того, что гидробионты подвержены влиянию токсиканта на уровне, который превышает способность организма к детоксикации и который индуцирует повреждение клеточных мишеней. Результаты ответных реакций биомаркеров являются важным аргументом при установлении связи между действием токсиканта и экологическими эффектами на уровне популяции или сообщества.
Биомаркеры дают информацию о действии как любого загрязнителя, так и токсического метаболита, образующегося в результате его трансформации в природной среде. Прямые и непрямые взаимодействия токсикантов в среде и организме, их синергетическое или антагонистическое действие интегрируются в ответных реакциях биомаркеров. Биомаркеры, таким образом, отражают кумулятивный эффект загрязняющих веществ, вследствие чего их использование особенно перспективно при исследовании прибрежных морских экосистем, которые подвержены антропогенному прессу. При этом особо опасными оказываются загрязнения тяжелыми металлами - поллютантами со множественными путями их поступления в гидросферу. Опасность связана с тем, что, циркулируя длительное время, они в итоге они в итоге аккумулируются в гидробионтах преимущественно в начальных звеньях трофических цепей.
Ответные реакции водорослей на действие антропогенных факторов оказываются наиболее быстрыми, вследствие чего структурные характеристики фитопланктона могут служить репрезентативными показателями состояния водных экосистем. На этом основано использование многих параметров состояния водорослевого сообщества для целей биологического мониторинга. Способность водорослей аккумулировать тяжелые металлы из водной среды в концентрациях, существенно превышающих их уровень в воде, позволяет использовать их в качестве мониторов при количественной оценке загрязнения водных экосистем опасными токсикантами. Вместе с тем водоросли различных таксономических рангов служат индикаторами для качественной характеристики экосистемы: наличие или отсутствие некоторых из них свидетельствует об уровне са- пробности и токсобности водоема. Водоросли могут служить биологическими маркерами долговременных токсичных эффектов и их регистрируемые отклики позволяют активно вмешиваться в ситуации до наступления необратимых процессов в водных экосистемах.
В последнее время предпринимаются попытки усовершенствовать методы изучения водорослей как биомаркеров загрязнения
родных экосистем в плане их унификации. Биологическая значи-
\
мость таких исследований несомненна:
а) водоросли - мониторы позволяют получать интегральную картину загрязнения водных экосистем, что особенно важно при осуществлении краткосрочных прогнозов при дискретном загрязнении водоема;
б)водоросли характеризуются высокой способностью к биоаккумуляции тяжелых металлов, что позволяет увеличить точность химических анализов, используя их в качестве мониторов;
в) аккумуляция водорослями тяжелых металлов указывает на наличие их биодоступных форм в среде, которые могут оказать или оказывают токсическое действие на водные организмы;
г) пробы водорослей могут длительное время оставаться пригодными для определения металлов при интеркалибрации техники определения и методов анализа;
д) использование водорослей в качестве мониторов открывает новую перспективу в разработке практических задач удаления загрязняющих веществ из сточных вод посредством применения накопительных культур.
Цель исследования - изучение информативных откликов водорослей как биомаркеров для составления краткосрочного прогноза состояния сообщества водорослей при осуществлении биологического мониторинга загрязнения прибрежных морских экосистем тяжелыми металлами. Основные задачи состояли в следующем:
Исследовать взаимодействие тяжелых металлов с компонентами биологических сред и оценить изменение биоцидных свойств металлов в результате комплексообразования с органическими и неорганическими лигандами.
Определить интервалы токсичности тяжелых металлов для массовых видов морских водорослей с целью их использования в качестве предиктов загрязнения при определении агрессивности среды.
Изучить реакции отклика водорослей на действие сублетальных концентраций тяжелых металлов с целью обоснования длительности лабораторных экспериментов.
Исследовать комбинированное действие тяжелых металлов на популяции водорослей в лаборатории и в опытах "in situ" на сообщество в целом.
Исследовать динамику накопления водорослями тяжелых металлов с целью обнаружения связи между величиной биоаккумуляции металла и его токсичностью.
