Влияние добавок меди и цинка на активность щелочной фосфатазы и эстераз сестона в экспериментах на природных водах Текст научной статьи по специальности «Биотехнологии в медицине»

УДК 504.45.054:577.152.313/14

ВЛИЯНИЕ ДОБАВОК МЕДИ И ЦИНКА НА АКТИВНОСТЬ ЩЕЛОЧНОЙ ФОСФАТАЗЫ И ЭСТЕРАЗ СЕСТОНА В ЭКСПЕРИМЕНТАХ НА ПРИРОДНЫХ ВОДАХ

© 2008 г. Л.М. Предеина

Гидрохимический институт, Hydrochemical Institute,

344090, г. Ростов н/Д, пр. Стачки, 198, 344090, Rostov-on-Don, Stachki Ave, 198,

[email protected] [email protected]

Приводятся результаты лабораторных экспериментов по раздельному и комбинированному влиянию добавок ионов меди (0,005 и 0,025 мг/л) и цинка (0,005 и 0,050мг/л) на активность щелочной фосфатазы и эстераз сестона природных вод с низким содержанием биогенных веществ. Установлено, что воздействие этих металлов зависит от исходного уровня ферментативной активности сестона в водном объекте. В природных водах с очень высокой активностью ферментов добавки меди и цинка вызывали ее снижение по сравнению с контролем, которое усиливалось с увеличением концентраций металлов и времени экспонирования. В водах с более низкими значениями активности ферментов добавки этих же концентраций металлов при экспонировании от нескольких часов до 1 суток приводили к угнетению активности щелочной фосфатазы и эстераз, а при более длительном воздействии — к их стимуляции. Наибольшее увеличение активности обоих ферментов установлено в вариантах с высокими концентрациями меди. Более чувствительным ферментом к воздействию меди и цинка оказалась щелочная фосфатаза. Воздействие комбинированных добавок меди и цинка на активность ферментов в большинстве случаев носило антагонистический характер. Установлено влияние изученных концентраций меди и цинка на режим фосфатов, нитритов, нитратов и значения БПК5.

Ключевые слова: щелочная фосфатаза, эстеразы, медь, цинк, фитопланктон, бактериопланктон, природные воды, олиготрофные озера.

In the laboratory experiments it was established that the additives of ions of copper (0,005 and 0,025 mg/l) and zink (0,005 and 0,050 mg/l) can cause both decrease and increase of the particular-bound activity of alkaline phosphatase and esterases. Profundity and purpose-fulness of changes in enzyme activity depend on metal concentrations added and their combinations, time of exposure, initial values of the enzyme activity in natural waters.

Keywords: аШлИк phosphatase, esterases, copper, zinc, phytoplankton, bacterioplankton, natural waters, oligotrophic lakes.

Медь и цинк относятся к наиболее распространенным металлам в поверхностных водах суши, концентрации которых зачастую превышают ПДК, что требует изучения влияния этих металлов на разные стороны функционирования гидробиоценозов, в том числе на ферментативные процессы трансформации органических веществ.

Среди большого числа ферментативных превращений наибольшее значение для обеспечения жизнедеятельности гидробионтов имеют процессы, влияющие на скорость круговорота биогенных веществ. К числу ключевых ферментов, участвующих в круговороте фосфора и углерода, относятся щелочная фосфатаза (КФ 3.1.3.1) и неспецифичные эстеразы (КФ 3.1.2.1 и 3.1.2.2). Щелочная фосфатаза гидролизует фосфомоно-эфиры с образованием ортофосфата, который поглощается планктонными водорослями и микроорганизмами. Эстеразы гидролизуют сложноэфирные связи у многих органических веществ как биогенного, так и антропогенного происхождения, включая пектины, жиры, вос-ки, алкалоиды, пестициды, фталаты и др. При этом образуются низкомолекулярные органические соединения, которые утилизируются планктонными организмами, включаясь в круговорот углерода.

Тяжелые металлы, в том числе медь и цинк, при низких концентрациях могут вызывать активацию некоторых ферментов, при высоких - их ингибирова-ние [1]. С экологических позиций повышение активности ферментов планктонных сообществ рассматривается как один из механизмов, поддерживающих сбалансированность биогеохимического круговорота веществ при загрязнении воды [2], и до определенного предела играет позитивную роль. Снижение активности ферментов при загрязнении может вызвать нарушение сбалансированности биогеохимических процессов, изменение структуры гидробиоценозов и, в конечном итоге, деградацию экосистемы.

