Проблема биодоступности тяжелых металлов в экологическом мониторинге природных вод

• Автор: Стравинскене, Екатерина Сергеевна
• Шифр специальности: 03.02.08
• Научная степень: Кандидатская
• Год защиты: 2012
• Место защиты: Красноярск
• Количество страниц: 119 с. : ил.

Оглавление
Введение
Глава 1. Процессы поступления, миграции и трансформации токсичных свойств тяжелых металлов в водной среде (Обзор литературы)
1.1. Пути поступления, формы миграции и токсичность тяжелых металлов в водной среде
1.2. Роль органического вещества вод в процессах миграции и трансформации токсичных
свойств тяжелых металлов
1.3. Пространственно-временное колебание РОВ в природных водных объектах
1.4. Применение методов биотестирования при исследовании трансформации токсичных
свойств ТМ в водной среде
1.5. Характеристика трех тяжелых металлов: медь, цинк, кадмий
Глава 2. Материалы и методы
2.1. Характеристика тест-объекта.

2.2. Методика проведения экспериментов на основе регистрации прироста культуры водоросли Chlorella vulgaris
2.3. Методика проведения экспериментов на основе регистрации параметров замедленной флуоресценции культуры водоросли Chlorella vulgaris
Глава 3. Результаты и обсуждения
3.1. Характер токсического воздействия ионов меди, цинка и кадмия на прирост тест-культуры водоросли хлорелла
3.2. Характер токсического воздействия ионов меди, цинка и кадмия на замедленную флуоресценцию тест-объекта
3.3. Влияние факторов культивирования на токсичность ионов ТМ для водоросли Chlorella vulgaris
3.4. Влияние содержания гумусовых веществ на токсичность ионов ТМ для культуры водоросли Chlorella vulgaris
3.5. Сопоставление данных по связывающей способности природных вод, полученных двумя методами биотестирования
3.6. Пространственно-временная динамика связывающей способности природных вод
Выводы
Список литературы
Приложение - Акт внедрения в учебный процесс

Введение
Загрязнение водной среды тяжелыми металлами (ТМ) 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 их в водоемы в последнее время большое внимание уделяется таким аспектам как миграция и трансформация форм существования ТМ в среде (Линник, Набиванец, 1986; Исидоров, 1999; Холин, 2001; Mercier et al., 2001; Janssen et al., 2003, Kamer 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). Данная 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 растворенного органического вещества (Линник, Набиванец, 1986; Будников, 1998; Морозова, Пен, Фоменко, 2011), основным компонентом которого являются гумусовые вещества. Благодаря способности связывать ионы металлов гумусовые вещества могут увеличивать

мобильность следовых элементов в среде (через реакции комплексообразования), или снижать их миграционную способность благодаря склонности гумусовых веществ адсорбироваться на минеральных поверхностях (Линник, Набиванец, 1986; Mercier et al., 2001). Кроме того, в результате процессов комплексообразования, или связывания, РОВ может существенно влиять на биодоступность ТМ для фитопланктона (Линник, Набиванец, 1986; Морозова, Пен, Репях, 2001; Gueguen et al., 2003). Существует мнение, согласно которому гумусовые вещества могут контролировать поведение всех типов поллютантов в природных системах, включая органические загрязнители (Mercier et al., 2001).
Вместе с тем, содержание в природных водах растворенного органического вещества может существенно зависеть от типа и места расположения водного объекта (Smirnov, 2008). Это, в свою очередь, может влиять на степень проявления токсических свойств поллютантов в различных водных объектах. Понимание значимости модифицирующих характеристик воды, во многом определяющих токсичность одних из наиболее распространенных поллютантов, попадающих в водоемы - металлов, привело некоторые организации (напр., Агентство по защите окружающей среды США, US-ЕРА) к созданию местоспецифичных критериев качества воды (US-EPA, 1994; Heijerick, De Shamphelaere, Janssen, 2002). Однако до сих пор нет однозначных ответов на многие вопросы, такие как связь форм нахождения ТМ в воде с их токсичностью, или влияние внешних условий на токсичность ТМ для гидробионтов (Исидоров, 1999).
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:

характеристиками плазматической мембраны являются гидрофобный, фосфолипидный характер, присутствие белков, некоторые из которых могут пересекать билипидный слой, а также присутствие транспортных белков и ионных каналов, которые способствуют продвижению ионов через мембрану (Simkiss, Taylor, 1995).
Организм может использовать несколько стратегий поглощения ТМ в целях поддержания количества поступающих внутрь металлов в безопасных пределах. В частности, этой цели служит включение в процесс поглощения специфичных (характерных только для определенного микроэлемента) и неспецифичных (характерных для многих микроэлементов) транспортных систем (Демидчик, Соколик, Юрин, 2001 б; Малева, Некрасова, Безель, 2004; Worms et al., 2006).
Как только металл попадает внутрь клетки, он может вовлекаться в различные процессы, приводящие как к положительным, так и к отрицательным последствиям (Campbell et al., 2002). К таким процессам, имеющим целью минимизировать или оптимизировать химическую активность металлов, относятся комплексация, компартментализация, продукция лигандов (Worms et al., 2006). Производство хелатирующих молекул - фитохелатинов -является одним из механизмов защиты клетки от токсического воздействия ТМ. Фитохелатины - мелкие содержащие тиоловые группы полипептиды, вовлеченные в процессы поддержания гомеостаза ТМ и их детоксикацию у клеток высших растений, эукариотных клеток и некоторых грибов (Steffens, 1990; Rauser, 1995; Zenk, 1996; Pawlik-Skowronska, 2001; Nishikawa, Onodera, Tominaga, 2006). Олигомеры фитохелатинов связывают ТМ, причем сила и емкость связывания возрастает с ростом длины молекулярной цепочки (Mehra et al., 1995). Производство фитохелатинов является первичным звеном в процессах защиты водорослей от избытка ТМ и начинается сразу, как только токсичные металлы становятся более доступными и проникают в клетку (Morelli, Marangi, Fantozzi, 2009). Видоспецифичная способность к