CC BY
94
О о
УДК 574.64:58.1
ЗАВИСИМОСТЬ ФЛУОРЕСЦЕНТНЫХ ПАРАМЕТРОВ МИКРОВОДОРОСЛЕЙ КАСПИЯ ОТ АНТРОПОГЕННОГО ЗАГРЯЗНЕНИЯ
© 2008. Алиева М.Ю., Маммаев А.Т., Магомедова М.Х.-М.
Прикаспийский институт биологических ресурсов ДНЦ РАН
Антропогенное загрязнение становится существенным фактором, снижающим фотосинтетическую продуктивность микроводорослей Каспийского моря. Методы регистрации флуоресценции хлорофилла могут быть использованы для обнаружения токсического действия тяжелых металлов на микроводоросли.
Anthropogenic pollution becomes the essential factor, reducing photosynthetic efficiency of microalgae of Caspian sea. Methods of registration of chlorophyll fluorescence can be used for detection of toxic action of heavy metals on microalgae.
Фитопланктон является базовым звеном водных экосистем, определяет их состояние и продуктивность. При действии различных экологических факторов и антропогенных загрязнений в первую очередь изменяются фотосинтетическая активность и численность клеток водорослей. Изменения фотосинтеза фитопланктона приводят к изменениям в остальных звеньях водной экосистемы. В настоящее время нет водоёмов не подверженных антропогенному загрязнению. Каспийское море не является исключением. Источниками загрязнения являются речные стоки и сброс сточных вод от предприятий и населенных пунктов, расположенных на побережье. Все более существенным экологическим фактором, снижающим фотосинтетическую продуктивность микроводорослей природных водоемов, в современных условиях, становится антропогенное загрязнение [2, 4]. Одним из наиболее фототоксичных агентов, ингибирующих фотосинтез, среди тяжелых металлов, поступающих в окружающую среду с промышленными и сельскохозяйственными стоками, является медь [3]. Этот фактор антропогенного воздействия на экосистему бассейна реки Самур и Дагестанской части Каспия приобретает особую актуальность в связи с предполагаемым началом разработки медно колчеданного месторождения в южном Дагестане.
Чувствительность ФС 2 культур микроводорослей и природного фитопланктона к солям тяжелых металлов (сульфат меди, хлорид ртути, метилртуть) резко усиливается в условиях светового стресса, что связано с необратимым ингибированием ресинтеза D1-белка. Медь в хлоропластах блокирует транспорт электронов на разных участках электронтранспортной цепи [6]. Инактивация реакционных центров (РЦ) ФС II происходит в результате повреждений вызванных медью. Медь также может ингибировать реакции фиксации СО2 и другие биохимические процессы, происходящие в клетке [7]. Ингибирование выхода фотосинтетической продукции у большинства водорослей вызывают концентрации меди в пределах 1-30 мкг/л [2, 3]. Изучение механизма действия низких концентраций меди на фотосинтез микроводорослей представляет особый экологический интерес.
Для экологии водных экосистем чрезвычайно важным является выяснение условий, способствующих развитию токсикологического эффекта. Показано, что свет может усиливать действие неблагоприятных факторов различной природы (в том числе и действие токсикантов), вызывая фотоинги-бирование приводящее к инактивации РЦ ФС II и оказывающее существенное влияние на интенсивность процессов первичного продуцирования в водоемах [4]. Свет определяет интенсивность фотосинтеза, рост и развитие водорослей. В тоже время повышенная интенсивность света может приводить к фотоингибированию (ФИ), вызывать фотоокислительную деструкцию фотосинтетических пигмен-
тов и даже гибель организма. В данной работе исследован механизм влияния светового фактора на процессы ингибирования фотосинтеза у водорослей при действии низких концентраций меди.
В работе исследовали микроводоросли прибрежной полосы Каспия. Пробы отбирались в районе Махачкалинского порта. Для проведения токсикологических экспериментов водоросли, осажденные центрифугированием, ресуспендировали в 10% среде Тамия, не содержащей фосфатов и ЭДТА, которые могут связывать соли тяжелых металлов, и затем, после добавления CuS04, инкубировали при различной освещенности и температуре 30°С [6]. Расчет концентрации токсиканта производили по катионам. Флуоресценцию регистрировали при помощи импульсного флуориметра собственной конструкции. Интенсивность постоянной флуоресценции (Е0) измеряли при освещении образцов слабыми импульсами света. Интенсивность максимальной флуоресценции (Ет) измеряли аналогичным образом, но при дополнительном освещении образцов действующим светом в присутствии 10-5 М диурона [6]. Относительный выход переменной флуоресценции Еу рассчитывали как Е/Ет где Еу = Ет- Е. Определение константы скорости фотоингибирования ФС II (Ш) и константы скорости реактивации ФС II (Кг ^производили по [4]. Опыты выполняли в 4-х биологических повторностях.
