WWW.DISSERS.RU

БЕСПЛАТНАЯ ЭЛЕКТРОННАЯ БИБЛИОТЕКА

   Добро пожаловать!


На правах рукописи

Стравинскене Екатерина Сергеевна

ПРОБЛЕМА БИОДОСТУПНОСТИ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ В ЭКОЛОГИЧЕСКОМ МОНИТОРИНГЕ ПРИРОДНЫХ ВОД

03.02.08 – экология (биология)

Автореферат диссертации на соискание ученой степени кандидата биологических наук

Красноярск – 2012

Работа выполнена на кафедре экологии и природопользования Института экономики, управления и природопользования ФГАОУ ВПО «Сибирский федеральный университет» Научный руководитель кандидат биологических наук, доцент Григорьев Юрий Сергеевич

Официальные оппоненты: доктор биологических наук, профессор Стом Дэвард Иосифович доктор биологических наук, профессор Морозова Ольга Григорьевна Ведущее учреждение ФГБОУ ВПО «Московский государственный университет имени М.В. Ломоносова»

Защита диссертации состоится «23» марта 2012 г. в «11:30» часов на заседании диссертационного совета Д 220.037.04 при ФГБОУ ВПО «Красноярский государственный аграрный университет» по адресу: 660049, г. Красноярск, пр. Мира, 90. Телефон/факс: (391) 227-36-

С диссертацией можно ознакомиться в библиотеке ФГБОУ ВПО «Красноярский государственный аграрный университет» Автореферат разослан «__» ________ 20__ г.

Ученый секретарь диссертационного совета доктор биологических наук, профессор Г.А. Демиденко



Актуальность темы. Загрязнение водной среды тяжелыми металлами является одной из наиболее актуальных проблем, обусловленных все возрастающей техногенной нагрузкой на природные системы. Наряду с исследованием токсичности тяжелых металлов для различных гидробионтов и процессов поступления в водоемы в последнее время большое внимание уделяется таким аспектам как миграция и трансформация их форм существования в среде (Линник, Набиванец, 1986; Исидоров, 1999; Mercier et al., 2001; Холин, 2001; Janssen et al., 2003; Karner et al., 2006). По мере накопления знаний в этой области становится ясно, что данных по общей концентрации металлов в воде недостаточно для прогнозирования токсического эффекта на организмы (Будников, 1998; Beceiro-Gonzalez et al., 2000).

Указанная проблема является общей для всех токсикантов, поступающих в окружающую среду, поэтому при определении уровня загрязнения среды рекомендуется использовать не только методы химического анализа, но также и методы биотестирования. Это связано с тем, что, в отличие от химического анализа, биотестирование позволяет провести интегральную оценку токсичности среды с учетом доступности загрязнителей для гидробионтов.

Одной из стандартных процедур является биотестирование вод с помощью водорослей. Однако было замечено, что при использовании одного и того же тест-организма токсический эффект проб с одинаковым содержанием металлов может существенно варьировать (Sunda, Lewis, 1978). Среди причин, определяющих токсичность металлов в природных водах, одной из главных принято считать содержание в них органического вещества (Линник, Набиванец, 1986; Будников, 1998; Морозова, Пен, Фоменко, 2011), основным компонентом которого являются гумусовые вещества. В результате процессов комплексообразования, или связывания, органическое вещество может значительно влиять на биодоступность тяжелых металлов для фитопланктона (Линник, Набиванец, 1986; Морозова, Пен, Репях, 2001; Gueguen et al., 2003).

Вместе с тем, содержание в природных водах растворенного органического вещества может существенно зависеть от типа и места расположения водного объекта (Smirnov, 2008), что, в свою очередь, может влиять на степень связывания поллютантов и проявление их токсических свойств.

Целью настоящей работы явилась оценка влияния комплексообразующей, или связывающей, способности природной воды на биодоступность тяжелых металлов для тест-организма водоросли хлорелла. Были поставлены следующие задачи:

1. Провести анализ современного состояния вопросов биодоступности тяжелых металлов в природных водных объектах и применения методов биотестирования для исследования данной проблемы.

2. Определить характер токсического воздействия трех тяжелых металлов – меди, цинка и кадмия – на функции роста и фотосинтетической активности тест-объекта водоросли Chlorella vulgaris Beijer.

3. Выявить зависимость чувствительности тест-объекта к тяжелым металлам от условий проведения эксперимента (свет, температура, способ установления токсического эффекта); определить оптимальные условия проведения биотеста.

4. Оценить роль гумусовых веществ в снижении токсичности тяжелых металлов природными водами.

5. Сравнить степень понижения токсичности тяжелых металлов в пробах воды различных природных объектов.

Научная новизна. Впервые показана возможность применения методов биотестирования для целей исследования динамики связывающей способности природных вод по отношению к тяжелым металлам. Выявлены существенные различия в биодоступности тяжелых металлов в водах различных природных объектов. С помощью модельных экспериментов исследована роль гумусовых веществ в процессах комплексообразования тяжелых металлов в природных водах. Показано, что медь, цинк и кадмий обладают различной способностью к связыванию в природных водах и в питательной среде.

