ВЛИЯНИЕ СОЛЕЙ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ НА СИНТЕЗ ПРОЛИНА LEMNA MINOR L


Цитировать

Полный текст

Аннотация

Оценка степени загрязнения воды - важная составляющая мониторинга загрязнений. Реки загрязняются стоками предприятий, часто уровень загрязнения и токсичности полученных вод трудно оценить. Химические методы исследования трудоемки и затратны. Использование методов биотестирования и биоиндикации может дать быстрый и точный ответ о токсичности вод. В настоящее время требуется использование комплексных методов для оценки уровня загрязнения и токсичности воды водоемов, особенно в регионах с хорошо развитой промышленностью, где есть реки, испытывающие антропогенное загрязнение. Особое внимание во многих исследованиях уделяется изучению низкомолекулярных антиоксидантов как биохимических индикаторов загрязнения окружающей среды, а также как биомаркеров физиологического состояния растений, произрастающих в стрессовых условиях среды. Интересным и доступным к использованию в качестве тест-объекта является растение ряски, которое имеет широкое распространение, легко культивируется и чувствительно к загрязнению тяжелыми металлами. В цели работы входило выявление особенностей воздействия солей тяжелых металлов (Zn, Cd, Ni, Co, Cu, Fe, Sr) на культуру Lemnaminor L. для оценки возможности использования растения Lemna minor в качестве тест-объекта. Растения ряски подвергали обработке и выращивали на питательной среде Штейнберга. В условиях вегетационного опыта выращивали растения ряски малой ( Lemna minor ) в растворах солей металлов в концентрациях 0,05 мкмоль/л; 0,5 мкмоль/л; 5 мкмоль/л; 25 мкмоль/л в трех биологических повторностях. Содержание свободного пролина в растениях определяли с помощью кислого нингидринового реактива по методу Бейтса с соавт. (Bates et al. 1973). Было установлено, что при концентрациях солей тяжелых металлов от 0,05 до 0,5 и 5 мкмоль/л содержание пролина в листьях увеличивается, концентрации металлов 25 мкмоль/л вызывают резкое увеличения содержания пролина в растениях Lemna minor . Концентрация пролина в растениях, выращенных в растворах, содержащих 0,05 мкмоль/л кадмия и стронция, превосходила контрольный вариант. При концентрациях 5 мкмоль/л наивысшее содержание пролина отмечено у растений, испытывающих воздействие никеля, цинка и стронция. Концентрация ионов металлов 25 мкмоль/л давала высокое содержание пролина в растениях в случаях культивации в растворах с кобальтом, стронцием, медью и никелем. Результаты исследований дают основание рекомендовать Lemnaminor в качестве тест-организма, используя значения содержания пролина как биомаркера физиологического состояния растений.