Выявить видовую специфичность накопления тяжелых металлов водорослями для последующего использования их в качестве биоиндикаторов загрязнения морских вод.
Содержание и формы тяжелых металлов в морских седиментах
Региональный атмосферный перенос тяжелых металлов на расстояние в несколько сот километров оценить гораздо труднее, поскольку за время перемещения потоков в несколько суток могут произойти изменения погодных условий и направления ветра. Поэтому предлагаемые в настоящее время методы определения регионального переноса тяжелых металлов не позволяют производить достаточно точные расчеты. Основой для определения уровня и оценки возможных региональных, а в некоторых случаях и глобальных загрязнений водных экосистем потенциально опасными тяжелыми металлами, служат данные по их локальному распределению. Глобальный перенос тяжелых металлов вообще трудно оценить количественно, так как время полного перемещения атмосферных потоков в пределах одного полушария составляет порядка 1-3 месяцев, а между полушариями - около года (Miller, 1978; Waldichuk, 1982).
Морская циркуляция соединений тяжелых металлов имеет важное значение для глобального перемещения загрязняющих веществ, она осуществляется в течение длительного периода и охватывает обычно несколько лет. Перенос тяжелых металлов реками и другими водными потоками имеет существенное значение только для локального и только в некоторых случаях для регионального распределения тяжелых металлов в водных экосистемах (Chester, Stoner, 1974, 1975; Duinker, Nolting, 1978; Magnusson, Westerlund, 1980; Nakayama et al., 1981).
Природное содержание большинства тяжелых металлов в водных экосистемах относительно невелико. Поэтому повышение уровня одного или нескольких металлов в абиотической компоненте, а затем в результате биоаккумуляции - в биоте, чрезвычайно опасно для гидробионтов и нормального функционирования экосистемы в целом. К сожалению, механизмы удаления из экосистемы однажды внесенного тяжелого металла несовершенны: в некоторых случаях они могут лишь временно ослабить токсичность металла в результате перераспределения между составляющими абиотической компоненты или при передаче токсиканта по трофической цепи (Amiardetal., 1980а, 1980b; Canton, Sloof, 1982).
Не менее опасные последствия загрязнения природных вод потенциально опасными тяжелыми металлами связаны с изменением эволюционно сложившихся соотношений химических элементов в водных экосистемах. Отдаленные последствия изменения пропорций основных металлов в гидросфере практически непредсказуемы. В приоритетном списке наиболее опасных тяжелых металлов первое место занимает ртуть и ее соединения (D Itri, 1971;
Wittmann, 1979; Siting, 1980). Содержание ртути в земной коре 7,0 10 6 % по массе. Ртуть относится к рассеянным элементам и образует более 30 минералов, важнейшим из которых является киноварь - HgS. Минералы ртути в виде аморфных примесей обнаружены в кварце, карбонатах, свинцово-цинковых рудах, а также ртуть встречается и в свободном состоянии (Friberg, Vostal,1972; Thomson, 1977).
Ртуть широко используется в промышленности для изготовления катодов при электрохимическом получении едких щелочей и хлора, в газоразрядных источниках света, вакуумных насосах и в контрольно-измерительных приборах. Из-за способности адсорбировать нейтроны ртуть применяется при защите от атомной радиации. Оксиды, хлориды и сульфиды ртути используются в качестве катализаторов в производстве синтетических полимеров. Соединения ртути широко применяются при производстве инсектицидов, фунгицидов, бактерицидных и фармацевтических препаратов (D ltri, 1973).
Ртуть образует в окружающей среде специфические металло- рганические соединения: амфифильные, связанные с одним органическим радикалом ковалентной связью и с неорганическим ионом электровалентной связью (R-Hgd4-xd ); липофильные, связанные с двумя органическими радикалами посредством ковалентной связи (R-Hg-R ). Первые соединения характеризуются устойчивостью в водной среде и липидной растворимостью, например, ион метилрту- ти (CH3-Hg+). Вторые - включают неполярные соединения, практически нерастворимые в воде, но очень летучие. В окружающей среде различные соединения ртути взаимно заменяются в процессе круговорота (Forstner,Wittmann, 1979).
