CC BY
57
ВЕСТНИК САНКТ-ПЕТЕРБУРГСКОГО УНИВЕРСИТЕТА
Сер. 4 2007 Вып. 3
УДК 574.5
В. Г. Поваров, О. Б. Соколова, К. А. Шигапова, Н. С. Павлова
БИОКОНЦЕНТРИРОВАНИЕ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ
ВОДНЫМИ И ПРИБРЕЖНЫМИ РАСТЕНИЯМИ
(НА ПРИМЕРЕ ТРОИЦКОГО РУЧЬЯ, СТАРЫЙ ПЕТЕРГОФ)
Введение. В настоящее время контроль содержания тяжелых металлов в природных водах является актуальным практически для всех территорий. Несмотря на обилие аналитических методов, решение этой задачи наталкивается на ряд трудностей. Они заключаются не столько в научной, сколько в экономической и организационной стороне дела. Приобретение и постоянная эксплуатация современных аналитических приборов обходятся дорого и требуют значительного штата квалифицированных сотрудников. К этому надо добавить трудозатраты на регулярный пробоотбор и пробоподготовку. Чем ниже концентрация металла, тем больший объем пробы необходимо отбирать и тем труднее подготовить ее к анализу. Именно поэтому большое значение сохраняют методы, основанные на анализе объектов, служащих естественными концентраторами (сборниками) определяемых экотоксикантов в природных водах. В данной работе представлены результаты исследований по изучению биоконцентрирования некоторых тяжелых металлов растениями Троицкого ручья, протекающего по территории Петродворцового района г. Санкт-Петербурга. Настоящая статья представляет собой попытку предложить эффективную методологию применения эффекта биоконцентрирования для оценки содержания тяжелых металлов в природной воде.
Общая характеристика явления биоконцентрирования и его элементарная модель. Явление биоконцентрирования, т. е. накопления химических веществ в тканях растений и животных в процессе их нормальной жизнедеятельности, относится к важнейшим биологическим факторам, определяющим динамику перемещения химических элементов на нашей планете. Для характеристики эффекта используют коэффициент биоконцентирования Е^ = Сь / С^, где Сьи С^—концентрации вещества в живом веществе и в воде соответственно. Для большинства тяжелых металлов, обнаруженных в растениях, величина ВсГ находится в пределах 102-105, если концентрацию измерять в граммах металла, содержащихся в одном грамме воды или сухого растения соответственно [1, 2]. Широкое применение эффект биоконцентрирования нашел при анализе качества природных вод, поскольку анализировать концентрированную пробу (часть растения) проще, чем окружающую его воду. Помимо того, что растение представляет собой естественный сборник экотоксикантов и избавляет исследователя от трудоемкой процедуры предварительного концентрирования пробы, содержание анализируемого вещества в растении или животном характеризует не просто уровень загрязнения воды, но показывает степень биодоступности данного вещества, в какой бы химической форме оно ни находилось. Это позволяет оценить медицинские последствия употребления воды из данного водоема человеком.
© В. Г. Поваров, О. Б. Соколова, К. А. Шигапова, Н. С. Павлова, 2007
Основными преимуществами метода биоконцентрирования являются простота основных процедур и доступность применяемого аналитического оборудования. От исполнителя требуется только собрать и взвесить растительный материал, а затем перевести экотоксикант в определяемую форму. Для тяжелых металлов чаще всего используют сжигание в токе воздуха при 600-800° С с последующим растворением в соляной кислоте, для органических соединений—экстракцию н-гексаном или диэтиловым эфиром [2, 3].
Серьезным недостатком этого метода является то, что он не информирует нас о вариациях концентрации экотоксиканта во времени. Мы всегда получаем средний результат, отвечающий накоплению экотоксиканта за достаточно длительный период. Мало того, скорость накопления вещества зависит и от фазы роста растения, и от внешних условий, и от состояния растения в целом. Теория эффекта биоконцентрирования разработана слабо, единой методологии его применения не существует, и не всегда есть уверенность в достоверности табличных коэффициентов биоконцентрирования. Интересно отметить, что в уже цитировавшейся монографии [2] нет ни одного указания на связь величины ВсГ с биометрическими показателями растения и условиями его произрастания. Зато приведенный там же разброс коэффициента для одной и той же пары «экотоксикант - растение» достигает трех порядков.