Полный текст

Проблема загрязнения пресных водоемов продолжает оставаться весьма актуальной. К числу наиболее опасных химических загрязняющих веществ относятся тяжелые металлы. Попадая в водотоки вследствие антропогенной деятельности, тяжелые металлы долгое время могут оставаться в экосистеме, претерпевая трансформационные изменения, аккумулируясь растениями и животными, вызывая необратимые изменения и нарушения жизненно важных функций у большинства организмов (Waisberg et al. 2003). Особое значение приобретает проблема очистки сточных вод и вод естественных и искусственных водоемов от большого количества загрязняющих веществ, в том числе тяжелых металлов (ISO 8288-1986). Высшие водные растения являются неотъемлемыми компонентами многих гидрофитоценозов и играют существенную роль в очистке водоемов от поллютантов (Абдуллаев, Мадалиева 1976). В настоящее время уже разработаны и активно применяются на практике методики использования нескольких растений-гидробионтов, но важно расширить перечень используемых растений для очистки водоемов, в том числе и от тяжелых металлов (Жиров 2009). Изучению механизма воздействия металлов на растительный организм посвящено большое количество исследований. Стратегии поведения растительного организма в ответ на повышенное содержание металлов в окружающей среде зависит от многих факторов, прежде всего от вида и его экологии, особенностей физиологических и биохимических механизмов адаптации. Избыток тяжелых металлов в окружающей среде, как правило, приводит к их повышенному накоплению растительными организмами, при этом величина и характер поглощения у разных видов растений имеет свою специфику. Выделяют виды «индикаторы»; «аккумуляторы»; «исключители» (Барсукова 1997; Baker 1981). Водные растения быстро дают ответную реакцию на присутствие в воде тяжелых металлов. Металлы вызывают ряд изменений - в морфологии, анатомии, физиологических и биохимических процессах клеток растений. Для оценки степени токсичности металлов обычно используют параметры выживаемости и скорости роста растений, прежде всего гидрофитов (Попов, Браяловская 2000). Недостаточно используются параметры состояния физиолого-биохимических процессов в клетке. Биохимические изменения являются первичными в этой цепочке и могут служить биомаркером воздействия тяжелых металлов на растения. В этой связи многие водные растения можно использовать для биотестирования и биоиндикации загрязнения металлами, а растения, способные накапливать тяжелые металлы, - применять для биоремедации и в очистке сточных вод (Abbasi et al. 1999; Kadlec et al. 2000; Kara et al. 2005). Особое внимание во многих исследованиях уделяется изучению низкомолекулярных антиоксидантов как биохимических индикаторов загрязнения окружающей среды, а также как биомаркеров физиологического состояния растений, произрастающих в стрессовых условиях среды (Кравченко 2012; Духовский и др. 2003; Аренте и др. 1993; Шорнинг и др. 1999). Важным механизмом защиты является синтез осмолитов - пролина (Bassi, Sharma 1993; Schat et al. 1997; Chen et al. 2001; Шевякова и др. 2003) и полиаминов (Groppa et al. 2001). Применение биоиндикационных методов на уровне метаболических реакций автотрофных организмов необходимо для ранней диагностики экологического неблагополучия (Кравченко и др. 2012). Lemna spp. - широко распространенное свободноплавающее водное растение. Растение быстро воспроизводится и легко приспосабливается к различным водным условиям. Может расти в широком диапазоне pH (3,5-10,5) и температурой в пределах от 7 до 35°C, с оптимальным ростом между 20-31°C. Lemna minor L. широко используется в фитоиндикации. Растения Lemna minor чувствительны к загрязнению воды при содержании в ней до 10 мкг/мл ионов Ва, Сu, Mg, Fe, Со (Галактионов, Юдин 1980). На каждый загрязнитель у видов рясок проявляется специфическая реакция (Гербхард с соавт. 1990; Цаценко, Малюга 1998). На медь (0,1-0,25 мг/мл) листецы реагируют полным рассоединением из групп и изменением окраски с зеленой на голубую; реакция проявляется через 4 часа после воздействия. На цинк (0,025 мг/мл) реакция заключается в изменении окраски листеца: с насыщенно зеленой до бесцветной, где зелеными остаются только точки роста; барий (0,1-0,25 мг/мл) вызывает полное рассоединение листецов, отпадание корней и изменение окраски с зеленой на молочно-белую; кобальт (0,25-0,0025 мг/мл) - полную приостановку роста и потерю окраски (Малюга и др. 1996). Материал и методы Целью работы стало выявление особенностей воздействия солей тяжелых металлов (Zn, Cd, Ni, Co, Cu, Fe, Sr) на культуру водоросли Lemna minor для оценки возможности использования растения Lemna minor в качестве тест-объекта. Растения