Июн 08 2002

ВОЗДЕЙСТВИЕ МЕТАЛЛОВ НА ЧЕРНОМОРСКИЙ ФИТОПЛАНКТОН В ЭКСПЕРИМЕНТАХ In Situ

ВОЗДЕЙСТВИЕ МЕТАЛЛОВ НА ЧЕРНОМОРСКИЙ ФИТОПЛАНКТОН В ЭКСПЕРИМЕНТАХ IN SITU

И.А. Скрипник, Л.Ю Секундяк, Е.В. Кирсанова

Одесский филиал Института биологии южных морей

им. А.О. Ковалевского НАН Украины

Согласно современным представлениям, основанным на многолетних экспериментальных и натурных исследованиях, потенциально токсичными для морской среды являются около двадцати металлов. К реально экологически опасным металлам в глобальном и региональном масштабе относят – Cu, Zn, Ag, Cd, Hg, Pb [1]. Металлы Cu2+, Hg2+, воздействие которых на природные популяции морских микроводорослей рассматривается в настоящей статье, подвергают риску дестабилизации локальные акватории Черного моря [2]. Предельно допустимые концентрации, установленные для этих элементов, по порядку величин близки к среднему содержанию в морских водах [3, 4].

Материал и методы. Эксперименты с природными популяциями in situ проводились в модельных емкостях объемом 50 литров, размещаемые в прибрежных водах северо-западной (Одесский залив) и северо-восточной (Двуякорная бухта) части Черного моря. Выбор акваторий для проведения экспериментов a priory подразумевал разницу в содержании взвешенных веществ. Моделировалось два уровня содержания меди и ртути (5·10-3 и 1·10-4 мкг•л-3 - ПДК и 5·10-2 и 1·10-3 мкг•л-3 - 10ПДК). Методика проведения модельных экспериментов описана ранее [5].Физиологическое состояние популяций микроводорослей оценивалось по изменению численности клеток (определяемой прямым счетом под микроскопом), темпу деления клеток, интенсивности фотосинтеза. Интенсивность фотосинтеза измерялась стандартным скляночным методом в кислородной модификации. Содержание исследованных металлов в морской воде и взвеси определяли методом атомно-адсорбционной спектрофотометрии [6].

Результаты исследований. In situ концентрации ртути и меди порядка 10 ПДК являются летальными для большинства видов тотального

фитопланктона. Действие концентраций на уровне ПДК, не подавляющих жизнедеятельность большинства отмеченных в тотальном планктоне видов при лабораторном культивировании, оказывает ингибирующее действие на интегральные показатели фотосинтеза in situ. Первыми, на действие вносимых концентраций металлов, реагируют крупные формы диатомовых водорослей. Устойчивыми к действию являются мелкоклеточные формы водорослей образующие популяции с высокой плотностью клеток. Быстрое наращивание биомассы способствует ускорению выведения металлов из раствора с отмершими клетками. В изолированных фитоценозах происходит замена диатомовых на сине-зеленые водоросли. В связи со сменой видового состава фитоценозов в модельных емкостях, интегральные характеристики первичного продуцирования не претерпевают значительных изменений во времени. Смена видового состава происходит в изолированных фитоценозах и при неизменных интегральных характеристик тотального фитопланктона. Результаты экспериментов свидетельствуют о высокой пластичности водорослевых клеток. Полученный эффект популяционных механизмов нейтрализации токсичных веществ согласуется с данными ряда авторов [7, 8]. Временная динамика токсического действия соответствует динамике сорбции исследуемых металлов. При проведении экспериментов в летний период в Одесском заливе наблюдался высокий уровень содержания растворенных и взвешенных форм органического вещества, минеральных и органических форм азота и фосфора. Уровень первичной продукции органического вещества колебался 0.08 до 0,1 гC .м-3 • сутки. Модельные эксперименты в Двуякорной бухте проводились ранней весной, до наступления периода массовой вегетации. Вода акватории характеризовалась высокой прозрачностью и низким содержанием взвешенного и растворенного органического веществ. Уровень первичной продукции составлял 0,01 гC.м-3• сутки.