Согласно современным взглядам, химические механизмы биоконцентрирования тяжелых металлов одинаковы для большинства таких металлов (исключение составляет ртуть, для которой известен механизм концентрирования в виде Н§(СН3)2) [3]. Для таких металлов, как Бе, Си, РЬ, N1 и др., характерно закрепление на тиольных, карбоксильных и гидроксильных концевых группах биополимеров. Следовательно, можно считать, что скорость накопления любого из рассмотренных металлов пропорциональна его концентрации в воде, питающей растение. Рассмотрим одноблочную динамическую модель биоконцентрирования, согласно которой растение представляет собой некий резервуар, в который поступает питательный водный раствор со скоростью и концентрацией интересующего нас металла СМе. Следует также учесть, что общая масса растения возрастает со временем со скоростью Уь (т. к. оно растет). Вкладом массы концентрируемого металла в биомассу растения пренебрегаем. Вся поступающая вода испаряется с поверхности зеленых частей растения, а ионы металла остаются в тканях. Тогда для скорости поступления металла в растение и скорости его роста можно записать систему из двух дифференциальных уравнений:
(1Мь/сК = Уь. (1)
Здесь ММе и Мь - масса накопленного растением металла и масса самого растения. Выполним деление первого уравнения на второе. Получим:
А=с1мМе/амь = у^Ме/уь. (2)
Величину Вс^ = А/СМе можно назвать дифференциальным коэффициентом биоконцентрирования. Чтобы измерить дифференциальный коэффициент биоконцентрирования, нужен метод неразрушающего определения биомассы растения и общего содержания металла в нем в два близких момента времени, что весьма сложно сделать. Мы же рассмотрим решения системы (1) при некоторых упрощающих предположениях. Сначала допустим, что величины У^ СМе и Уь постоянны за время роста, и тогда уравнение (2) можно проинтегрировать:
Поскольку отношение ММе / Мь есть не что иное, как массовая доля металла в растении (т. е. масса металла, приходящаяся на 1 г биомассы), а величина СМе обычно также измеряется в граммах металла на 1 г воды, то для коэффициента биоконцентрирования получаем:
Bcf=MMe/(MbCJ = Vw/Vb. (4)
Это соотношение показывает, что коэффициент биоконцентрирования—величина биологическая, равная отношению скорости потребления воды растением к скорости прироста биомассы. Следовательно, табличные значения Bcf имеют смысл неких средних биологических характеристик растения, к тому же в определенных условиях. Мы также видим, что Bcf не должен зависеть от природы металла, а вся химическая специфика металла может проявиться либо в том, где именно в растении он концентрируется, либо в том, возможны ли для него какие-либо способы удаления из растения. Но этими аспектами мы на данном уровне пренебрегаем и считаем, что потерь металла из растения не происходит. Для практического применения уравнения (4) гораздо важнее знать, насколько правильно наше предположение о постоянстве величин Vw, СМе и Vb за период роста растения. О постоянстве концентрации СМе говорить не приходится, а что касается величин Vw и Vb, то они сильно зависят от фазы роста и условий произрастания и более менее постоянны только для определенного периода роста в постоянных внешних условиях. Однако для корректности интегрирования важно, чтобы постоянным было их отношение VJVb - Bcf, а не каждая из них по отдельности.
Учитывая, что отбор проб может производиться несколько раз в течение вегетационного периода, представляет интерес временная зависимость коэффициента биоконцентрирования от возраста растения. Эти вопросы можно прояснить даже при помощи моделирования, если численно проинтегрировать систему (1) при определенных предположениях о виде правых частей уравнений. В конкретном примере мы предположили, что прирост биомассы растения происходит по уравнению вида:
Mb= 0,2t/(l + 0,0 It). (5)
(В химии данное уравнение известно как уравнение Лэнгмюра и описывает монотонное увеличение Mh от времени с выходом на постоянное значение при t = со). В нашем случае Mb(t = со) = 20 гр. Вегетационный период примем равным 150 суткам. Скорость водопотребления примем пропорциональной поверхности растения, которую, в свою очередь, можно считать пропорциональной Мь2/3 с коэффициентом пропорциональности, равным 10:
Vw (г/сутки) = Ю*]^2'3.
Для временной зависимости концентрации металла в воде рассмотрим два сценария:
1) концентрация металла постоянна во времени;
2) концентрация металла изменяется со временем с постоянной скоростью (увеличивается или уменьшается).