ряски подвергали обработке и выращивали на питательной среде Штейнберга. В 2017 г. в условиях вегетационного опыта выращивали растения ряски малой в чашках Петри в растворах с различной концентрацией солей металлов: ZnSO4·7H2O, CdSO4·8H2O, NiSO4·7H2O, CoSO4·7H2O, CuSO4·5H2O, FeSO4·7H2O, SrSO4: 0,05 мкмоль/л; 0,5 мкмоль/л; 5 мкмоль/л; 25 мкмоль/л в трех биологических повторностях. Одновременно с модельными опытами была заложена линия контрольного эксперимента. Опыт проводился в течение 7 дней с момента закладки последнего модельного эксперимента, снятие происходило на восьмые сутки. В растениях определяли содержание свободного пролина с помощью кислого нингидринового реактива по методу Бейтса с соавт. (Bates et al. 1973). Установленную навеску растительной ткани растирали в 10 мл 3,0%-го раствора сульфосалициловой кислоты для осаждения протеинов. Гомогенат фильтровали. К 2,0 мл фильтрата приливали 2,0 мл нингидринового реактива, приготовленного без нагревания (1,25 г нингидрина, 30 мл ледяной уксусной кислоты, 20 мл 6 М раствора H3PO4), и 2,0 мл ледяной уксусной кислоты. Реакционную смесь инкубировали в течение 1 ч на водяной бане при 100°С., по окончании - быстро охлаждали до комнатной температуры и переносили в делительную воронку с 4,0 мл толуола, встряхивали. Верхний окрашенный слой (хромофор) колориметрировали против толуола при длине волны λ = 520 нм. Калибровочную кривую строили по кристаллическому пролину. Содержание пролина в образцах листьев рассчитывали на сырую массу (μмоль/г). Результаты и обсуждение Концентрация пролина у опытных растений изменялась в диапазоне от 0,47 мкмоль/г до 13,61 мкмоль/г. Динамика изменения концентрации пролина при воздействии растворов солей металлов на растения Lemna minor очень похожа (см. рисунок). Практически все графики близки в точке с концентрацией солей 5 мкмоль/л (min - 1,94, max - 4,79). При низких концентрациях солей металлов (0,05 мкмоль/л) самое высокое содержание пролина было отмечено у растений, выращенных в присутствии солей кадмия и стронция. У растений, растущих в растворах с никелем и кобальтом, концентрация пролина увеличилась в два раза по сравнению с контрольным вариантом, остальные металлы стимулировали выработку пролина медленнее. Содержание пролина у растений, растущих в растворах кадмия и стронция при концентрации 0,5 мкмоль/л, также было самым высоким. Такая концентрация солей металлов вызывает увеличение синтеза пролина в 2-5 раз по сравнению с контрольным вариантом, исключением является раствор цинка, который не дает значительного роста количества пролина в растениях Lemna minor. У опытных растений Lemna minor концентрации солей металлов 5 мкмоль/л вызывали значительное увеличение пролина по сравнению с контролем: Cu, Fe - в 4 раза; Cd, Co - в 6 раз, Zn, Sr - в 7 раз, Ni - в 10 раз. Концентрация солей металлов 25 мкмоль/л является критической для растения Lemna minor. Данная концентрация кадмия дает 100%-ную смертность растений. При воздействии растворов большинства солей металлов (Ni, Co, Cu, Fe , Sr) в концентрациях 25 мкмоль/л отмечается значительный рост содержания пролина у растений Lemna minor, выработка пролина возрастает в 12-28 раз по сравнению с контрольным вариантом (см. рисунок). Таким образом, при воздействии солей металлов в концентрациях от 0,05 до 0,5 и 5 мкмоль/л на растения Lemna minor содержание пролина увеличивается постепенно. Концентрации металлов 25 мкмоль/л вызывают резкое увеличение содержания пролина в растениях Lemna minor, что говорит о токсичных концентрациях и включении защитных механизмов. Важно отметить, что при невысоких концентрациях металлов порядка 0,05 мкмоль/л концентрация пролина в растениях превосходила значительно контрольный вариант для кадмия и стронция. При концентрациях 5 мкмоль/л наивысшее содержание пролина отмечено у растений, испытывающих воздействие никеля, цинка и стронция. Рис. Изменение содержания пролина в растениях Lemna minor при воздействии солей тяжелых металлов Концентрация ионов металлов 25 мкмоль/л давала высокое содержание пролина в растениях в случаях культивации в растворах с кобальтом, стронцием, медью и никелем. Это свидетельствует о высокой токсичности данных металлов и особой реакции ряски на воздействие солей никеля и меди, что требует дальнейшего исследования. Вывод На основании полученных результатов можно сделать вывод, что соли Cd2+, Co2+ и Sr2+ оказывают влияние на механизм выработки пролина и дают основание рекомендовать Lemna minor в качестве тест-организма, т.е. возможно использование показателя содержания пролина как биомаркера физиологического состояния растений, произрастающих в стрессовых условиях среды (воздействие тяжелых металлов).
×