Большое количество ртути попадает в атмосферу, а затем в водные экосистемы в результате сгорания или переработки ископаемого топлива, выплавки руды при получении таких тяжелых металлов как медь, свинец и цинк. Химический анализ проб угля показал, что содержание в них ртути было в среднем 0,18 ррт. Аналогичные данные были получены и при анализе золы каменного угля, в которых содержание ртути колебалось от 0,1 до 1,0 ррш. Если ртутьсодержащий уголь используется для производства кокса, то сульфид ртути, как и свободная ртуть, восстанавливаются в качестве побочного продукта при очистке каменноугольной смолы. При анализе побочных продуктов коксохимических заводов обнаружено присутствие ртути практически во всех пробах со средним значением 0,28 ppm (D Itri,1971).
Ртуть обнаружена в сырой нефти, газообразных углеводородах и соляных водах нефтяных промыслов. Количественный анализ на содержание ртути показал, что сырая нефть содержала от 1,9 до 21,0 ppm. Природный газ, выделяющийся при сбрасывании давления во время бурения скважины, может насыщаться парами ртути, поэтому газы из старых скважин постоянно содержат ртуть. Такая ртуть осаждается в трубопроводах и на насосных станциях.
Хотя концентрации ртути в ископаемом топливе могут показаться не столь высокими, однако, огромное количество добываемого угля и нефти, расход которых неуклонно рос в последнее столетие, а, следовательно, пропорционально росли и потери ртути при эксплуатации скважин и процессах переработки и использования топлива. Эти потери существенно превосходят количество ртути, выбрасываемой в окружающую среду промышленностью, связанной с использованием этого металла в технологических процессах. Для того чтобы оценить важность этого источника поступления ртути в наземные и водные экосистемы, следует отметить, что в конце прошлого столетия только США добывал в среднем по 500 млн. тонн нефти и газа; нетрудно подсчитать, что потенциально над территорией США выбрасываются миллионы килограмм ртути ежегодно (Young et al., 1980; Klein, 1985) (табл. 1.0.5).
Другой существенный источник загрязнения ртутью окружающей среды - отходы при использовании сырьевых материалов, содержащих незначительные концентрации ртути. Следы ртути обнаруживаются во многих сульфидных рудах, но получение ртути из них экономически невыгодно. Однако, при плавке таких руд с целью получения свинца, цинка, золота ртуть испаряется и смешивается с двуокисью серы. Даже если этот газ охлаждается и фильтруется, определенное количество ртути попадает в атмосферу, причем плавка сульфидных руд во многих случаях оказывается основным источником ртути в атмосфере (Hunter, 1980; Slinn,1981; Hardy et al„ 1985).
Исследование влияния тяжелых металлов и других поллютантов на фитопланктон в опытах «in situ»
Формы нахождения меди в водных экосистемах определяются физико-химическими и гидробиологическими параметрами среды. Медь в водной среде может находиться в нескольких основных формах: растворенной, коллоидной и взвешенной на минеральных и органических частицах. Растворенная форма включает как свободные ионы меди, так и комплексные соединения с неорганическими и органическими лигандами. Содержание растворимых форм меди в водных экосистемах составляет в среднем 0,5-1,0 мкг/л. Существенно более высокие концентрации меди обнаружены в водоемах вблизи горнорудных районов (Taylor, 1979).
В открытых водах морей концентрация меди колеблется от 1 до 5 мкг/л со средним уровнем 2,0 мкг/л, хотя в эстуариях крупных рек может достигать 15 мкг/л (Duinker, Nolting, 1977).