При этом коэффициент биоконцентрирования будем рассчитывать как отношение массовой доли металла в биомассе к массовой доле металла в воде на текущий момент времени.
Результаты моделирования представлены на рис. 1. Прежде всего надо отметить, что при постоянной концентрации металла в воде коэффициент биоконцентрирования возрастает со временем с почти постоянной скоростью. Это неудивительно, поскольку большая часть металла поступает в уже сформировавшееся растение, скорость водопотребления которого согласно модели меняется слабо. Представленные на зависимости
Рис. 1. Теоретические зависимости параметров модели от времени в течение вегетационного периода. Кривая 1 биомасса (г), кривые 2—4 коэффициенты биоконцентрирования при: 2 см = Ю-' + г+Ю"8*^ 3 сме= 105г/г, 4 СМе= 10-5-2*10-8П, кривая 5 количество (г) потребленной воды.
величины Bcf от времени жизни растения при различных сценариях изменения концентрации металла в воде также выглядят интересно. Постоянный рост концентрации металла на 60% от первоначальной величины практически не сказался на величине Bcf. Она уменьшилась с 500 до 410 и осталась почти линейной функцией времени. Однако такое же уменьшение концентрации металла приводит к возрастанию Bcf от 500 до 850, и при этом зависимость демонстрирует ускоренный рост. Это очень важный момент, поскольку при реальном пробоотборе мы всегда отбираем пробу воды одновременно с пробой растения, и, если концентрация накапливаемого металла уменьшалась в течение вегетационного периода, мы получим высокие значения Bcf и предскажем заниженную концентрацию металла в воде для тех моментов, когда она там была высокой. Чтобы проверить, насколько рост концентрации металла со временем не влияет на полученные выводы, мы выполнили еще один расчет, при котором концентрация равномерно возрастала в 4 раза за то же самое время. Это привело к уменьшению Bcf с 500 до 330 при сохранении линейной зависимости от времени. Таким образом, с некоторой осторожностью мы можем заключить, что если Bcf со временем возрастает с постоянной или с убывающей скоростью, то концентрация металлов в воде или постоянна, или сильно возрастает. Если же наблюдается ускоренный рост Bcf, то концентрация металла в процессе роста растения монотонно уменьшалась. При этом следует иметь в виду, что там, где концентрация металла в воде больше, больше и содержание его в растении. Отсюда следует, что результаты анализов нужно интерпретировать, основываясь и на данных о Bcf, и на данных о содержании металлов
1
2
Рис. 2. Установка для сжигания проб растений.
1. Кварцевая трубка. 2. Печь. 3. Воздушный компрессор. 4. Стакан с раствором HCl.
в растениях, и на данных об изменениях концентрации металла в воде. К счастью, среди тяжелых металлов есть такой, который всегда присутствует в природе в больших количествах и может быть использован в качестве универсального стандарта. Это железо. Его среднее содержание в земной коре ~ 3,6% по массе, оно хорошо концентрируется растениями и хорошо определяется классическими химическими методами как непосредственно в воде, так и в растениях.
Поэтому мы взяли железо в качестве стандартного вещества при определении общего коэффициента биоконцентрирования тяжелых металлов. Остальные рекомендации относятся к выбору растения (нужно, чтобы растение произрастало во всех частях водоема и позволяло отобрать достаточную массу пробы) и к быстроте пробоотбора (нужно, чтобы образцы в разных частях водоема отбирались практически одновременно). Выбор растения сильно зависит от состояния водоема. Поскольку в качестве главного объекта исследования мы взяли Троицкий ручей, протекающий через густонаселенный 23-ий квартал Старого Петергофа, то условию повсеместности произрастания и достаточности массы пробы удовлетворяла только прибрежная осока. Для сравнения и из любопытства мы анализировали и другие растения, отобранные в различных частях Санкт-Петербурга и Северо-Западного региона. Эти данные позволяют получить более полное представление об особенностях изучаемого эффекта.