В оптимальных условиях (освещенность 30 Вт/м2, температура 30°С) величина Еу/Ет была равна 0,82 - 0,81. Добавление меди в концентрации 50 мкг/л и выше приводило к полной инактивации ФС II уже через 3 - 4 ч (Еу/Ет ~ 0, рис. 1). При этом наблюдали быстрое снижение максимального выхода флуоресценции Ет до уровня постоянной флуоресценции Е0 и постепенное уменьшение Е0 обусловленное гибелью водорослей и фотодеструкцией хлорофилла [6].
Добавление меньших концентраций меди (5-25 мкг/л) вызывало быстрое снижение Еу/Ет до некоторого нового стационарного уровня, отличного от нуля. Снижение отношения Е^Ет происходило, главным образом, за счет уменьшения Ет и некоторого роста выхода Е0 (не более 15% от исходного уровня). В дальнейшем величина Еу/Ет оставалась некоторое время на постоянном уровне и затем начинала постепенно восстанавливаться до исходного значения. Длительность стационарной фазы и степень снижения ЕУЕт ,а также продолжительность стадии восстановления увеличивались с повышением концентрации меди.
Степень снижения Еу/Ет в стационарной фазе зависела не только от концентрации меди, но и от интенсивности освещения водорослей в ходе эксперимента. В темноте и на слабом свету (1 Вт/м2) пороговые концентрации меди (5-25 мкг/л) существенно не изменяли Е^/Ет на протяжении 4 ч инкубирования (рис. 2). Уменьшение выхода Еу в темновых условиях наблюдали лишь при концентрации меди 50 мкг/л и выше. С увеличением освещенности до 30 Вт/м2 степень снижения Е^/Ет в присутствии меди возрастала пропорционально интенсивности освещения.
6s
>
Рч
0,9 0,8 0,7 0,6 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0
Время, ч
Рис. 1. Влияние в концентрации К(1), 10(2), 20(3), 40(4), 60(5) мкг/л на изменения переменной флуоресценции
Fv/Fm микроводорослей Каспия при освещении 30 Вт/м2.
0,9 л
0,1 -
0 н-1-1—^—I-1 -1-1
1 10 250 30 44 50
интенсивность света, Вт/м 2
Рис. 2. Влияние интенсивности освещения на выход переменной флуоресценции микроводорослей Каспия при добавлении 0(1), 10(2), 20(3), 40(4), 60(5) мкг/л №
Таким образом, действие меди на ФС II в диапазоне концентраций (5-50 мкг/л) отчетливо проявлялось только при наличии света. Возможно, что инактивация ФС II при действии низких концентраций меди связана с фотоингибированием ослабленных токсикантом микроводорослей. Феномен усиления токсического действия солей тяжелых металлов в присутствии освещения был также подтвержден и в опытах с Тм/егъъАо^ при действии сульфата меди [2]. Анализ кривых восстановления Бу/Бш после ФИ клеток обработанных солями меди в сублетальных концентрациях 10-6-10-5 М, показал, что восстановление полностью ингибировано. Это подтверждает, что при этих концентрациях меди водоросль ТмегъъАокИ теряла способность восстанавливать повреждённый фотосинтетический аппарат. Добавление в этих концентрациях солей меди в темноте существенно не изменяли Бу/Бш. На свету процессы фотодеструкции и репарации протекают одновременно, и степень ингибирования фотосинтетического аппарата зависит от соотношения их скоростей. Очевидно, что действие меди вызывает сдвиг баланса скоростей в сторону фотодеструкционных процессов, что приводит к снижению величины Бу/Рш.
Рассмотренные на примере меди особенности действия пороговых концентраций тяжелых металлов на первичные стадии фотосинтеза могут лежать в основе процессов, приводящих к снижению интенсивности первичного продуцирования в водных экосистемах, подверженных антропогенному загрязнению. Основной причиной, приводящей к увеличению на свету доли неактивных РЦ ФС II, является замедление репарационных процессов, связанных, по-видимому, с ресинтезом Брбелка. Это предположение подтверждается фактом увеличения чувствительности водорослей к токсикантам при действии пониженных температур, при которых происходит дополнительное замедление скорости белкового синтеза [5]. Так как синтез белка в клетке зависит от протекания большого количества биохимических реакций, то очевидно, что самые разные нарушения нормального метаболизма водорослей могут в конечном итоге вызывать уменьшение фотосинтетической активности вследствие фотоингибирования ФС II. Полученные результаты продемонстрировали, что методы регистрации флуоресценции хлорофилла могут быть использованы для обнаружения действия солей тяжелых металлов на водорослевые сообщества и, что фотосинтетическая активность водорослей, оцениваемая по Бу/Рш, является более экспрессным параметром, чем относительная численность клеток, так как позволяет достоверно обнаруживать присутствие токсических агентов на более ранних стадиях интоксикации. Поскольку снижение Бу/Бш приводит к замедлению скорости роста водорослей, это обусловливает все большее отставание водорослей по численности в опытах по сравнению с контролем в ходе инкубирования. Обнаруженное резкое усиление токсикологического эффекта на свету может служить предупреждением: в случае загрязнения поверхностных вод тяжёлыми металлами на уровне ПДК даже обычный дневной свет может стать активным повреждающим фактором, снижающим активность фотосинтеза фитопланктона. Как следствие снизится первичная продукция экосистемы водоемов, что неизбежно отразится на следующих этапах трофической цепочки.