Из-за высоких комплексообразуцэщих свойств медь концентрируется в донных отложениях водоемов. Седименты незагрязненных морей содержат до 20 мг/кг сухой массы, в районах рудников и добычи полиметаллических руд и в зонах влияния других промышленных источников загрязнения концентрация меди в седиментах может возрастать на порядок и более (Skei et al., 1972; Boyden et aK, 1979; Moore, 1979).
Атмосферные осадки, выпадающие над водными акваториями, могут содержать достаточно высокие концентрации меди, особенно в промышленных районах Европы, где содержание металла достигает 100 мкг/л (Eisenreich, 1980; Kretzschmar et al., 1980).
Миграция и последующее распределение меди в водных экосистемах происходит различными путями. Как следует из таблицы 1.0.12 , более двух третей всей меди, поступающей в окружающую среду, антропогенного происхождения. Ежегодно около 6,3 104 т меди поступает в океан только с речным стоком. Из них приблизительно 1% металла находится в растворенной ионной форме, 6% - в форме, связанной с гидроксилом, 4,5 % - в форме органических комплексов, а остальная медь сорбирована на твердых частицах (Ramamoorthy, Kushner, 1975).
В реке Канады около половины от общего содержания меди было связано с твердыми частицами размером менее 0,45 ц и молекулярной массой 45000, приблизительно одна треть оказалась связанной с частицами размером более 0,45 р., а остальная часть - с низкомолекулярными органическими соединениями. На органическую форму меди приходилось до 50 %, в то время как медь, связанная с железомарганцевыми конкрециями, составляла около 20 %, а карбонатная - менее 15 % от общего содержания меди и только 1 % меди приходился на ионную форму ( Tessier et al., 1980).
В других реках абсолютные величины разных форм меди могут различаться, однако, практически везде не менее одной трети меди в водоеме оказывается связанной с органическим веществом, локализованным в твердых частицах размером более 0,45 ц (Willey, Fitzgerald, 1980).
Эстуарии оказываются зонами наиболее интенсивной аккумуляции меди и других тяжелых металлов. В эстуарии реки Св. Лаврентия приблизительно 1А поступающей с речными водами меди осаждается и связывается седиментами. Поэтому концентрация меди заметно падает в сторону моря, однако, в результате постоянного смещения речных и морских вод значительная часть меди вновь перемещается в море (7есЬуаЬ, 1979).
Скорость и величина сорбционных и десорбционных процессов в донных отложениях зависит от рН, солености, наличия ком- плексообразующих неорганических и органических лигандов природного и антропогенного происхождения. При этом десорбции меди из седиментов пресных и морских водоемов способствует присутствие в воде поверхностно-активных веществ, используемых в детергентах (Вапа1 еХ а1., 1974).
В приоритетном списке химических элементов, опасных для морской среды, свинец, как и ртуть относится к высшей категории опасности (РАО, 1976). По объему производства и потребления свинец занимает четвертое место среди цветных металлов после алюминия, меди и цинка. Содержание свинца в земной коре 1,6 1СГ3 % по массе. Среди более 80 минералов, содержащих свинец, основным является - галенит (РЬБ), промышленное значение имеют также англезит (РЬ804) и церуссит (РЬС03). Главным источником получения свинца являются сульфидные полиметаллические руды, содержащие 1-5 % металла.
Металлоорганические соединения свинца используются при производстве красок для покрытия днищ кораблей, в качестве добавок в технические масла, антибактериальных препаратов и ядохимикатов. Одно из них - тетраэтилсвинец, широко используется в качестве антидетонационных присадок к бензину.
С экологической точки зрения важное значение имеет трансформация свинца в водных экосистемах. В результате биологического метилирования ацетат или нитрат свинца в присутствии анаэробных микроорганизмов превращается в тетраметилсвинец. Этот процесс имеет место при инкубации бактерий на содержащих свинец донных отложениях. Было установлено, что чистые культуры бактерий не были способны метилировать соли свинца до тетраме- тилсвинца, большая часть которого образуется в результате хемо- генной трансформации и только от 15 до 19 % общего количества метилируется биологическим путем (Schmidt, Huber, 1976). И хотя биометилирование свинца обнаружено в лабораторных условиях и эти данные нельзя экстраполировать на природные экосистемы, к вероятности биологического метилирования свинца с образованием более токсичных, чем неорганические соли свинца, соединений - диэтил- и тетраметилсвинца следует относиться внимательно (Huber et al.,1978).