Характеристика мест пробоотбора, подготовки проб растений и методики анализа. Пробы осоки и воды отбирали по всей длине протекания ручья: проба О взята за пределами жилого района (окраина старого кладбища), № 1 —в месте втекания ручья в 23-ий квартал (въезд на территорию автопарка), № 2, 3, 4—на его территории (рядом со школой № 411, рядом с ул. Луначарского и около поворота на Заячий Ремиз соответственно), № 5—на окраине Старого Петергофа (середина ул. Красных курсантов). Первые пробы сжигали в открытых фарфоровых тиглях, а последующие—в печи специальной конструкции, сводящей к минимуму потери определяемых металлов.
Таблица 1
Результаты проверки используемого метода озоления на полноту извлечения и потери определяемых компонентов (среднее по трем определениям)
Металл Внесено в навеску, мг Найдено в золе, мг
Железо 1,03 1,03
Ртуть 6,04 6,3
Медь 5,45 5,07
Конструкция печи представлена на рис. 2. Высушенную при 105° С навеска растительного материала массой примерно 0,5 г помещали в запаянную с одного конца кварцевую трубку. Трубку помещали в печь и закрывали пробкой с двумя отводами. Через один отвод компрессором подавали воздух в трубку, через другой газообразные продукты горения поступали из трубки в ловушку—стакан с раствором соляной кислоты. Сжигание осуществляли в течение часа при температуре 800° С. Перемещение трубки относительно нагретой печи происходило по схеме, заимствованной из метода зонной плавки. Образец, помещенный в конце трубки, постепенно вдвигали внутрь трубчатой печи таким образом, чтобы отходящие газы проходили через наиболее нагретую зону. Таким образом, образец сжигали медленно и по частям. Остывшую золу смывали раствором HCl из стакана-ловушки. Раствор перемешивали и отфильтровывали в колбу на 50 мл; фильтрат доводили до метки дистиллированной водой. В аналогичных условиях сжигали навески медицинской ваты с добавками металлов. Предварительно исходную вату проверяли на отсутствие Fe, Cu, Hg на уровне чувствительности анализа. Навеску ваты массой 1 г помещали в реактор, добавляли раствор, содержащий 1,03 мг Fe, 5,45 мг Си, 6,04 мг Hg. Пробу озоляли, золу растворяли в HCl, раствор помещали в колбу на 100 мл, доводили до метки водой и анализировали содержание металлов. Результаты анализа представлены в табл. 1. Анализы выполнялись фотометрическим методом на спектрофотометре КФК-2У по стандартным методикам.
Определение железа [4]. В воде железо присутствует в различных формах, и результаты могут значительно различаться в зависимости от способа подготовки образца. Было испробовано три варианта: в воде со взвесью (перед отбором пробы раствор перемешивали), в отстоявшейся воде, в фильтрованной воде (фильтр—синяя лента). К 100 мл пробы добавляли 1 мл конц. HCl, и упаривали примерно до 80 мл, затем в оставшийся раствор добавляли 10 мл 20% раствора ацетата натрия, 1 мл 0,5% раствора о-фенантролина солянокислого и 1 мл 10% раствора гидроксиламина солянокислого и доливали дистиллированной водой до 100 мл. Содержание железа определяли при длине волны 490 нм.
При анализе растения в колбу на 50 мл приливали 1 мл солянокислого раствора продуктов озоления, 5 мл 20% раствора ацетата натрия, 1 мл раствора о-фенант-ролина и 1 мл раствора гидроксиламина солянокислого и доливали дистиллированной водой до метки. Далее выполняли анализ на железо так же, как и в случае воды.