Результаты исследований, проведенных в мезо-космах [3] и в лабораторных условиях [4], показали высокую чувствительность внеклеточных ферментов сестона, щелочной фосфатазы и эстераз к повышенным концентрациям меди и цинка. Но одни и те же концентрации металлов в зависимости от условий среды (температуры, рН, жесткости воды, концентраций органических, биогенных и загрязняющих веществ) могут по-разному влиять на гидробионтов и их метаболизм. Исследования по изучению воздействия меди и цинка на показатели активности щелочной фосфатазы и эстераз проводились на природной воде из р. Дон и в мезокосмах, установленных в р. Мертвый Донец [3, 4]. Воды этих рек содержат высокие концентрации биогенных веществ - от 0,05 до 0,14 мг/л минерального фосфора и от 0,06 до 0,90 мг/л нитратного азота. По содержанию биогенных веществ и биомассе фитопланктона эти реки относятся к мезо-трофно-эвтрофным. В этой связи целью настоящей

работы явилось изучение влияния повышенных концентраций ионов меди и цинка на показатели активности щелочной фосфатазы и эстераз сестона в экспериментах на природной воде из олиготрофных водных объектов с низким содержанием соединений фосфора и азота - озер Лиманчик и Абрау.

Материал и методы исследований. Эксперименты проводились в лабораторных условиях при естественном освещении в стеклянных аквариумах вместимостью 10 л. Ионы меди и цинка добавляли в воду в виде сернокислых солей. Проведено два эксперимента: первый - в июле 2006 г., второй - в июле 2007 г. В первом эксперименте в аквариумы вносили ионы металлов в концентрациях 0,005 и 0,050 мг/л 2п2+ и 0,005 и 0,025 мг/л Си2+. Воду для этого эксперимента отбирали в оз. Лиманчик. Наряду с эффектами каждого иона в отдельности, изучали комбинированное влияние на активность ферментов низких и высоких концентраций металлов. В ходе второго эксперимента, воду для которого отбирали в оз. Абрау, изучалось только комбинированное влияние и Си2+ мг/л, в следующих сочетаниях: 0,005 гп2+ и 0,005 Си2+; 0,005 гп2+ и 0,025 Си2+; 0,050 гп2+ и 0,005 Си2+; 0,050 гп2+ и 0,025 Си2+. Воду для анализов отбирали из аквариумов через 3 ч после внесения солей металлов, а затем ежедневно в одно и то же время в течение 4 (в первом эксперименте) и 3 сут (во втором эксперименте).

Активность щелочной фосфатазы (АЩФ) и эстераз (АЭ) определяли в двух повторностях во взвеси сесто-на, которую получали путем фильтрования 0,5 л воды через мембранный фильтр с диаметром пор 0,3 мкм. Осевший на фильтре сестон смывали в стаканчик профильтрованной водой (10 мл). Для определения АЩФ и АЭ в инкубационную смесь добавляли взвесь сесто-на и использовали в качестве субстратов соответственно а-нафтилфосфат и а-нафтилацетат [5]. Ферментативный гидролиз проводили при 30 оС в течение 1 ч в гидрокарбонатном буфере, рН 10,0, для определения АЩФ и в течение 0,5 ч в трис-НС1 буфере, рН 7,4, для определения АЭ. В ходе экспериментов контролировали концентрации фосфатов, нитритов, нитратов, а также значения БПК5.

Результаты исследований. В оз. Лиманчик в 2006 г. был нарушен гидрологический режим вследствие значительного снижения уровня воды. Береговая линия сместилась на 3-4 м вглубь озера от состояния его максимального наполнения. Проточное в многоводные годы, в исследуемый период озеро было бессточным. Анализ содержания биогенных элементов показал, что концентрации соединений азота и фосфора не претерпели существенных изменений по сравнению с многоводным 2005 г. и остались на уровне, характерном для олиготрофных водных объектов (табл. 1). Из наиболее токсичных тяжелых металлов превышали ПДК лишь концентрации меди (в 2 раза), ртути (в 1,8 раз) и железа (в 3,4 раза).

Показатели развития бактериопланктона и фитопланктона в оз. Лиманчик, как и концентрации биогенных веществ, соответствовали олиготрофному состоянию экосистемы (табл. 2).

