Реакция микробиальных и растительных систем на загрязнение окружающей среды тяжелыми металлами

Реакция микробиальных и растительных систем на загрязнение окружающей среды тяжелыми металлами

Р.Ф. Гарипова, к.биол.н., Оренбургский ГАУ

В условиях развития нефтегазовой, химической промышленности население и биоресурсы Оренбургской области оказываются под хроническим влиянием многих веществ техногенной природы. Среди широкого спектра загрязнителей особое место принадлежит тяжелым металлам, которые могут оказывать на живые системы как токсический, так и мутагенный, тератогенный, канцерогенный эффекты. Растворимые соли тяжелых металлов, попадая в растения, со-

здают особый режим биологических процессов. Обнаруживаются специфические закономерности распределения металлов в различных органах растений, изменяется содержание элементов питания, нарушается нормальное развитие внешних органов, их масса, ослабляется иммунитет, повышается уровень наследственной изменчивости.

По результатам экологотоксикологической оценки земледельческих полей орошения Оренбургского газохимического комплекса (ЗПО ОГХК), проведенной нами, выявлено микроэле-

ментное загрязнение почв и растений. При этом основными загрязнителями, обладающими мутагенным потенциалом, являются соли никеля, меди и цинка. Логично предположить, что выбросы газоперерабатывающего предприятия, включающие помимо тяжелых металлов нефте-загрязнители, углеводороды, используемые в технологическом процессе переработки, могут оказать влияние на мутагенный фон окружающей среды.

Основными органическими компонентами-загрязнителями сточных вод ОГХК являются углеводороды С5-С10, аминоспирты, гликоли, метанол, компоненты ингибиторов коррозии, меркаптаны. Группой ученых проведены эксперименты по выявлению мутагенности компонентов выбросов ОГХК. В частности, исследованы различные концентрации метанола в бактериальном тесте Эймса с метаболической активацией и без активации. Кроме метанола, изучены моноэтиленгликоль, диэтиленгликоль, диэтано-ламин и метилдиэтаноламин, которые применяются в различных технологических процессах газопереработки и регулярно регистрируются в объектах внешней среды. По результатам опытов мутагенный эффект этих веществ не выявлен. Те же препараты, как потенциальные загрязнители, обладающие биологической активностью, были изучены в SOS-хроматотесте. В тесте проводилась оценка возможности изучаемых соединений вызывать «отдаленные перестройки генов». По экспериментам сделано заключение, что «изученные вещества отдельно и в смеси не являются SOS-индукторами» [1].

Таким образом, потенциальные органические загрязнители газоперерабатывающего предприятия не обладают генотоксичностью, в отличие от соединений тяжелых металлов. По результатам собственных исследований сточные воды ОГХК проявили генотоксичность в тесте Эймса, мутагенность на меристеме корешков лука, пшеницы, а также в тестах на дрозофилах (СПРЛМ и соматический мозаицизм). Кроме того, сточные воды ОГХК вызывали морфофизиологические аномалии в фитотестах (пшеница, фасоль), являлись индукторами отдаленной патологии в тестах на дрожжах-сахаромицетах. Мутагенность показали и почвы, орошаемые сточными водами этого предприятия. В модельных экспериментах на разных объектах выявлен аддитизм никеля, меди и цинка при формировании предмутацион-ных явлений, при мутагенезе, аномальном морфогенезе растений.

Гипотетически, в процессе спонтанной селекции на загрязненной территории может появиться популяция растений, наиболее приспособленная к условиям повышенного содержания металлов в почвенном растворе, а также способная концентрировать в тканях не только избыточные

концентрации металлов, но прочие токсичные соединения, например, металлоорганической природы. Хелаты легко проникают в клетки с нарушенным транскорневым потенциалом, индуцируемым солями металлов. Последнее может привести не только к снижению качества кормовой продукции, но и превратить получаемый продукт в опасное звено трофической связи.

Систематическое использование сточных вод для орошения привело к формированию особого микроэлементного режима в почвах, в результате которого, при незначительной (с позиции существующих ПДК для почв) их кумуляции, изменилась активность поглощения растениями всех металлов. Возникает вопрос о причинности подобного изменения.