Определение меди [5]. Медь определяли экстракционно-фотометрическим методом, основанным на реакции вытеснения свинца ионами меди из его диэтилдитиокарбаматного комплекса (ДДК) в хлороформе. Для приготовления ДЦК свинца к 100 мл раствора, содержащего 0,5-0,6 г ацетата свинца прибавляли 25-50 мл водного свежеприготовленного раствора, содержащего 0,5-0,6 г. предварительно перекристаллизованного из воды ДЦК натрия. Образующийся белый осадок отфильтровывали, сушили и готовили раствор ДЦК свинца в хлороформе. Затем в делительную воронку на 50 мл помещали
Таблица 2
Определение тяжелых металлов в воде и прибрежных растениях (осока)
Троицкого ручья
Пробы отобраны 4 ноября 2004 г. (Пробы растений сжигали в тигле. При расчете коэффициентов биоконцентрирования масса 1 мл воды всегда принималась равной 1 г)
№ пробы Содержание Fe в отстоявшейся воде, мг/мл ♦104 Содержание металлов в растениях, Bcf (по железу))* 10"3
Fe (мг/г) Си (мг/кг)
1 2,8 0,82 12- 2,9
2 7,8 0,43 15 0,55
3 9,9 0,25 21 0,25
4 2,0 0,95 9,9 4,8
5 4,2 0,75 10 1,8
Таблица 3
Содержание железа и меди в воде и осоке и коэффициент биоконцентрирования Пробы отобраны 21 июня 2005 г. Пробы растений сжигались в установке, показанной на рис. 2
№ пробы Содержание Fe в воде, мг/мл Содержание металлов в растениях Bcf (по железу) *10-2
Вода со взвесью (общее) *103 Отстоявшаяся вода *103 Фильтрованная вода *103 Fe (мг/г) Си (мг/кг) РЬ (мг/кг)
0 3,0 2,2 1,9 1,7 73 0,79 7,9
1 2,9 2,0 1,8 0,48 62 0,71 2,4
2 3,3 2,6 2,1 0,46 45 0,81 1,8
3 4,2 3,6 3,5 1,0 27 1,1 2,9
4 4.1 2,8 2,3 2,7 38 0,9 9,8
5 3,8 2,2 1,8 0,83 63 1,0 3,8
Примечание: в элодее содержание Fe = 20,2 мг/г, Си = 108 мг/кг (проба 3, элодея росла только там), Bcf = 5,6*103.
10 мл исследуемого раствора золы растений, добавляли 5 мл хлороформного раствора ДЦК свинца и интенсивно встряхивали в течение 5 мин. Измеряли оптическую плотность полученного раствора при 440 нм в кювете с толщиной слоя 1 см относительно исходного раствора ДЦК свинца.
Определение свинца [6]. Свинец определяли фотометрическим методом в виде водного раствора комплекса свинца с сульфарсазеном, который при рН > 7 с ионами свинца образует комплекс красно-коричневого цвета. В колбу на 25 мл помещали 5 мл пробы (экстракта), 3 мл раствора ацетата аммония (3% по весу), 0,1 мл раствора калия железо-синеродистого (1% по весу) (для связывания ионов цинка), 0,2 мл 10 % раствора тиомо-чевины (для связывания ионов меди), 2 мл раствора бората натрия (0,05 М) и 5 мл раствора сульфарсазена (0,025%). Раствор доводили до метки дистиллированной водой и перемешивали. Через 10 мин измеряли оптическую плотность на длине волны 540 нм относительно раствора сравнения, содержащего все компоненты кроме ионов свинца.
Определение фосфат-ионов [5]. В кислой среде фосфорная кислота и молибдат аммония образуют соединение желтого цвета (фосфорномолибденовокислый аммоний). Измерение оптической плотности раствора проводили на длине волны 400 нм. При этом в раствор необходимо добавлять ацетон, поскольку при его содержании меньше 50% вероятно образование коллоидного раствора.
Таблица 4
Определение тяжелых металлов в воде и ряске Троицкого ручья Пробы отобраны 4 сентября 2006 г.
№ пробы Содержание Бе в отстоявшейся воде, мг/мл *104 Содержание металлов в растениях, ВсГ (по железу) *10-3
Ре (мг/г) Си (мг/кг)
3 8,9 5,3 53 5,9
4 5,1 2,6 92 5,1
5 1,5 6,8 140 45
Таблица 5
Химическое потребление кислорода и содержание водорастворимых фосфатов
в воде и осоке Троицкого ручья
№ пробы ХПК мг-экв Сг207г"/л Р в воде, мг/мл *103 Р в растениях мг/г
0 52 0,35 5,7
1 67 1,1 5,7
2 63 1,1 4,9
3 55 1,5 3,6
4 47 0,53 6,7
5 36 0,44 3,8
Таблица 6
Содержание Ре и Си в воде, растениях и коэффициенты биоконцентрирования в некоторых районах Северо-Западного региона.