Защищаемые положения:

1. Проявление токсических свойств тяжелых металлов по отношению к гидробионтам определяется составом природных вод, в частности, присутствием в них комплексообразующих компонентов. Наиболее характерная ситуация заключается в снижении токсичности металлов при попадании их в водные объекты.

2. Сезонные колебания качественного и количественного состава природных вод, в том числе содержания в них комплексообразующих веществ, обуславливают соответствующие изменения их связывающей способности.

3. Величину связывающей способности, а также ее пространственновременные колебания в водных объектах можно успешно исследовать с помощью методов биотестирования.

Практическая значимость. Полученные данные могут использоваться для прогнозирования проявления токсичных свойств тяжелых металлов при попадании их в водную среду. Продемонстрированная возможность применения в этих целях методов биотестирования позволяет создать новое направление в рамках экологического мониторинга водных объектов.

Апробация. Материалы исследований были доложены на всероссийских конференциях: «Научно-техническое творчество молодежи – путь к обществу, основанному на знаниях» (г. Москва, 2006); «Экотоксикология: современные биоаналитические системы, методы и технологии» (г. Пущино, 2006);

«Проблемы региональной экологии в условиях устойчивого развития» (г.

Киров, 2007); «Антропогенное влияние на водные организмы и экосистемы» (г.

Борок, 2008) и др.; а также международных конференциях: «Биоиндикация в мониторинге пресноводных экосистем» (г. Санкт-Петербург, 2006);

«Современные проблемы физиологии и биохимии водных организмов» (г.

Петрозаводск, 2007); «Исследование, разработки и применение высоких технологий в промышленности» (г. Санкт-Петербург, 2008); «Проблемы экологии. Чтения памяти профессора М.М. Кожова» (г. Иркутск, 2010) и др.

Результаты работы были представлены на выставках НТТМ-2006 (г. Москва, 2006); 1-й и 2-й Городских ассамблеях (г. Красноярск, 2008; 2009); молодежных форумах (г. Красноярск, 2008; «Селигер-2009»).

Публикации. По теме исследований опубликована 20 работ, в том числе одна работа в издании, рекомендованном ВАК РФ.

Структура и объем работы. Диссертация изложена на 117 страницах, содержит 4 таблицы, 31 рисунок, состоит из введения, 14 глав и выводов.

Список литературы включает 208 наименований, в том числе 147 на иностранном языке.

Личный вклад автора. Представленная работа является обобщением научных исследований, проведенных автором лично. Автор принимала активное участие в систематизации, обработке, анализе и интерпретации полученных результатов.

Благодарности. Автор выражает благодарность научному руководителю кандидату биологических наук, доценту Ю.С. Григорьеву за ценные советы и помощь в проведении работы, а также сотрудникам кафедры экологии и природопользования за консультации при выполнении и оформлении результатов работы.

Введение содержит обоснование проведенных исследований, постановку целей и задач.

Глава 1. Процессы поступления, миграции и трансформации токсичных свойств тяжелых металлов в водной среде В данной главе на основе анализа научной литературы рассмотрены основные источники поступления тяжелых металлов (ТМ) в природную среду;

приведены факторы, определяющие содержание ТМ в воде, а также их миграцию в водных объектах (Линник, Набиванец, 1986; Будников, 1998;

Gueguen et al., 2003; Моисеенко, Кудрявцева, Гашкина, 2006; Wilde et all., 2006;

Морозова, Пен, Фоменко, 2011 и др.). Показано влияние количественных и качественных характеристик органического вещества (ОВ) вод на формы миграции металлов в воде; рассмотрены процессы взаимодействия металлов с гумусовыми веществами (ГВ), а также их генезис и геохимическая роль (Гусева и др., 2000; Калабин, Каницкая, Кушнарев, 2000; Холин, 2001; Mercier et al., 2001 и др.). Рассмотрены закономерности изменения содержания органического вещества в воде (Koukal et al., 2003; Остроумов, 2005; Gondar et al., 2008;

Smirnov, 2008 и др.). Указано место методов биотестирования в системе экологического мониторинга, а также в исследовании биодоступности ТМ в природных водах (Sunda, Lewis, 1978; Рубин, 2000; Beceiro-Gonzalez et al., 2000;

Macfie, Welbourn, 2000; Pawlik-Skowronska, 2001; Campbell et al., 2002; Heijerick et al., 2002; Багдасарян, 2007; Slaveykova, 2007; Deleebeeck, De Schamphelaere, Janssen, 2009 и др.). Приведены данные по токсическому воздействию исследованных металлов на клетки водорослей (Cid et al., 1995; Улахович, 1997;





Muyssen, Janssen, 2001; Малева, Некрасова, Безель, 2004; Pogosyan, Matorin, 2005; Якушкина, Бахтенко, 2005; Miao, Wang, 2006; Tukaj, 2007; Маторин и др., 2011 и др.).

Глава 2. Объекты и методы исследований Исследование биодоступности тяжелых металлов в пробах природной воды проводилось на примере нескольких объектов: р. Енисей и р. Кача, искусственные пруд «Бугач» и озеро «Лесное». Для выявления роли гумусовых веществ в процессах комплексообразования ТМ в природных водах использовались препараты гумата калия (Humintech Ltd., Германия) и фульвокислот (Li-Fa70, Китай). Тяжелые металлы вносились в форме растворов их сульфатов, приготовленных на основе дистиллированной воды.