Об авторах

М. Е. Морозова

АО «Самотлорнефтегаз»

лаборант химического анализа

Т. В. Сторчак

Нижневартовский государственный университет

кандидат биологических наук, доцент кафедры экологии

Список литературы

  1. Абдуллаев Д. Мадалиева Г. К. 1976. О роли высшей водной растительности в самоочищении водоемов // Физиолого-биохимические аспекты культивирования водорослей и высших водных растений в Узбекистане: сборник статей. Ташкент: Фан, 28-43.
  2. Аренте Г. Б., Лайнис Ю. Я. 1993. Изучение действия ионизирующей радиации на содержание витамина С в растениях с различным обменом веществ // Теоретические и практические вопросы рационального использования животных и растений. Рига: Зинатне, 5-7.
  3. Барсукова B. C. 1997. Физиолого-генетические аспекты устойчивости растений к тяжелым металлам: Аналитический обзор. СО РАН; ГПНТБ; Ин-т почвоведения и агрохимии. Новосибирск.
  4. Гербхард А., Четвериков А. Г., Герасименко В. В., Цоглин Л. Н. 1990. Действие ионов ртути на растения ряски // Физиология растений Т. 37. Вып. 2, 349-354.
  5. Духовский П., Юкнис Р., Бразайтите А., Жукаускайте И. 2003. Реакция растений на комплексное воздействие природных и антропогенных стрессоров // Физиология растений. Т. 50, 2, 165-173.
  6. Жиров В. К. 2009. О новых исследованиях взаимодействия загрязняющих веществ с макрофитами в связи с изучением их фиторемедиационного потенциала // Вода: технология и экология 1. 72-74.
  7. Кравченко И. В., Шепелева Л. Ф., Филимонова М. В., Ганюшкин Л. В. 2012. Распределение кислот системы аскорбата в растениях нефтезагрязненных участков Сургутcкого района // Вестник Томского государственного университета. Биология. 3 (19), С. 110-121.
  8. Попов А. Н. Браяловская B. Л. 2000. Применение водных макрофитов для очистки поверхностных вод от ионов металлов // Водное хозяйство России Т. 2. № 3, 268-274.
  9. Цаценко Л. В., Малюга Н. Г. 1998. Чувствительность различных тестов на загрязнение воды тяжелыми металлами и пестицидами с использованием ряски малой Lemnа minor L. // Экология 5, 407-409.
  10. Шевякова Н. И., Нетронина И. А., Аронова Е. Е., Кузнецов Вл. В. 2003. Распределение Cd и Fe в растениях Mesembryanthemum crystallinum при адаптации к Cd-cтрессу // Физиология растений Т. 50, № 5, 756-763.
  11. Шорнинг Б. Ю., Полещук С. В., Горбатенко И. Ю., Ванюшин Б. Ф. 1999. Действие антиоксидантов на рост и развитие растений // Известия РАН. Сер. биол. 1, 30-38.
  12. Abbasi A. S., Ramasami E. 1999. Biotechnological methods of pollution control. Universities Press: Hyderabad. 168.
  13. Baker A. I.M. 1981. Accumulators and excluders - strategies in the response of plants to heavy metals // J. Plant.Nutr. Vol.3. 1-4, 643-654.
  14. Bassi R., Sharma S. S. 1993. Proline accumulation in wheat seedlings exposed to zinc and copper // Phytochemistry. V. 33, 1339-1342.
  15. Bates L. E., Waldren R. P., Teare I. D. 1973. Rapid determination of free proline for waterstress studies. Plant and soil, 39 (1), 205-207.
  16. Chen S. L., Kao C. H. 1995. Cd induced changes in proline level and peroxidase activity in roots of rice seedlings // Plant Growth Regul. V. 17, 67-71.
  17. Groppa M. D., Tomaro M. L., Benavides M. P. 2001. Polyamines as protectors against cadmium or copper-induced oxidative damage in sunflower leaf discs // Plant Sci. V. 161, 481-488.
  18. ISO 8288-1986. 1986. Water quality; Determination of cobalt, nickel, copper, zinc, cadmium and lead; Flame atomic absorption spectrometric met hods. Publ.date: 01. 01.1986. Geneva: International Organization for Standartization.
  19. Kadlec R. H., Knight R. L., Vymazol J., Brix H., Cooper R. and Habert R., 2000. Constructed Wetlands for Pollution Control // Control Processes, Performance, Design and operation. London: IWA pub.
  20. Kara Y., Kara I. 2005. Removal of cadmium from water using Duckweed (Lemna trisulca L.). // Int J Agric Biol, Vol. 7, 660-662.
  21. Schat H., Sharma S. S., Vooijs R. 1997. Heavy metal-induced accumulation of free prolinein a metal-tolerant and a nontolerant ecotype of Silene vulgaris // Physiol Plantarum. V. 101, 477-482.

Дополнительные файлы

Доп. файлы
Действие
1. JATS XML


Creative Commons License
Эта статья доступна по лицензии Creative Commons Attribution 4.0 International License.