Вид растения и место отбора Содержание Ее в воде, (общее) мг/мл, *10" Содержание металлов в растениях, Вс^е) *10"3
Ре (мг/г) Си (мг/кг)
Ьетпа ер., Белое озеро, Гатчина 0,96 3,9 7,9 40
Е1оёеа ер., пос. Карташевская, Ленинградская обл. 4,7 1,2 Не опред. 2,5
С1аёорЬога пос. Карташевская 4,7 1,4 17 2,9
81е1апа ер., Белое озеро 1,8 0,15 8,0 0,84
Роа ер., р. Устья, Архангельская обл. 3,4 3,2 51 9,3
Роа ер., родник, Архангельская обл. 1,3 2 13 1,5
В колбу на 25 мл приливали 1 мл экстракта, 5 мл раствора молибдата аммония (9,4 г молибдата аммония и 75 мл концентрированной серной кислоты на 250 мл раствора) и перемешивают. Через 10 мин измеряли оптическую плотность относительно чистого ацетона.
Результаты измерений представлены в таблицах 2-6. Как известно, лето 2006 г. выдалось в Ленинградской области сухим и жарким, некоторые участки Троицкого ручья заросли ряской, и нам удалось измерить ВсГ и у этого растения.
Результаты и обсуждение. Начнем с того, что сжигание пробы растения в открытом тигле приводит к значительным потерям определяемых металлов. Это видно из сравнения таблицах 2 и 3. Если для железа еще можно говорить о приемлемости
Рис. 3. Распределение Бе, Си и Е^ по течению Троицкого ручья.
1. Бе в воде (мг/л); 2. Бе в растениях (мг/г); 3. (1/10) Си в растениях (мг/кг);
4. Вс17100 (по железу).
тигельного сжигания, то для меди результаты анализов различаются в 4—5 раз. Подозрения о потерях меди и свинца из тигля и вынудили нас сконструировать для сжигания специальную установку с длинным участком раскаленной кварцевой трубки. Поэтому все последующие пробы сжигали в установке, показанной на рис. 2.
Самым важным результатом оказался немонотонный ход зависимости Е^ от места отбора пробы. Растения, отобранные в пределах густонаселенного 23-го квартала, обладали самыми низкими коэффициентами биоконцентрирования (рис. 3). Концентрации железа в самих растениях были минимальными в этих точках, а в воде - максимальными. Сами растения в точках 2 и 3 имели угнетенный вид, небольшие размеры (по сравнению с растениями в точках 0, 1, 4 и 5) и бледно-зеленую окраску. По всей вероятности, это вызвано сбросом сточных вод в Троицкий ручей. Последнее обстоятельство подтверждается резким возрастанием мутности воды и полным исчезновением ручейника, в изобилии обитавшего в июне в районах проб 0 и 1. Таким образом, можно сделать вывод, что низкие коэффициенты биоконцентрирования тяжелых металлов являются признаком антропогенного загрязнения. Окончательную ясность вносят зависимости коэффициентов биоконцентрирования от времени, которые можно получить из тех же таблиц 2 и 3, если предположить, что вегетационный период растения продолжается с мая по сентябрь, т. е. пять месяцев. Из рис. 4 видно, что для точки 2 характерно линейное возрастание Вс£ а для проб 1, 4 и 5—ускоренный рост. Наличие линейного роста указывает на постоянство концентрации железа со временем, что, в свою очередь, проще всего объяснить наличием антропогенного источника постоянной мощности. Естественно отождествить его со сточными водами и густонаселенной территорией.
Содержание растворимых фосфатов в воде максимально в пробе 3, тоща как ХПК максимально в пробе 1. В целом можно констатировать три независимых источника
Май Июль Сентябрь
Время вегетации (месяцы)
Рис. 4. Изменение коэффициентов биоконцентрирования железа осокой Троицкого ручья от времени вегетации (цифрами у кривых отмечены места отбора проб).
тяжелых металлов, водорастворимых фосфатов и устойчивой органики: автопарк, бытовые стоки в районе 411 школы и новостройки в районе Университетского проспекта.