После введения ионов исследуемых металлов в модельные емкости, устанавливается динамическое равновесие между растворенной и взвешенными формами. В Одесском заливе, в первые сутки эксперимента, растворимые формы ртути в изолированных емкостях не фиксируются. При низких концентрациях доминирующей формой является растворенная форма ртути. Сорбционная активность растет с увеличением концентрации металла. С увеличением вносимых концентраций резко возрастает содержание взвешенных форм. При минерализации и разрушении металлоорганических комплексов, ртуть повторно обнаруживается в среде во втором варианте опыта на 4 и 7, а в первом – на 6 и 7 сутки эксперимента. Менее выражено количественно, те же процессы наблюдаются при изменении содержания меди в воде. В первые сутки, в вариантах опыта оно снижается вдвое, а затем на 4-7 сутки возрастает и вновь падает.

В акватории Двуякорной бухты содержание ртути в первый день опыта снижается более чем на 50% от исходного, а меди приблизительно на 20%. В дальнейшем, несмотря не некоторые флуктуации содержания металлов в воде, их концентрация поддерживается на довольно высоком уровне в течение всего эксперимента. У ртути наблюдается тенденция к постепенному снижению концентрации в растворе. Содержание меди уменьшается только на 14 день опыта. Изменение суммарных показатели продуктивности под влиянием исследуемых металлов показано на рис.1.

Рис. 1. Изменение суммарной первичной продукции в разных районах Черного моря под действием металлов

Заключение. По силе токсического воздействия, на изолированные фитоценозы в экспериментах in situ, исследуемые металлы можно расположить Hg > Cu. Отмечена большая чувствительность природных фитоценозов в сравнении с лабораторными культурами. Во временном масштабе, в отличие от острого действия ртути, медь хронически подавляет (пропорционально концентрации) продукционные свойства фитопланктона. Токсическое действие металлов на фитопланктон в разных акваториях закономерно определяется физико-химическими и биологическими особенностями среды. Наблюдается зависимость реакции, изолированных в опытах in situ популяций микроводорослей, на воздействие от комплексообразующей способности среды. Популяционные механизмы нейтрализации металлов свидетельствуют о высокой пластичности водорослевых клеток

Литература

1. 1.Спозито Г. Распределение потенциально опасных следов металлов. - В кн. Некоторые вопросы токсичности ионов металлов.– М.: Мир,1993, С.9-23

2. 2.Доценко С.А., Рясинцева Н.И., Савин П.Т., Саркисова С.А. Специфические черты гидрологического и гидрохимического режимов и уровень загрязнения прибрежной зоны моря в районе Одессы.// Исследования шельфовой зоны Азово-Черноморского бассейна. – Севастополь: МГИ НАНУ, 1995, С.31-43.

3. 3.Рыбоохрана. // Сб.руководящих документов Министерства рыбного хозяйства.- М.Юрид. л-ра,1988.

4. 4.Дж.Андруз, П.Бримблекумб, Т.Джикедз, П.Лисс. Введение в химию окружающей среды.– М: Мир 1999, С.270.

5. 5.Саркисова С.А., Скрипник И.А. Моделирование влияния загрязняющих веществ на продуцирование органического вещества фитопланктона в опытах in situ . – Океанология, 1987, Т.27, в.2, С.234-237.

6. 6.Руководствопо методам биологического анализа морской воды и донных отложений. – Л: Гидрометиздат, 1980, С.191.

7. 7.Prosi F. Heavy Metals in Aquatic Organisms// Metal Pollution in Aquatic Environment. Berlin: Springer-Verlag, 1996– Р.271-324.

8. Raven I.A. Plasticity in algae // Proc. Symposia of the Society for Experimental Biology. – Durhain, 1995. – P.347-372.

Нет пока ответов

Комментарии закрыты.