Биохимические исследования, проведенные в оз. Лиманчик в 2006 г., показали значительное увеличение активности обоих ферментов (в особенности щелочной фосфатазы) по сравнению с многоводным 2005 г. [6], что говорит об ускорении процессов круговорота фосфора и углерода в условиях отсутствия водообмена. Согласно литературным данным, повышение активности внеклеточных ферментов наблюдается при замедлении скорости деления клеток [7], темпов роста фитопланктона [8], при старении культуры клеток [9], т.е. свидетельствует об ухудшении состояния планктонных организмов. Высокий уровень активности щелочной фосфатазы и эстераз в оз. Лиманчик, соответствующий эвтрофным водным объектам [8], может быть признаком напряженного экологического состояния сообществ планктонных организмов. Таким образом, влияние ионов меди и цинка на ферментативные показатели изучалось в природной воде с повышенной интенсивностью метаболизма планктонных организмов, обусловленной нарушением водообмена в озере.

Добавки ионов меди и цинка как в низких, так и в высоких концентрациях вызывали существенное изменение активности обоих ферментов. Низкие концентрации ионов меди и цинка при раздельном внесении вызывали у обоих ферментов в течение эксперимента однотипные эффекты (рис. 1, 2). Добавки ионов цинка в концентрации 5 мкг/л в течение 2 сут практически не оказывали влияния на активность обоих ферментов. Через 3 и 4 сут активность щелочной фосфатазы и эс-тераз уменьшилась по сравнению с контролем соответственно на 23-37 и 28-44 %. Добавки ионов меди в

такой же концентрации в первые часы вызывали активацию щелочной фосфатазы на 89 %, эстераз - на 34, которая при экспонировании в течение 3 и 4 сут изменилась ингибированием на 23 - 42 %.

При совместном внесении 0,005 мг/л и Zn2+ выявлялся эффект уменьшения влияния каждого иона на активность ферментов (антагонизм). Однако при экспонировании в течение 2 сут в этом варианте сочетаний металлов наблюдалось изменение направленности воздействия. При раздельном внесении эти концентрации металлов вызывали некоторое уменьшение активности щелочной фосфатазы (на 17-27 %) и не влияли на активность эстераз, при комбинированном внесении наблюдалось существенное (на 60-85 %) повышение активности обоих ферментов (рис. 3).

Высокие концентрации меди (0,025 мг/л) и цинка (0,05 мг/л) оказывали преимущественно угнетающее воздействие на активность обоих ферментов, которое усиливалось с увеличением времени экспонирования. Более сильный эффект высокие концентрации ионов меди и цинка оказывали на щелочную фосфатазу. К концу эксперимента активность фермента была снижена по сравнению с контролем при добавке цинка на 97, меди - на 83 %.

В отличие от щелочной фосфатазы при добавках 0,025 мг/л меди активность эстераз вначале повышалась по сравнению с контролем на 25-31 %, а затем уменьшалась на 15-37 %. Добавки высоких концентраций ионов цинка на протяжении всего эксперимента приводили к снижению активности эстераз на 22-43 %.

Воздействие комбинированных добавок высоких концентраций меди и цинка на активность ферментов, как правило, имело антагонистический характер. Лишь в одном случае, через 1 сут после совместного внесения металлов в воду, наблюдалось усиление эффектов ионов меди и цинка на активность ферментов - синергизм.

Таблица 1

Некоторые гидрохимические показатели качества воды оз. Лиманчик и Абрау

Водный объект, дата О2, мг/л бпк5, мг/л О2 РО43-, мг/л Р Р 1 орг.? мг/л Р 1 вз.} мг/л no2-, мг/л N NO3-, мг/л N Cu, мкг/л Zn, мкг/л Hg, мкг/л Pb, мкг/л Cd, мкг/л Fe, мг/л

Лиманчик 27.06.06 7,88 1,74 0,005 0,03 0,010 0,001 0,146 2,0 >2,5 0,018 >2,0 0,15 0,34

Абрау 28.06.07 10,38 1,88 0,007 0,02 0,015 0,002 0,090 5,0 5,8 0,009 5,2 0,27 0,11

Таблица 2

Активность ферментов и показатели развития фитопланктона и бактериопланктона в оз. Лиманчик и Абрау

Водный объект, дата Активность ферментов, мкмоль/(л-ч) а-нафтола Численность бактериопланктона, млн кл./мл Фитопланктон