Для морских экосистем наибольшее значение имеет поступление свинца из атмосферы. Причем антропогенный выброс соединений свинца значительно превосходит природные поступления с ветровой пылью, вулканическими извержениями и лесными пожарами. Более половины всего антропогенного выброса свинца поступает в результате сжигания нефти и нефтепродуктов. Другими основными источниками поступления свинца являются выплавка цветных и черных металлов, сжигание каменного и бурого угла и добыча полиметаллических руд (табл. 1.0.13; 1.0.14).
Влияние тяжелых металлов на содержание фотосинтетических пигментов у водорослей
Токсичность металла обычно не связана с его необходимостью для водорослей. В то же время, очевидно, существует взаимозависимость между необходимыми и токсичными металлами, как впрочем и между металлами и неметаллами, которая обуславливает эффективность их действия. Известно, что токсичность меди подавляется избытком цинка, как, впрочем, и его недостаток усиливает токсичность кадмия; в то время, как недостаток в среде ионов кальция усугубляет токсичность свинца. Такая взаимозависимость металлов, проявляющаяся как антагонизм или синергизм ионов, в значительной степени осложняет понимание и объяснение феномена необходимости и токсичности металла (Eagle, 1980; Khangarot et al., 1981; Flora et al., 1982; Yamane, Koizumi, 1982; Schechler, Driscoll, 1985).
Механизмы, в результате которых металлы проявляют токсические свойства, в общем нетрудно представить, но гораздо труднее предвидеть или установить их для конкретного металла (Cedeno- Maldonado, Swader, 1974; Полищук, 1975). Необходимые металлы стабилизируют и активируют многие белки, в том числе и треть всех ферментов в клетке (Эйхенбергер, 1993). При совместном присутствии в среде необходимого и токсичного металлов между ними возникают конкурентные отношения за места связывания в биологических макромолекулах (Ernst, 1975; Martoja, Martoja, 1978; Sunda, Levis, 1978; Stratton, Corke, 1979; Cotsis, 1982). Многие белки имеют свободные SH-группы, способные связывать как ионы меди и цинка, так и кадмия, свинца и ртути. Именно связывание сульфгид- рильных групп белковых макромолекул ионами потенциально опасных тяжелых металлов, согласно широко распространенному мнению, является причиной их высокой токсичности для водорослей (Peres, 1976; Hollibaugh et al., 1980; Peacal, Tucker, 1985). В то же время, доподлинно не установлено, какие именно белки, связавшие токсичный металл, оказываются причиной непоправимого вреда клетке. Токсичные металлы распределяются между многими структурами клетки, и не всегда наибольший вред имеет место там, где концентрация металла наиболее высока. Это показано для ионов никеля, которые, локализуясь на внешней стороне ядерных мембран, проявляют мутагенные свойства и вызывают неоплазию (Williams, 1969; Pedersen et al., 1978; Нибоер и др., 1993). Аналогично ведут себя ионы свинца, которые иммобилизуются у позвоночных в основном в костной ткани, проявляя свою активность в других органах (Коста, Хек, 1993; Леонард, 1993). Концентрации необходимых металлов в морских водах сравнительно невысоки, однако, в загрязненных и прибрежных участках морей они могут возрастать (табл. 2.0.2).
Говоря о необходимости и токсичности конкретного металла для водорослей, следует учитывать следующие основные моменты. Во- первых, уровень биодоступности металла, который, как показано в главе 1, определяется его взаимодействием с компонентами среды, включая метаболиты водорослей. Кроме того, чрезвычайно важно для водорослей площадь контакта с металлом и сорбирующими его клеточными поверхностями.