Токсичность ТМ определялась методами биотестирования с использованием термофильного штамма одноклеточной водоросли Chlorella vulgaris Beijer. В качестве тест-функций оценивались прирост и замедленная флуоресценция (ЗФ) культуры водоросли. Оценка токсического воздействия на прирост тест-объекта производилась путем сравнения величины оптической плотности суспензии водоросли, регистрируемой на приборе ИПС-03, в контрольном и опытных образцах после 22 часов культивирования в культиваторе КВМ-05 (Григорьев, 2004). Воздействие токсикантов на замедленную флуоресценцию тест-культуры водоросли хлорелла оценивалось с помощью трех параметров – ЗФв, ЗФн и ОПЗФ – измеряемых на флуориметре Фотон-10 (Григорьев и др., 1996). Все приборы, на которых проводились исследования, разработаны в СФУ.

Глава 3. Результаты и обсуждения 3.1. Характер токсического воздействия ионов меди, цинка и кадмия на прирост тест-культуры водоросли Для оценки токсичности ионов Cu, Zn и Cd использовался показатель среднеэффективной концентрации ионов ТМ (концентрации ионов ТМ, вызывающей 50%-ное ингибирование тест-функции) - ЕС50. Как показали результаты исследований воздействия Cu2+, Zn2+ и Cd2+ на прирост тесткультуры в 2% среде Тамия для меди значение ЕС50 составило 0,023±0,003;

кадмия – 0,016±0,002; цинка – 0,402±0,016 мг/дм3. Таким образом, токсическое воздействие ТМ на прирост водоросли хлорелла уменьшалось в порядке:

кадмий>медь>цинк. Сравнение полученных нами критериев токсичности с литературными данными свидетельствует о достаточно высокой чувствительности использовавшегося биотеста к ионам Cu, Zn и Cd.

3.2. Характер токсического воздействия ионов меди, цинка и кадмия на замедленную флуоресценцию тест-объекта Особенностью воздействия большинства токсикантов на параметры ЗФ водоросли хлорелла является снижение интенсивности ЗФ, возбуждаемой в режиме высокого света (ЗФв), и ее увеличение в режиме низкого света (ЗФн). В результате этих изменений значение относительного показателя ЗФв/ЗФн (ОПЗФ) снижается в десятки раз, что хорошо заметно на примере ингибитора фотосинтеза диурона (рис. 1).

1400 4,3,123,102,82,61,41,20,0 0,0 0,23 2,3 23 230 23Концентрация диурона, мкг/дм ЗФв ЗФн (левая шкала) ОПЗФ (правая шкала) Рисунок 1 – Влияние диурона на параметры ЗФ водоросли хлорелла Вместе с тем для ионов исследованных ТМ было обнаружено, что при переходе к их высоким концентрациям подъем ЗФн сменяется его снижением, вызываемым по всей вероятности повреждением токсикантами реакционных центров фотосистемы 2, генерирующих послесвечение хлорофилла. В результате проведенных экспериментов были получены значения ЕС50 трех металлов для ЗФв и ОПЗФ (таблица 1), исходя из которых можно сделать заключение, что метод на основе ЗФ более чувствителен к присутствию в среде ионов меди, тогда как чувствительность прироста культуры водоросли выше к ионам цинка и кадмия.

Таблица 1 – Значения ЕС50 (мг/дм3) для трех металлов, полученные разными методами биотестирования на водоросли хлорелла медь кадмий цинк 0,023 0,018 0,002 0,016 8,793 1,607 0,402 3,402 1,0±0,003 ±0,003 ±0,001 ±0,002 ±0,440 ±0,080 ±0,016 ±0,170 ±0,03.3. Влияние факторов культивирования на токсичность ионов ТМ для водоросли Chlorella vulgaris В ходе исследований было выявлено, что чувствительность параметров ЗФ и функции роста культуры водоросли к ионам ТМ может существенно зависеть от условий эксперимента. Среди изучаемых факторов были учтены свет, температура, длительность контакта клеток с токсикантами, концентрация и состав питательной среды Тамия, плотность засева клеток водоросли.

Результаты исследований показали, что действие ионов меди, также как и ингибитора фотосинтеза диурона, надежно регистрируется по изменению интенсивности ОПЗФ уже через несколько минут контакта с клетками водоросли, в то время как для проявления токсического эффекта ионов цинка и кадмия необходима предварительная экспозиция образцов в КВМ-05 в течение единицы единицы Относительные Относительные ЗФв ЗФв ЗФв ОПЗФ ОПЗФ ОПЗФ Прирост Прирост Прирост 1 часа. Показано, что фактор света в большей степени определяет чувствительность метода регистрации ЗФ хлореллы к ТМ, чем фактор температуры.