Щелочная фосфатаза Эстеразы Общая численность, тыс.кл./л Общая биомасса, мг/л Число видов Доминирующие виды

Лиманчик 27.06.06 3,13-3,42 0,47-0,65 0,24 292 0,082 16 Chlorella vulgaris Tetraedron minutissimum

Абрау 28.06.07 0,34-0,53 2,78-3,05 0,76 109 0,051 10 Ankistrodesmus pseudomirabili, A. acicularis Ch. vulgaris Melosira islandica

Рис. 1. Изменение АЩФ в эксперименте на природной воде из оз. Лиманчик с добавками ионов меди и цинка. К - контроль; 1 - 0,005 мг/л Zn2+; 2 - 0,005 мг/л Cu2+; 3 - 0,050 мг/л Zn2+; 4 - 0,025 мг/л Cu2+

Рис. 2. Изменение АЭ в экспериментах на природной воде из оз. Лиманчик с добавками ионов меди и цинка. Обозначения те же, что на рис. 1

Рис. 3. Изменение АЩФ и АЭ в экспериментах на природной воде из оз. Лиманчик с комбинированными добавками ионов меди и цинка. Кщф и Кэ - контроль для активности щелочной фосфатазы и эстераз; 1 и 3 - соответственно АЩФ и АЭ с добавкой 0,005 мг/л Zn2+ и 0,005 мг/л Cu2+; 2 и 4 - соответственно АЩФ и АЭ с добавкой 0,050 мг/л Zn2+ и 0,025 мг/л Cu2+

Таким образом, исследования природной воды из оз. Лиманчик с высоким уровнем фосфатазной и эсте-разной активности показали, что при добавках низких концентраций меди и цинка (0,005 мг/л) отмечалась фазность изменений активности ферментов со сменой активации на угнетение. Воздействие низких концентраций этих металлов при совместном внесении проявлялось в смещении периода активации ферментов на более поздние сроки и в основном характеризовалось эффектами антагонизма.

При добавках высоких концентраций металлов как при совместном, так и раздельном внесении активность обоих ферментов, как правило, существенно уменьшалась по сравнению с контролем. Разница между активностью ферментов в опытных и контрольных аквариумах повышалась с увеличением времени воздействия металлов.

По сравнению с результатами, полученными в экспериментах на природной воде из р. Дон, в которых установлен преимущественно активирующий эффект ионов цинка на щелочную фосфатазу [4], здесь повышение активности фермента наблюдалось лишь в вариантах с комбинированными добавками ионов меди и цинка. По-видимому, это связано с разным исходным состоянием планктонных сообществ, а также химическим составом воды и в особенности содержанием биогенных элементов. В р. Дон гидробиологические и гидрохимические показатели соответствовали мезотрофно-эвтрофному состоянию водных экосистем, а качество воды оценивалось 3 классом, разрядом б), что соответствует очень загрязненным водам. Влияние же ионов цинка на эстеразную активность было преимущественно угнетающим, как и в случае с водой из р. Дон.

В 2007 г. воду для экспериментов отбирали в оз. Абрау, в котором низкий уровень воды сказался в меньшей степени на показателях активности ферментов (табл. 2). К сожалению, транспортировка воды при высокой температуре привела к повышению исходной активности ферментов. Тем не менее активность щелочной фосфатазы в начале эксперимента была в 2,6 раза меньше, чем в эксперименте на воде из оз. Лиманчик в 2006 г.

В оз. Абрау концентрации соединений азота и фосфора практически не отличались от таковых в оз. Ли-манчик. Из тяжелых металлов в оз. Абрау установлено превышение ПДК меди (в 5 раз) и железа (в 1,1 раза) (табл. 1). Показатели развития бактериопланктона и фитопланктона соответствовали, как и в оз. Лиман-чик, олиготрофным водным объектам (табл. 2).

Для изучения влияния комбинированных добавок ионов меди и цинка на активность ферментов использовалась схема многофакторного эксперимента, предполагающая разные сочетания двух концентраций металлов [10]. Изучались те же концентрации металлов, что и в первом эксперименте.

Полученные результаты представлены на рис. 4 и 5.