Природные хелатирующие лиганды выполняют важную роль в регуляции концентрации растворенных форм тяжелых металлов в водных экосистемах (Тамбиев, Кирикова, 1981; Alexander, 1981; Са- кевич, 1985; Работнова, 1990). Так, Anabaena cylindrica выделяет в среду вдвое больше метаболитов, чем диатомея Navcula pelliculosa и в 10 раз больше, чем зеленая водоросль Scenedesmus quadricauda. Это дает анабене заметные преимущества по сравнению с другими водорослями путем связывания тяжелых металлов в комплексы вне клеточных оболочек и, тем самым, препятствуя поступлению токсичных металлов в клетку (Armstrong, Boaich, 1960; Murphy, Stuart, 1982). Бурые водоросли порядка Fucales СFucus sp., Ascophyllum nodosum) в присутствии тяжелых металлов выделяют полифенилсо- держащие соединения, которые способны связывать металлы в прочные комплексы, тем самым, защищая водоросли в прибрежных морских экосистемах от опасных токсикантов (Frei, Preston, 1962; Guiseley, 1968; Fisher, Froud, 1980; Skipness, Taylor, 1981; Moffet, Brand, 1996). Во-вторых, площадь контакта водорослей с тяжелыми металлами также чрезвычайно важна, поскольку, как и другие гид- робионты, они непосредственно соприкасаются с токсикантами, и клеточные поверхности оказываются первыми барьерами на их пути в клетку. Наконец, потребность водорослей в необходимых металлах находится в зависимости от соотношения их в среде: факт взаимного влияния меди, цинка и кремневой кислоты на рост диатомовых водорослей хорошо известен (Huntsman, Sunda, 1981; Fisher, 1983; Florence et al., 1992).
Физико-химические свойства тяжелых металлов в значительной степени определяют их токсичность. Одной из важнейших характеристик металла является его ионный радиус в водном растворе. Определив его, и зная степень окисления металла, можно рассчитать ионный потенциал, который характеризует уровень взаимодействия металла с молекулами воды в разбавленном растворе. Если ионный потенциал меньше 30 нм-1, то катион металла может быть сольватирован молекулами воды. В том случае, когда ионный потенциал больше 30 нм-1, но меньше 95 нм-1, катион металла отталкивается от молекул воды вплоть до гидролиза. При ионном потенциале больше 95 нм-1 отталкивание ионов металлов от молекул воды столь велико, что происходит образование оксичастиц. Таким образом, ионный потенциал представляет собой параметр, который определяет содержание того или иного металла в живых организмах. Зависимость накопления металла растениями и животными от ионного радиуса можно представить графически (Спозито, 1993) (рис. 2.0.2).
Следует подчеркнуть, что ионные потенциалы токсичных для водорослей металлов обычно меньше 30 нм-1: у свинца (II) - 16,9; ртути (II) - 19,6; кадмия (II) - 21,1 и меди (II) - 27,4. При этом, чем выше плотность заряда (отношение величины заряда к ионному радиусу металла), тем выше вероятность образования гидроксоком- плексов в растворе, которые могут выпадать в осадок. Именно поэтому металлы с небольшими ионными радиусами легко подвергаются гидролизу даже в кислых средах, выпадая при этом в осадок. Важную характеристику иона металла представляет степень поляризации, от которой зависит образование ковалентных связей между металлом и органическими и неорганическими лигандами.
Эксперименты по изучению комбинированного действия тяжелых металлов на фитопланктон «in situ»
На основании физико-химических и биохимических свойств был предложен ряд токсичности металлов для водорослей, в котором они расположились в следующем порядке: Hg2+ Cu2+ Cd2+ Cr2+ Zn2+ Ni2+. При этом форма, в которой находится металл, часто оказывается более существенной, чем абсолютная концентрация его в среде. Степень токсичности определенного металла в значительной мере регулируется наличием в среде органических и неорганических веществ, поэтому чрезвычайно опасно загрязнение олиготрофных водоемов (Grillespie, Vaccaro, 1978).