Концентрация и состав питательной среды Тамия также определяют чувствительность водоросли к токсикантам. Показано значительное снижение чувствительности биотеста к ионам ТМ в высококонцентрированной (50%) питательной среде Тамия. Данный факт может объясняться образованием комплексов металлов с питательными элементами, в результате чего биодоступность токсикантов может существенно снижаться. При этом из всех питательных элементов, входящих в состав среды Тамия, основная роль в снижении чувствительности тест-объекта к ионам ТМ принадлежит соединениям фосфора (КН2РО4).

Проведенные исследования позволили также сделать вывод о том, что в ограниченном и замкнутом объеме токсичность ТМ определяет количество их ионов, приходящихся на одну клетку водоросли. Чем ниже исходное содержание клеток хлореллы, тем выше чувствительность биотеста к токсикантам.

3.4. Влияние содержания гумусовых веществ на токсичность ионов ТМ для культуры водоросли Chlorella vulgaris Литературные данные свидетельствуют о возможности как положительного, так и отрицательного влияния ГВ на водоросли (Зенин, Белоусова, 1988; Руководство…, 1997; Калабин, Каницкая, Кушнарев, 2000;

Steinberg, Timofeyev, Menzel, 2009). В связи с этим нами на начальном этапе было исследовано влияние препаратов гуминовых (ГК) и фульвокислот (ФК) на рост и фотосинтетическую активность культуры водоросли Chlorella vulgaris.

Результаты экспериментов показали отсутствие снижения ОПЗФ культуры водоросли в растворах гуматов и фульвокислот как сразу после внесения, так и после экспозиции в КВМ-05 в течение 1 часа. Установлено также, что ГК и ФК не влияют на прирост культуры водоросли вплоть до концентраций 62,5 мг/дм3.

Поскольку гумусовые вещества могут контролировать поведение и токсичность ТМ в природных системах (Линник, Набиванец, 1986; Mercier et al., 2001;

Gueguen et al., 2003), то нами было исследовано комплексообразование ионов меди, цинка и кадмия с гуминовыми кислотами с помощью биотестов на основе прироста и ЗФ водоросли хлорелла (рис.2 и 3). Для более удобного сравнения данных на графиках (рис.2 и 3) представлены значения, выраженные в долях от контроля. В результате анализа полученных данных по обоим биотестам, был сделан вывод, что степень закомплексованности ионов ТМ гуминовыми кислотами увеличивается в следующем порядке: Zn2+ < Cd2+ < Cu2+. Важно отметить, что взаимодействие ТМ с гумусовыми веществами – это только один из возможных механизмов детоксикации ионов металлов в растворе (Koukal et al., 2003; Slaveykova, 2007). Учет всех факторов, влияющих на эти механизмы, представляется достаточно сложной задачей, что может являться объяснением расхождения данных, полученных разными исследователями.

1,2 Известно, что две основные фракции ГВ – 1,гуминовые и 0,фульвокислоты в 0,неравной степени 0,определяют 0,2 биодоступность элементов в водной 0,среде (Холин, 2001).

Проведенные нами исследования показали, что препарат ФК в несколько большей Концентрация гумата, мг/дм степени был способен Cu (0,04 мг/дм3) Cd (0,02 мг/дм3) Zn (2,5 мг/дм3) снижать токсическое Рисунок 2 – Зависимость воздействия ионов воздействие Cu2+ и Cd2+ меди (0,04 мг/дм3), кадмия (0,02 мг/ дм3) и цинка на фотосинтетическую (2,5 мг/ дм3) на прирост водоросли хлорелла от активность водоросли, содержания гумата. Контр+ТМ – вариант, не чем ГК. Однако в более содержащий ГК, но с добавлением ТМ.

длительном эксперименте, 1,основанном на приросте 1,культуры водоросли, эти 1,различия исчезают.

0,Согласно литературным 0,0,4 данным, снижение 0,токсичности ТМ может 0,объясняться не только механизмами комплексообразования их с ГВ, но также и процессами Концентрация гумата, мг/дм экранирования клеток водоросли гумусовыми Cu (0,04 мг/дм3) Zn (10,24 мг/дм3) Cd (1,28 мг/дм3) веществами от ионов тяжелых металлов Рисунок 3 – Зависимость воздействия ионов (Koukal et al., 2003;

меди (0,04 мг/дм3), кадмия (1,28 мг/дм3) и цинка Slaveykova, 2007). Оба (10,24 мг/дм3) на ЗФв водоросли хлорелла от процесса могут иметь содержания гумата. Контр+ТМ – вариант, не место при снижении содержащий ГК, но с добавлением ТМ.

токсичности металлов в среде, что усложняет интерпретацию полученных результатов и может приводить к разногласиям между исследователями.

плотность, Оптическая доли от контроля 2+ТМ 3,9+ТМ 7,81+ТМ 15,6+ТМ 62,5+ТМ контроль 31,25+ТМ контр+ТМ контроля ЗФв, доли от 1+ТМ 2+ТМ 3,9+ТМ 7,8+ТМ 15,7+ТМ 31,3+ТМ 62,5+ТМ контроль контр+ТМ 3.5. Сопоставление данных по связывающей способности природных вод, полученных двумя методами биотестирования Современные представления о процессах взаимодействия органического вещества вод (в частности, ГВ) и ионов тяжелых металлов позволяют заключить, что водные объекты, контролируемые гумусовыми веществами, являются основным типом внутренних вод (Steinberg, Timofeyev, Menzel, 2009).