Библиографический список
1. Никаноров A.M., Жулидов А.В. Биомониторинг металлов в пресноводных экосистемах. - Л.: Гидрометеоиз-дат, 1991. - 312 с. 2. Осипов В.А. Зависимость флуоресцентных параметров микроводорослей от фактора среды, включая антропогенные загрязнения. Автореф. канд. дисс. - М., 2006. - 21 с. 3. Патин С А. Влияние загрязнения на биологические ресурсы и продуктивность Мирового океана. - М.: Пищевая промышленность, 1979. - 303 с. 4. По-лынов В А., Венедиктов П.С. Исследование качества воды реки Москва в черте города с использованием флуоресцентных методов // Биол. науки. 1992. № 6. - С. 52. 5. Полынов ВА., Венедиктов П.С., Маторин Д.Н. Использование светового и температурного стрессов для повышения чувствительности биотестов, основанных на флуоресценции микроводорослей // Водные ресурсы. 1992. № 6. - С. 74. 6. Полынов В.А., Маторин Д.Н., Вавилин Д. В. Венедиктов П. С. Действие низких концентраций меди на фотоингибирование фотосистемы II у Chlorslla vulgaris (Beijer) // Физиология растений. 1993. том 40. № 5. - С. 754-759. 7. Samson G., Morissette J.-C, Popovic R. Copper Quenching of the Variable Fluorescence in Dunaliella tertiolecta. New Evidence for a Copper Inhibition Effect on PS П Photochemistry // Photochem. Photobiol. 1988. V. 48. - P. 329.
Работа выполнена при финансовой поддержке РФФИ (06-04-96634).
УДК 546.791:631.4
СОДЕРЖАНИЕ УРАНА И ТОРИЯ В ДОМИНИРУЮЩИХ ВИДАХ РАСТЕНИЙ
ЦЕНТРАЛЬНОГО КАВКАЗА
© 2008. Асварова Т.А.
Прикаспийский институт биологических ресурсов ДНЦ РАН
Результаты исследований показали, что различие в содержании урана и тория в растениях Большого Кавказа зависит от вида растений, от типа пород, от типа почв, их физико-химических свойств. Максимальные концентрации урана и тория обнаружены в видах камнеломок ( Saxifraga mochata, S. Dinikii, S. exarata, S. Carinata), минимальные в чемерице Лобилиева ( Veratrum Lobelianum)
The result of this work have shown that the difference of contents uranium and thorium of various plants of Great Caucasus dependents views plants, on various types rock, type of soils and physical-chemical properties of soil. The maximum concentration of uranium and thorium are registered in Saxifraga mochata, S. Dinikii, S. exarata, S. carinata, and the minimum concentration is in Veratrum Lobelianum.
Изучение закономерностей распределения и миграции естественных радионуклидов в почвенно-растительном покрове является одной из актуальных задач современной радиоэкологии.
Радиоэкологические исследования проведены в высокогорных районах Большого Кавказа в интервале высот 2000-3800 м над уровнем моря на территории Дагестана, Азербайджана, Грузии, Чечни, Северной Осетии-Алании, Кабардино-Балкарии, Карачаево-Черкесии, Ставропольского и Краснодарского края для установления региональных концентраций радионуклидов 238U и 232Th в объектах биосферы (почва, порода, растения) с учетом гидротермических, ландшафтно-геохимических, высотно-поясных характеристик.
В общей сложности было исследовано более 90 точек на территории Большого Кавказа. Гамма-фон местности измеряли с помощью поискового дозиметра СРП-68-01. Валовое содержание 238U и 232Th в почвах, породах и золе растительных образцов определяли с помощью анионита ЭДЭ-10П с арсеназо-III на фотоколориметре Specol при А=670нм.
Усвоение радионуклидов из почвы растениями зависит от концентрации и формы нахождения ЕРН в породах, почвах и природных водах, от физиологических особенностей растений, характера адаптаций растений к условиям геохимической среды, от путей формирования биологического разнообразия горных районов, палеоботанических данных Большого Кавказа [1, 2, 3, 4, 7, 9].