Более чувствительным ферментом к добавкам тяжелых металлов в этом эксперименте также была щелочная фосфатаза, в особенности при внесении низких концентраций обоих металлов. Комбинированная добавка 0,005 мг/л Си2+ и 2п2+ в течение 2 сут практически не

оказывала влияния на эстеразы, и лишь через 3 сут наблюдалось повышение активности фермента на 44 % по сравнению с контролем. В отличие от эстераз на щелочную фосфатазу низкие концентрации меди и цинка оказывали угнетающее воздействие, которое проявилось через 1 сут после внесения металлов. Активность щелочной фосфатазы в этот период была на 59 % снижена по сравнению с контролем. Угнетающий эффект низких концентраций металлов постепенно уменьшался, но сохранялся до конца эксперимента.

Рис. 4. Изменение АЩФ в экспериментах на природной воде из оз. Абрау с комбинированными добавками ионов меди и цинка. К - контроль; 1 - 0,005 мг/л Zn2+ + 0,005 мг/л Cu2+; 2 - 0,050 мг/л Zn2+ + +0,005 мг/л Cu2+; 3 - 0,005 мг/л Zn2+ +0,025 мг/л Cu2+; 4 - 0,050 мг/л Zn2+ + 0,025 мг/л Cu2+

Рис. 5. Изменение АЭ в экспериментах на природной воде из оз. Абрау с комбинированными добавками ионов меди и цинка. Обозначения те же, что на рис. 4

Воздействие остальных вариантов сочетаний ионов меди и цинка, когда один из металлов или оба сразу были в высокой концентрации, характеризовалось сменой направленности отклонений активности ферментов от контроля. Через 3 ч после внесения металлов во всех этих вариантах эксперимента наблюдалось уменьшение активности щелочной фосфатазы и эстераз по сравнению с контролем соответственно на 40-60 % и 21-25 %. Угнетающий эффект металлов сохранялся и через 1 сут. Однако при более длительном экспонировании, в течение 2 и 3 сут, активность обоих ферментов в опытных аквариумах значительно

превышала таковую в контроле. Активность щелочной фосфатазы увеличилась на 72-347 %, эстераз - на 11-70 %. Величина отклонения активности ферментов от контроля возрастала с увеличением времени воздействия металлов. Наиболее значительные отклонения активности ферментов от контроля наблюдались в вариантах с высокими концентрациями ионов меди, а самые большие - в варианте с высокими концентрациями обоих металлов.

Таким образом, в отличие от эксперимента, проведенного в 2006 г., в котором установлен преимущественно угнетающий эффект практически всех опробованных концентраций ионов меди и цинка и их сочетаний на показатели активности ферментов, в 2007 г. комбинированное воздействие металлов проявилось фазностью реагирования с характерным изменением первоначального угнетения ферментативной активности на активацию. Наиболее высокая степень угнетения и последующей активации ферментов отмечалась в варианте с высокими концентрациями ионов меди и цинка.

Исследование динамики концентраций фосфатов, нитратов и нитритов в этих экспериментах также показало определенные отличия. В эксперименте на воде из оз. Лиманчик добавки меди и цинка не оказывали существенного влияния на концентрации фосфатов. Лишь в варианте с добавкой 0,025 мг/л меди наблюдалось некоторое повышение концентраций фосфатов в течение первых часов экспонирования (табл. 3).

Это повышение концентраций фосфатов не было обусловлено изменением активности щелочной фос-фатазы. Следует отметить, что в отличие от экспериментов, проведенных на воде из р. Дон, здесь не наблюдалось уменьшения концентраций фосфатов с увеличением времени экспонирования. По-видимому, в оз. Лиманчик в 2006 г. потребность планктонных организмов в фосфоре удовлетворялась за счет повышения скорости его круговорота, о чем свидетельствует чрезвычайно высокая активность щелочной фос-фатазы, превышающая таковую не только в оз. Ли-манчик при благоприятных гидрологических условиях в 2005 г., но и в р. Дон.

Добавки высоких концентраций меди и цинка оказывали некоторое влияние на режим нитритного азота, соответственно ускоряя и уменьшая темпы его накопления в воде. Концентрации нитратного азота и значения БПК5 определяли только в начале и в конце эксперимента. Существенных изменений содержания нитратов не установлено. Значения БПК5 в начале эксперимента были повышены на 34 % лишь в варианте с добавкой 0,005 мг/л меди, а в конце эксперимента, напротив, они были снижены по сравнению с контролем от 14 до 48 % в вариантах с добавками обеих концентраций меди и высокой концентрации цинка. Тенденции изменений БПК5 в целом соответствовали таковым для активности эстераз и в меньшей степени щелочной фосфатазы.