2000 Проведенные нами 18исследования характера 16действия трех ТМ (медь, 14цинк и кадмий) на 12водоросль хлорелла в 10природной воде показали, 8что их токсичность может 6значительно снижаться.

4200 На рисунке 4 представлен типичный характер 0 0,08 0,32 1,28 5,неравноценного действия 0,04 0,16 0,64 2,56 10,ионов меди на ЗФв Концентрация ионов меди, мг/дм водоросли хлорелла в 1% Енисей Кача Контроль среде Тамия, приготовленной на основе дистиллированной Рисунок 4 – Зависимость интенсивности (Контроль) и речных вод ЗФв культуры водоросли хлорелла от (Енисей и Кача).

концентрации ионов меди в контрольной воде и в Данные, полученные воде рек Енисей и Кача расчетным методом, показали, что ЕС50 для дистиллята был равен 0,015±0,001 мг/дм3, для проб Енисея 0,12±0,006 мг/дм3, для Качи 1,3±0,052 мг/дм3 ионов меди.

Следовательно, снижение токсичности ионов меди в воде р. Енисей составляло 8 раз, а в воде р. Кача – 86,7 раз. Основываясь на понятии комплексобразующей способности воды, а также «буферной емкости» (Линник, Набиванец, 1986;

Будников, 1998; Остроумов, 2005), можно сделать вывод, что воды реки Кача в большей степени способны нейтрализовать токсическое действие ТМ, чем воды реки Енисей, по причине большего содержания веществ, с которыми они способны вступать во взаимодействие. Не исключено также, что в их число могут входить и примеси антропогенного происхождения, присутствующие в загрязненных водах р. Кача.

Поскольку выполнение оперативного биотеста на основе регистрации замедленной флуоресценции водоросли хлорелла предусматривает только кратковременный контакт (1 час) тест-организма с токсикантами, то представляет интерес изучение характера действия ТМ в природных водах при более длительных экспозициях. Для этого нами был использован биотест по воздействию токсических веществ на рост водоросли хлорелла, выполняемый в течение 22 часов. Эксперименты показали (рис.5), что данные по связывающей ЗФв способности воды одного и того же объекта, полученные двумя биотестами на основе разных тест-функций водоросли хлорелла, могут существенно различаться. Так, если кратность снижения токсичности ионов меди в воде реки Енисей в биотесте по ЗФ составляла около 22 раз, то в биотесте по приросту водоросли эта величина для тех же проб воды составила 3 раза (рис.5).

1,2 1,1,1,0,0,0,0,0,0,0,0,0,0,0 0,02 0,08 0,0,01 0,04 0,Концентрация ионов меди, Концентрация ионов меди, мг/дммг/дм Контроль Енисей Контроль Енисей б а Рисунок 5 – Токсическое действие ионов меди на прирост (а) и ЗФв (б) культуры водоросли хлорелла в контрольной (дистиллированной) и природной воде (р. Енисей).

3.6. Пространственно-временная динамика связывающей способности природных вод Природные воды 1,по-разному связывают 1,ионы металлов, 0,проявляя при этом неодинаковую 0,буферную емкость 0,(Будников, 1998).

0,Основной причиной этого считается разное 0,0 0,01 0,04 0,16 0,64 2,56 10,содержание 0,005 0,02 0,08 0,32 1,28 5,12 20,растворенного органического вещества Концентрация ионов меди, мг/дм (в основном, гумусовых Дистиллят Енисей Кача веществ) в водоемах и Лесное Бугач водотоках.

Рисунок 6 – Токсическое действие ионов меди Как показали на ЗФв культуры водоросли хлорелла в контрольной исследования, (дистиллированной) и природных водах (р. Енисей и проведенные нами на Кача, п. «Бугач», оз. «Лесное»).

примере двух водотоков (реки Енисей и Кача) и двух искусственных водоемов, находящихся в черте ЗФв, контроля Оптическая доли от контроля плотность, доли от 0,0,0,0,0,0,0,1,2,ЗФв, доли от контроля г.Красноярска (пруд «Бугач» и озеро «Лесное»), связывающая способность вод разных природных объектов может существенно отличаться. Однако уменьшение токсичности ионов меди было практически одинаковым в однотипных водных объектах (рис.6). Так, токсичность Cu2+ снижалась более чем в 600 раз в водах обоих водоемов (пр. «Бугач» и о. «Лесное») и около 2раз в водах обеих рек (Енисей и Кача). Данный факт может свидетельствовать о существовании специфических для определенного типа водного объекта механизмах, определяющих его связывающую способность. Согласно литературным данным, для вод рек более характерны органические вещества, попадающие с водосборной площади вместе с поверхностным стоком (аллохтонное органическое вещество), а для озер и водохранилищ – образующиеся в результате внутриводоемных процессов (автохтонное органическое вещество) (Линник, Набиванец, 1986; Гусева и др., 2000).

Присутствие комплексообразующих веществ, продуцируемых и накапливаемых внутри замкнутого объема пр. «Бугач» и о. «Лесное», может обуславливать более высокую связывающую способность вод этих объектов, по сравнению с проточными системами.