С ростом концентрации в среде тяжелые металлы по-разному ингибируют рост культуры зеленой водоросли Chlorella saccharophilla. Наиболее токсичные из них - ртуть и медь удлиняют лаг-фазу роста; другие, к которым относятся никель и кадмий, ингибируют рост на всех стадиях развития культуры; третьи - кобальт, хром и цинк подавляют рост водоросли лишь до определенного уровня (Kayser, 1977; Albertano et al., 1980; Mao et al., 1995).
Чувствительность к тяжелым металлам у разных видов водорослей существенно различается. При этом эти различия касаются как устойчивости водорослей к определенному металлу, так и чувствительности отдельных видов водорослей к определенным металлам (Berland et al., 1975; Woolery, Lewin, 1976; Trollope, Evans, 1976; Rivkin, 1979; Балоде, 1981; Babich, Stotzky, 1983; Batler, 1985; Го- рюнова и др., 1996; Wallet, 1996). Традиционно считают, что наиболее чувствительными к действию тяжелых металлов являются диатомовые водоросли. Однако, среди водорослей этого отдела встречаются высокочувствительные виды и устойчивые к определенному металлу или группе металлов. Высокочувствительной к ртути оказалась Sceletonema costatum (Berland et al., 1976; Jensen, 1980), в то время как некоторые виды Nitzschia были устойчивы к действию этого металла (Капков, Шидловская, 1979). Результатом разной устойчивости водорослей к тяжелым металлам оказывается изменение структуры фитопланктонного сообщества, которое выражается в замене популяций центрических диатомей пеннатными или динофлагеллятами (Curds, 1982). При этом, устойчивые к тяжелым металлам виды диатомовых и других планктонных водорослей используются в качестве индикаторов уровня загрязнения природных вод, в частности, Phaeodactylum tricornutum, Prorocentrum micans, Dityllum brighwellii, Nitzschia (-Cylindrotheca) closterium (Catenford, 1980; Arfi et al., 1981; Carpenter, Boni, 1992).
Arfi et al., 1981; Carpenter, Boni, 1992). Использование диатомей в качестве биологических индикаторов характерно как для эстуариев, так и при мониторинге загрязнения неретических морских вод. При этом наибольший интерес представляют эксперименты in situ с использованием емкостей с природным планктоном и контрольных пластин для анализа обрастания диатомовыми водорослями (Evans, Marcan, 1978; Grolle, Kuiper, 1980; Капков и др., 1985; 1986).
Среди токсичных металлов соединения ртути представляют наибольшую опасность для водорослей, особенно из-за процессов ее метилирования в донных осадках и в толще воды (Akagi et al., 1979). Ртуть высокотоксична как для культур водорослей, так и для природного фитопланктона: концентрации металла в 1-2 мкг/л ингиби- руют рост водорослей и нарушают структуру и функционирование фитопланктонного сообщества (Ибрагим, Патин, 1974; Патин, Ибрагим, 1975; Harrison et al., 1978; Kuiper, 1981; 1982; Seisuma et al., 1985).
Ртуть чрезвычайно быстро аккумулируется фитопланктоном, подавляя фотосинтез, нарушая процессы ассимиляции водорослями биогенных элементов, в первую очередь, нитратов и фосфатов, в результате чего удлиняется лаг-фаза роста (Davies, 1974; 1976; Prabhu, Hamdy, 1977; Tomkins, Zaleski, 1977; Clouter-Mantha, Harrison, 1981). При этом фитопланктонные водоросли из-за различной чувствительности к ртути в отдельные сезоны по-разному реагируют на добавки ртути: осенний комплекс фитопланктона оказался более устойчивым, чем летний. Однако, в обоих случаях наблюдалось изменение структурных характеристик сообщества (Куликова и др., 1981).