Можно отметить, что по мере протекания ручья через жилой квартал концентрация Ре в воде в целом увеличивается, что также указывает на антропогенный вклад в его содержание. Особенно интересны пробы 3 и 4. Проба 3 отобрана перед впадением ручья в пруд—здесь максимальна концентрация Ре в воде, а проба 4—после пруда, в ней максимально содержание Ре в растениях. Этот пруд одновременно играет роль отстойника и биотрансформатора-очистителя. В стоячей воде оседают мелкие взвеси, содержащие в том числе и Ре, поэтому его содержание в воде падает. Однако здесь идет и биотрансформация Ре—микроорганизмы перерабатывают его в растворимые формы, которые лучше усваиваются растениями. Поэтому концентрация Ре в растениях максимальна, а коэффициент биоконцентрирования в пробе 4 равен 975. Нетрудно видеть, что изменение величины Вс£ по течению ручья носит одинаковый характер и для летних, и для осенних проб. Однако сами величины Вс£ различаются очень сильно. И причина этого не только в том, что за вегетационный период произошло накопление металлов в растениях. Из таблиц видно, что к осени резко уменьшается концентрация железа в воде. Данное явление можно связать с уменьшением интенсивности процессов биотрансформации и выщелачивания металлов и общим снижением температуры. Однако, как показали измерения в 2006 г., даже это объяснение не до конца описывает происходящее. Дело в том, что не только состав воды и внешние условия влияют на содержание металлов в растениях, но и сами растения влияют на содержание металлов в воде. Это можно заметить уже по характерному уменьшению концентраций железа в воде в пробах 4 и 5. Эти пробы отбирались в местах густо заросших осокой, и можно было ожидать, что постоянное извлечение железа растениями будет приводить к уменьшению его концентрации в воде. Данное предположение
Рис. 5. Изменение концентрации железа по течению Троицкого ручья.
1. 21 июня 2005 г.; 2. 4 ноября 2004 г.; 3. 4 сентября 2006 г.; 4. 10 ноября 2006 г. (максимумам отвечает участок перед впадением ручья в пруд).
эффектно подтвердилось в сентябре 2006 г. Моменту пробоотбора предшествовало жаркое лето, обмеление ручья и бурный рост ряски в его среднем, спокойном, течении (пробы 3-5). В результате концентрация железа в воде в точке 5 стала такой низкой, что для анализа пришлось упарить пробу воды в 5 раз. Когда в ноябре 2006 г. мы выполнили еще один анализ воды в этой точке, то увидели, что концентрация железа приблизилась к тому значению, которое мы наблюдали в ноябре 2004—2005 гг.
Измерение Bcf для ряски и элодеи показало, что эффект биоконцентрирования для этих растений более значим, чем для осоки. В некоторых растениях величина коэффициента достигала 40 000. Это указывает на перспективность использования этих видов в качестве биоконцентраторов. Однако их применение ограничивается относительно чистыми водоемами, поскольку в присутствии сточных вод эти растения не выживают.
Заключение. Показана эффективность использования железа в качестве естественного стандарта для определения коэффициентов биоконцентрирования. В свою очередь, сам метод биоконцентрирования для своего корректного использования нуждается в обязательном учете возраста растения, отдельной проверке полноты извлечения металлов из пробы и соотнесении мест пробоотбора с характерными особенностями изучаемого водоема. Кроме того, на результаты измерений сильное влияние оказывает соотношение скоростей процессов поступления и биотрансформации металлов. Наибольший коэффициент биоконцентрирования наблюдался для ряски. Для элодеи и зеленой водоросли коэффициенты значительно ниже, однако, очень близки.
Хотя тяжелые металлы и не входят в число элементов-органогенов, поступление которых обычно лимитирует рост растений, жизнедеятельность, биоты может приводить к сильнейшим изменениям их концентраций, аналогичных тем, которые наблюдаются при конкурентной борьбе растений и животных за фосфор и азот.
Summary
Povarov KG., Sokolova O.B., Shigalova K.A., Pavlova N.S. Effect of bioconcentration of heavy metals by water plants of Troitsky stream, Peterhof.
The effect of bioconcetration of Fe, Cu and Pb was investigated for water and near - coast plants of Troitsky stream. The model of process has been developed. Variation of bioconcentration's coefficients of Fe was analyzed in different parts of stream, crossing the town.
Литература
1. Исидоров В. А. Экологическая химия. СПб., 2001. 2. ИсидоровВ.А. Введение в химическую экотоксикологию. СПб., 1997. 3. Линник П.Н., Набиванец Б. И. Формы миграции металлов в пресных поверхностных водах. Л., 1986. 4. ШарлоГ. Методы аналитической химии. Количественный анализ. М., 1969. 5. ЧернавинаИ.А. и др. Большой практикум по физиологии растений М., 1978. 6. Руководство по контролю загрязнения атмосферы. РД 52-04. 186-89. М., 1991.
Статья принята к печати 20 февраля 2007 г.