Концентрация органического углерода в водах подвержена также сезонным колебаниям (Smirnov, 2008). Ввиду этого нами была исследована динамика изменения связывающей способности вод рек Енисей и Кача в течение 2007, 2008 и 2009 гг.

Исследование динамики связывающей способности вод рек Енисей и Кача, выполняемое в течение 8 месяцев 2007-го года, проводилось с помощью биотеста на основе ЗФ тест-культуры водоросли хлорелла. Результаты, представленные на рис.7, показывают, что связывающая способность вод обоих природных объектов значительно изменялась во времени. Максимальная кратность уменьшения токсичности ионов меди за весь период исследования составила 512 раз в пробе воды р. Енисей, взятой в июле, и в пробах воды р.

Кача, взятых в июле и августе. Цинк и кадмий связывались в гораздо меньшей степени в пробах воды обеих рек. Максимальная кратность снижения токсичности ионов цинка составляла 33 раза в пробе воды р. Кача, взятой в августе. Для ионов кадмия ее значение для воды р. Кача, взятых в январе, июле, августе и сентябре достигала примерно той же величины. Как уже было показано выше, среди трех ТМ ионы меди в наибольшей степени способны к комплексообразованию с гумусовыми веществами, что может объяснять более высокую степень снижения токсичности этого металла в природной воде.

В целом связывающая способность вод обеих рек по отношению ко всем исследованным ТМ была выше в летний период. Полученные результаты хорошо согласуются с литературными данными, согласно которым среди сезонов года максимальные концентрации органического углерода зафиксированы в период паводков и весенних стоков (Smirnov, 2008), а также летом (Линник, Набиванец, 1986).

Cu 654321январь март май август октябрь февраль апрель июль сентябрь Zn январь март май август октябрь февраль апрель июль сентябрь Cd январь март май август октябрь февраль апрель июль сентябрь Время отбора проб Енисей Кача Рисунок 7 – Кратность уменьшения токсичности ионов меди, цинка и кадмия в пробах вод рек Енисей и Кача (2007 г.). Токсический эффект ТМ оценивался по изменению ЗФ Следует также указать, что по отношению ко всем трем ТМ достаточно высокий уровень связывающей способности был отмечен в пробах воды р.

Кача, взятых в осенние и зимние месяцы. Такие повышения были разовыми и не отвечали общей тенденции изменения комплексообразующей способности вод во времени, что хорошо заметно при сравнении с данными для вод р.

Енисей. Согласно литературным источникам, концентрации органического углерода (продуцируемого внутри водоема и поступающего с водосборной Кратность уменьшения токсичности, раз Кратность уменьшения токсичности, раз Кратность уменьшения токсичности, раз площади) в природных водах быстро падают в течение периодов меженей, особенно зимой (Smirnov, 2008). Поскольку все исследованные в настоящей работе водные объекты находятся в зоне расположения населенных пунктов, следует учитывать возможную роль примесей антропогенного происхождения в установлении величины связывающей способности этих вод. Поступление таких веществ в водные объекты в осенне-зимний период может обуславливать повышение буферной емкости вод по отношению к ТМ.

Исследование динамики связывающей способности воды р. Енисей, проводимые в течение 7 месяцев 2008-го года, показали, что данная величина может существенно различаться в пробах, взятых из разных участков русла реки. В данном случае проводились эксперименты по воздействию ионов меди на ЗФ тест-культуры водоросли хлорелла в пробах природной воды четырех станций отбора. Первая станция находилась на 0,5 км ниже плотины Красноярской ГЭС, вторая станция — 1 км ниже п. Слизнево, третья станция — 15 км ниже г. Красноярска и 0,5 км ниже устья р. Березовка, четвертая станция — 35 км ниже г. Красноярска.

Станция 1 Станция 280 122102816142апрель июнь август октябрь апрель июнь августоктябрь май июль сентябрь май июльсентябрь Время отбора проб Время отбора проб Станция 3 Станция 111110 апрель июнь август октябрь апрель июнь август октябрь май июль сентябрь май июль сентябрь Время отбора проб Время отбора проб Рисунок 8 – Кратность уменьшения токсичности ионов меди в пробах воды р. Енисей (2008 г.) из разных мест отбора. Воздействие токсиканта оценивалось по изменению ЗФ Результаты экспериментов, представленные на рисунке 8, свидетельствуют о повышении связывающей способности воды р. Енисей в весенне-летний период. Вместе с тем, хорошо заметно, что для проб станций, находящихся выше по течению, до г. Красноярска, было характерно резкое повышение Кратность Кратность уменьшения уменьшения токсичности, раз токсичности, раз Кратность Кратность уменьшения уменьшения токсичности, раз токсичности, раз комплексообразующей способности в июне и значительно более низкие ее значения в остальные месяцы. Для станций 3 и 4 наблюдалась менее четкая картина, максимальные снижения токсичности ионов ТМ выявлены в периоды с апреля по май и с июля по август. На основе полученных данных сделано предположение, что влияние как геохимических особенностей территории, так и гидросооружений и крупных населенных пунктов, может обуславливать местоспецифичные особенности динамики связывающей способности вод природных объектов. Так, например, повышение связывающей способности вод станций 3 и 4, находящихся ниже г. Красноярска, наблюдалось в более длительные периоды, чем для станций, находящихся до города (рис.8).