В эксперименте на воде из оз. Абрау наиболее существенные изменения в присутствии металлов наблюдались в режиме фосфатов. В вариантах, в которых хотя бы один металл присутствовал в высокой концентрации, уже через 3 ч произошло снижение концентраций орто-фосфатов до минимальных значений, не превышающих

0,001 мг/л (табл. 4). Низкие концентрации фосфатов (00,003 мг/л) сохранялись в этих вариантах в течение всего эксперимента. В вариантах с высокими концентрациями меди к концу эксперимента отмечены более высокие концентрации нитратного азота (на 26-28 % выше, чем в контроле), динамика нитритного азота при этом не отличалась от контроля.

Наиболее значительные изменения гидрохимических показателей выявлены в варианте с комбинированным внесением низких концентраций меди и цинка. Здесь наблюдались повышенные концентрации фосфатов в течение всего эксперимента, 0,005-0,015 мг/л, которые в 2-3 раза превышали значения в контроле.

Таблица 3

Динамика концентраций минеральных форм фосфора, азота и значения БПК5 в эксперименте на природной воде из оз. Лиманчик при внесении ионов меди и цинка

Время Внесенные концентрации ионов меди и цинка

экспони- Контроль 0,005 мг/л Zn2+ 0,005 мг/л Cu2+ 0,050 мг/л Zn2+ 0,025 мг/л Cu2+

рования

Фосфаты, мг/л Р

3 ч 0,006 0,006 0,007 0,008 0,014

1 сут 0,004 0,008 0,003 0,003 0,003

2 сут 0,007 0,004 0,007 0,007 0,007

3 сут 0,002 0,004 0,007 0,004 0,006

4 сут 0,006 0,005 0,005 0,005 0,005

Нитритный азот, мг/л

3 ч 0,003 0,004 0,003 0,003 0,004

1 сут 0,006 0,006 0,007 0,006 0,007

2 сут 0,009 0,010 0,008 0,007 0,011

3 сут 0,013 0,013 0,013 0,09 0,017

4 сут 0,017 0,017 0,015 0,012 0,021

Нитратный азот, мг/л

1 ч 0,146 0,149 0,152 0,158 0,154

4 сут 0,154 0,159 0,161 0,156 0,162

БПК5 , мг/л О2

1 сут 2,23 2,38 2,98 2,10 2,11

4 сут 2,17 2,08 1,87 1,18 1,36

Таблица 4

Динамика концентраций минеральных форм фосфора, азота и значения БПК5 в эксперименте на природной воде из оз. Абрау при внесении ионов меди и цинка

Внесенные концентрации ионов меди и цинка

Время экспонирования Контроль 0,005 мг/л Zn2+, 0,005 мг/л Cu2+ 0,050 мг/л Zn2+, 0,005 мг/л Cu2+ 0,005 мг/л Zn2+, 0,025 мг/л Cu2+ 0,050 мг/л Zn2+, 0,025 мг/л Cu2+

Фосфаты, мг/л Р

3 ч 0,006 0,010 н.о. 0,001 0,001

1 сут 0,005 0,015 0,002 0,002 0,002

2 сут н.о.* 0,005 н.о. н.о. н.о.

3 сут 0,003 0,010 0,003 0,002 0,003

Нитритный азот, мг/л

3 ч 0,001 0,002 0,001 н.о. 0,001

1 сут 0,001 0,002 0,001 0,0014 0,001

2 сут 0,003 н.о. 0,003 0,004 0,003

3 сут 0,007 0,001 0,007 0,007 0,005

Нитратный азот, мг/л

3 ч 0,086 0,018 0,079 0,086 0,077

3 сут 0,100 0,021 0,103 0,128 0,126

БПК5 , мг/л О2

3 ч 1,74 2,35 1,35 1,21 1,48

3 сут 4,21 8,04 4,07 4,59 3,66

- н.о. - ниже предела обнаружения

Концентрации нитритного и в особенности нитратного азота, напротив, были значительно меньше, чем в контрольном аквариуме. В отличие от вариантов с высокими концентрациями меди и цинка, в которых наблюдалось снижение значений БПК5 на 15-30 % в начале эксперимента, комбинированные добавки низких концентраций этих металлов в этот период вызывали повышение БПК5 на 35, а в конце - на 90 %. Направленность отклонений БПК5 от контроля в присутствии металлов (как и в первом эксперименте) в большей степени соответствовала изменениям активности эстераз.