Соединения меди в физиологических концентрациях необходимы для нормального метаболизма водорослей: они входят в состав ферментных систем, принимающих участие в реакциях фотосинтеза и дыхания. В повышенных концентрациях в среде и клетке медь является мощным ингибитором роста водорослей и используется в составе многих альгицидных препаратов (Строганов и др., 1968; 1970; Хоботьев, Капков, 1969; 1970; Капков, 1988). Диапазон устойчивости к меди у разных планктонных водорослей чрезвычайно широк (Nilsen, Wium-Andersen, 1970; Nalewajko, 01avson,1995). Наряду с высокоустойчивыми видами среди морских водорослей СPhaeodactylum tricornutum, Cylindrotheca closterum, Pavlova pinguis, Heterothrix sp.) встречаются высокочувствительные к меди водоросли (Porphyridium marinum, Exuviella mariae-lebouriae) (Berland et al., 1976; Braek et al., 1980; Jensen, 1980; Hawkins, Griffiths, 1982).
Действие токсичных концентраций меди на фитопланктонное сообщество проявляется в изменении его структуры, ингибировании роста чувствительных видов и доминировании устойчивости к меди мелких жгутиковых и пеннатных диатомовых Navcula и Nitzschia (Braek et al., 1976; Sunda,Guillar, 1976; Thomas et al., 1977a, b; 1980; Davies, Sleep, 1980; Fisher et al., 1981; Kuwabara, Davis, 1983; Nor, 1987; Reiriz et al., 1994; Cid et al., 1995). Чувствительные к меди ди- нофлагелляты теряют свою подвижность и не делятся (Saifullah, 1978; Anderson, Morell, 1978). Адаптация водорослей к повышенным концентрациям меди обусловлена механизмами детоксикации металла путем связывания его с низкомолекулярными белками и выведения токсичных доз из клетки (Goraev et al., 2002; Facchin et al., 2002).
Кадмий также относится к высокотоксичным металлам, особенно для теплокровных животных и человека, поскольку, аккумулируясь в промысловых гидробионтах, оказывается причиной возникновения опасного заболевания «итаи-итаи» (VonWesternhagen et al., 1978; Trautmann, 1983; Shaikh, Smith, 1984; Elinder, Nordberg, 1985; Shizurni, Morita, 1990). Токсичность кадмия для водорослей зависит от многих абиотических факторов: она снижается с ростом солености и гуминовых веществ и возрастает при отсутствии в среде железа (Wong et al., 1980; Kuiper, 1981; 1982; Foster, Morell, 1982). Ингибирующий эффект кадмия для планктонных водорослей наблюдается при концентрациях 10-100 мкг/л. Он проявляется в нарушении скорости деления клеток, падении содержания в них хлорофилла и нарушении процесса фотосинтеза (Berland et al., 1977; Soyer, Prevot, 1981).
Токсическое действие кадмия обусловлено накоплением металла клетками водорослей, которое зависит от pH среды: при нейтральных значениях pH клетки Ch.pyrenoidosa аккумулировали вдвое больше металла, чем при щелочных (Hart, Skaife, 1977; Hart et al.,1979; Li, 1978; 1980; Gipps, Collerbace, 1982; Skowronski, 1984). При этом, на свету биоаккумуляция кадмия клетками хлореллы идет интенсивнее, чем в темноте и при пониженной температуре 4 С (Gnassia-Barrelli, Hardstedt, 1982; Mazurec et al., 1992; Sosak- Swiderska et al., 1994; Kaplan et al., 1995). С ростом концентрации кадмия в среде водорослевые клетки , очевидно, не в состоянии выделить избытки аккумулированного металла, который образует прочные комплексы с высокомолекулярными белками, которые, в отличие от МТ-белков и фитохелатинов, необратимо связывают токсичный металл (Alabaster, 1978; Chang et al., 1980; Kito et al., 1982; Gingrich et al., 1986; Baer, Benson, 1987; Nath et al., 2002). Наличие в среде кадмия влияет на уровень аккумуляции водорослевыми клетками других токсичных металлов: в присутствии кадмия аккумуляция клетками меди существенно возрастала (Prevot, 1980; Mihnea, Munteanu, 1986).