В главе 3.5 было показано, что величины связывающей способности природной воды, полученные двумя методами (на основе прироста и ЗФ культуры водоросли хлорелла), могут существенно различаться. Вместе с тем, апрель июнь октябрь как показали май сентябрь исследования, Время отбора проб проведенные в 2009 году, Прирост ЗФ результаты обоих биотестов выявляли Рисунок 9 – Кратность уменьшения одинаковую динамику токсичности ионов меди в пробах воды р. Енисей связывающей (2009 г.), определяемой по снижению прироста способности проб воды р.

водоросли Енисей в течение месяцев (рис.9). Таким образом, оба биотеста пригодны для целей исследования динамики комплексообразующей способности вод во времени.

Выводы:

1. Ионы трех тяжелых металлов (медь, цинк и кадмий) имеют различный характер воздействия на прирост и замедленную флуоресценцию тест-культуры водоросли хлорелла. Метод на основе ЗФ более чувствителен к присутствию в среде ионов меди, тогда как чувствительность прироста культуры водоросли выше к ионам цинка и кадмия.

2. Предварительное культивирование позволяет существенно повысить чувствительность биотеста на основе ЗФ водоросли хлорелла к ТМ; при этом фактор света в большей степени определяет чувствительность метода, чем фактор температуры. Кроме того, тест-объект более чувствителен к присутствию ТМ в менее концентрированной питательной среде и при меньшей плотности засева клеток водоросли. Из всех питательных элементов, токсичности, раз Кратность уменьшения входящих в состав среды, основная роль в снижении чувствительности тестобъекта к ионам ТМ принадлежит соединениям фосфора.

3. Гумусовые вещества (в концентрациях, не превышающих 62,5 мг/дм3) не оказывают негативного влияния на рост и фотосинтетическую активность культуры водоросли хлорелла. Фульвокислоты в несколько большей степени способны снижать биодоступность Cu2+ и Cd2+, чем гуминовые кислоты.

4. На примере нескольких объектов (реки Енисей и Кача, пр. «Бугач», оз.

«Лесное») продемонстрирована возможность снижения биодоступности ионов ТМ для одноклеточных водорослей в природной воде. При этом воды исследованных природных объектов обладали существенно различающейся связывающей способностью по отношению к ТМ, что может являться следствием неодинакового содержания в них природных лигандов, а также, повидимому, разным уровнем загрязнения их примесями антропогенного происхождения.

5. Данные по связывающей способности воды одного и того же объекта, полученные двумя биотестами на основе разных тест-функций водоросли хлорелла, могут существенно различаться.

6. Связывающая способность природных вод по отношению к ТМ может значительно изменяться во времени, достигая максимальных значений в весенне-летний период. Кроме того, воды на отдельных участках реки могут отличаться биодоступностью в них ТМ.

7. Среди трех исследованных ТМ наибольшая степень снижения токсичности в пробах природной воды была выявлена для Cu2+, что, вероятнее всего, связано с высоким сродством этого металла к комплексообразующим веществам.

Практические рекомендации:

1. ФГБУ "Уральский государственный научно-исследовательский институт региональных экологических проблем" учитывать динамику и местоспецифичность связывающей способности воды при разработке проектов нормативов допустимых сбросов.

2. Центрам лабораторного анализа и технических измерений Федеральной службы по надзору в сфере природопользования использовать разработанную на основе результатов проведенных исследований и допущенную для целей государственного экологического контроля методику определения токсичности питьевых, природных и сточных вод, водных вытяжек из почв, осадков сточных вод и отходов по изменению относительного показателя замедленной флуоресценции культуры водоросли хлорелла (Chlorella vulgaris Beijer).

3. Результаты исследования используются в учебном процессе в преподавании дисциплин «Биологический контроль состояния окружающей среды» и «Флуоресценция хлорофилла» на кафедре экологии и природопользования Института экономики, управления и природопользования Сибирского федерального университета (акт внедрения).

Список работ по теме диссертации В изданиях, рекомендованных ВАК РФ:

1. Бородулина, Т.С. Влияние загрязнения воды нефтью на замедленную флуоресценцию водоросли Chlorella vulgaris Beijer и выживаемость рачков Daphnia magna Str. / Т.С. Бородулина, В.И. Полонский, Е.С. Власова (Стравинскене), Т.Л. Шашкова, Ю.С. Григорьев // Сибирский экологический журнал, 2011. - №1. – С. 107-111.

Основные публикации в других научных изданиях:

2. Власова (Стравинскене) Е.С. Чувствительность биотеста на основе водоросли Chlorella vulgaris к тяжелым металлам / Е.С. Власова (Стравинскене), Ю.С. Григорьев // Тез. докл. Межрегиональной научнопрактической конференции «Объединение субъектов Российской Федерации и проблемы природопользования в Приенисейской Сибири». – Красноярск, 2005.

– С.430.

3. Власова (Стравинскене) Е.С. Влияние концентрации и состава питательной среды на чувствительность водоросли Chlorella vulgaris к тяжелым металлам / Е.С. Власова (Стравинскене), Ю.С. Григорьев // Тез. докл.