Полученные результаты свидетельствуют о том, что ионы меди и цинка затрагивают разные стороны

метаболизма планктонных организмов, включая и те, которые формируют режим важнейших биогенных элементов, фосфора и азота.

Сравнение результатов проведенных экспериментов по изучению влияния ионов меди и цинка показало, что эффекты одних и тех же концентраций металлов на функциональную активность планктонных сообществ зависят от многих факторов, формирующих их состояние, включая состав сообществ организмов, концентрации биогенных веществ, исходный уровень и характер загрязненности воды, гидрологические особенности водных объектов. Сходные результаты получены Г.А. Дал-лакян с соавторами в экспериментах по изучению влияния меди на первичную продукцию, проведенных в Балтийском море с использованием полиэтиленовых мешков [11]. Они установили, что одни и те же концентрации меди на разных участках моря, отличающихся содержанием биогенных веществ и уровнем загрязненности, оказывали разное воздействие на первичную продукцию - от стимуляции до угнетения. Таким образом, полученные результаты наглядно свидетельствуют о том, что оценить функциональное состояние гидробиоценозов, контролируя только концентрации загрязняющих веществ, сегодня практически невозможно. В этой связи, наряду с контролем загрязняющих веществ в мониторинге качества вод, необхо-

*

димо определять показатели, оценивающие функциональную активность гидробиоценозов и в особенности фитопланктона и бактериопланктона. Результаты проведенных исследований показали, что в качестве такого показателя может быть использована активность внеклеточных ферментов сестона - щелочной фосфата-зы и эстераз.

Работа выполнена при финансовой поддержке гранта Президента РФ «Ведущие научные школы» (НШ-4983.2008.5)

Литература

1. БерстонМ. Гистохимия ферментов. М., 1964.

2. Абакумов В.А. Экологические модификации и развитие биоценозов // Экологические модификации и критерии экологического нормирования: Тр. междунар. симпоз. Нальчик, 1991.

3. Предеина Л.М., Федоров Ю.А., Бейсуг О.И., Предеин М.Н. Влияние ионов меди и ртути на показатели активности внеклеточных эстераз и щелочной фосфатазы в водных экосистемах // Биология внутренних вод. 2006. № 2. С. 89-96.

4. Предеина Л.М., Бейсуг О.И., Предеин М.Н. Влияние повышенных концентраций цинка и железа на активность внеклеточных эстераз и щелочной фосфатазы в природных и модельных пресноводных экосистемах // Изв. вузов. Сев.-Кавк. регион. Естеств. науки. 2006. № 7. С. 69-81.

5. Предеина Л.М., Федоров Ю.А., Морозова Е.В., Уразаев К.К., Предеин М.Н. Показатели активности щелочной фосфатазы и эстераз в мониторинге поверхностных вод - теоретические предпосылки и перспективы использования // Изв. вузов. Сев.-Кавк. регион. Естеств. науки. 2003. № 4. С. 88-92.

6. Предеина Л.М.. Лукьянченко А.Д., Предеин М.Н. Концентрации биогенных веществ и показатели активности внеклеточных гидролитических ферментов в озерах Абраус-ский Лиманчик и Абрау // Экологические проблемы. Взгляд в будущее: Тр. III науч.-практ. конф. Ростов н/Д, 2006.

7. Mc Comb R. В., Bowers G. N., Posen J. S. Alkaline phosphatase. N.Y., 1979.

8. Предеина Л.М. Методы определения активности внеклеточных эстераз и щелочной фосфатазы сестона и возможности их использования для оценки уровня евтрофирования и загрязнения пресноводных экосистем: Автореф. дис. ... канд. хим. наук. Ростов н/Д, 1992.

9. Безбородое А.И., Астапович Н.И. Секреция ферментов у микроорганизмов. М., 1984.

10. Максимов В.Н. Многофакторный эксперимент в биологии. М., 1980.

11. Даллакян Г. А., Корсак М.Н., Мошаров С.А. Влияние меди на продукционные процессы в Балтийском море // Вестн. Моск. ун-та. Сер.16. Биология. 2002. № 1. С. 42-45.

Поступила в редакцию_26 марта 2008 г.