Международной научной школы-конференции студентов и молодых ученых «Экология Южной Сибири и сопредельных территорий». – Абакан, 2005. Т.2. – С.47-48.

4. Григорьев, Ю.С. Биодоступность тяжелых металлов в природных и сточных водах / Ю.С. Григорьев, В.Н. Бурмакин, Н.С. Бондарев, Е.С. Власова (Стравинскене), Т.Л. Шашкова // Тез. докл. Международной конференции «Современные проблемы водной токсикологии». – Борок, 2005. – С.33.

5. Власова (Стравинскене) Е.С. Применение биотеста на основе водоросли Chlorella vulgaris для оценки качества природных вод / Е.С. Власова (Стравинскене), Ю.С. Григорьев // Тез. докл. Всероссийской конференции «Научно-техническое творчество молодежи – путь к обществу, основанному на знаниях». – Москва, 2006. – С.129.

6. Григорьев, Ю.С. Оперативные технологии биотестирования токсичности вод / Ю.С. Григорьев, Т.Л. Шашкова, Е.С. Власова (Стравинскене), М.А. Субботин // Тез. докл. Международной научной конференции «Биоиндикация в мониторинге пресноводных экосистем». – Санкт-Петербург, 2006. – С.45.

7. Власова (Стравинскене) Е.С. Определение биодоступности ТМ в природных водах методами биотестирования / Е.С. Власова (Стравинскене), Ю.С. Григорьев // Тез. докл. Российской школы-конференции молодых ученых «Экотоксикология: Современные биоаналитические системы, методы и технологии». – Пущино, 2006. – С.98-100.

8. Власова (Стравинскене) Е.С. Влияние состава питательной среды на чувствительность водоросли Chlorella vulgaris к тяжелым металлам / Е.С.

Власова (Стравинскене), Ю.С. Григорьев // Тез. докл. 2-ой научной конференции с участием стран СНГ «Современные проблемы физиологии и биохимии водных организмов». – Петрозаводск, 2007. – С.35-36.

9. Власова (Стравинскене) Е.С. Исследование модификации токсичных свойств тяжелых металлов в воде природных объектов методами биотестирования / Е.С. Власова (Стравинскене), Ю.С. Григорьев // Тез. докл.

Всероссийской научно-практической конференции «Проблемы региональной экологии в условиях устойчивого развития». – Киров, 2007. – С.158.

10. Власова (Стравинскене) Е.С. Замедленная флуоресценция хлорофилла в оперативной оценке токсического действия тяжелых металлов на растительные тест-организмы / Е.С. Власова (Стравинскене), М.А. Субботин, Ю.С. Григорьев // Тез. докл. Региональной научно-практической конференции «Региональные проблемы природопользования и охраны окружающей среды».

– Куртамыш, 2008. – С.124.

11. Власова (Стравинскене) Е.С. Относительный показатель замедленной флуоресценции в оперативной оценке токсического действия тяжелых металлов на тест-культуру водоросли Chlorella vulgaris / Е.С. Власова (Стравинскене), Ю.С. Григорьев // Тез. докл. III всероссийской конференции по водной токсикологии, посвященной памяти Б.А. Флерова «Антропогенное влияние на водные организмы и экосистемы» и Конференции по гидроэкологии «Критерии оценки качества вод и методы нормирования антропогенных нагрузок». – Борок, 2008. – Т.3. – С.14.

12. Григорьев, Ю.С. Биодоступность загрязняющих веществ в водных объектах и проблема регионального нормирования / Ю.С. Григорьев, Е.С.

Власова (Стравинскене), Т.Л. Шашкова // Тез. докл. III всероссийской конференции по водной токсикологии, посвященной памяти Б.А. Флерова «Антропогенное влияние на водные организмы и экосистемы» и Конференции по гидроэкологии «Критерии оценки качества вод и методы нормирования антропогенных нагрузок». – Борок, 2008. – Т.3. – С.168.

13. Григорьев Ю.С., Власова Е.С. (Стравинскене). Методика определения токсичности питьевых, природных и сточных вод, водных вытяжек из почв, осадков сточных вод и отходов по изменению относительного показателя замедленной флуоресценции культуры водоросли хлорелла (Chlorella vulgaris Beijer), Москва, 2009, 43 с., ПНД Ф Т 14.1:2:4.16-16.1:2.3:3.14-09, ФР.1.31.2009.06614. Стравинскене Е.С. Модификация токсичных свойств тяжелых металлов для водоросли Chlorella vulgaris в природной воде / Е.С.

Стравинскене, Ю.С. Григорьев // Тез. докл. Международной научной конференции и Международной школы для молодых ученых «Проблемы экологии. Чтения памяти профессора М.М. Кожова». – Иркутск, 2010. – С.468.






© 2011 www.dissers.ru - «Бесплатная электронная библиотека»

Материалы этого сайта размещены для ознакомления, все права принадлежат их авторам.
Если Вы не согласны с тем, что Ваш материал размещён на этом сайте, пожалуйста, напишите нам, мы в течении 1-2 рабочих дней удалим его.