Энергичная локализация металлов в растениях может быть связана с тем, что в сточных водах ОГХК наряду с микро- и макроэлементами содержатся, в пределах допустимых концентраций, нефтепродукты. По публикации Skujns J. с соавт. (1983), специфические микроорганизмы, разлагая нефтезагрязнители, образуют хелатные комплексы, которые обеспечивают доступность металлов растениям [2].

Кроме того, можно предположить, что изменение активности поглощения металлов носит триггерный характер. В определенной пороговой концентрации нарушается барьерная функция клеточной мембраны в корневой системе растения; избирательность в поглощении элементов резко снижается, что в дальнейшем отражается на кумулятивных свойствах растения, качестве и продуктивности растения. В наших экспериментах это достигается при концентрации солей меди — 5 мг/л.

Nishiroho Hiromi с соавторами [3] изучали распределение меди, цинка и кадмия в растениях двух загрязненных местностей и одной незагрязненной. В корнях всех растений, независимо от места обитания, концентрации тяжелых металлов были значительно выше, чем в листьях. При этом более 90% тяжелых металлов в корнях было локализовано во фракции клеточных стенок. Независимо от местообитания растений величина объемной емкости клеточной стенки для данных тяжелых металлов снижалась к ряду: Cu>Cd>Zn. Ионы меди обладали более высоким сродством к клеточной стенке, чем ионы цинка и кадмия.

Введение микроэлектродов в клетки эпидермиса корня в исследованиях Kennedi СЮ. с соавторами [4] подтвердило, что внешние мембраны корневых клеток определяют основной вклад в изменение транскорневого потенциала (ТКП). Добавление цинка (5—100 мг/л) в раствор, омывающий корни, уменьшало Н+-отток и деполяризовало ТКП. Медь также является деполяризатором и сильно ингибирует Н+-отток.

Максимальная скорость деполяризации располагается в ряду: Со2+^п2+«Си2+<Щ2+; максимальная скорость ингибирования Н+-оттока представлена в ряду: РЬ2+«Со2+^п2+<Си2+<^2+.

Последнее свидетельствует о различном механизме действия ионов, включая их влияние на мембранную проницаемость.

Исходя из представлений о преимущественной локализации поступающих металлов в клеточных стенках корней и о металлотионеиновой активности стрессовых белков целесообразно биотестирование растворов проводить на корнях растений, при этом исследовать реакции тканей на мацерацию, сверхсинтез белка по интерфазным клеткам, несущим более двух ядрышек.

Так как критерий биологического поглощения (КБП) является критерием биологической активности элемента, мы склонны предполагать, что основными носителями повреждающего действия являются металлы с высоким значением этого показателя и их антагонисты, усугубляющие эффект негативного воздействия. В наших экспериментах — это никель, медь и цинк. Никель и медь являются наиболее активными агентами в режиме конкуренции при комплексообразовании с различными лигандами в биосредах.

Токсичность металла определяется не только природой комплекса, образуемого им с биосубстратом, но и прочностью этой связи. Обнаружена корреляция между стабильностью комплексов металлов с этилендиаминотетрауксусной кислотой (ЭДТУ) и стабильностью комплексов металлов с различными лигандами в биосредах. Обобщение результатов экспериментальных данных токсических свойств 21 металла Левиной Э.Н. [5] показало, что в токсическом действии основное значение принадлежит катиону. Анион может изменять этот эффект в незначительной степени.

Ряд стабильности комплексов металлов с ЭДТУ (1) и аминокислотами (2) по Левиной Э.Н.:

1. Fe>Cu>Ni>Pb>Zn>Cd>Co>Mn>Ca

2. Hg>Cu>Ni>Pb>Zn>Co>Cd>Mn>Ca.

Металлы можно расположить в ряд по убыванию констант устойчивости образуемых ими комплексных соединений по Меллор и Мели [6]:

Hg>Cu>Ni>Pb>Co=Zn>Cd>Fe>Mn>Mg.

Хелатные комплексы, не имеющие заряда, растворимы в липидах и поэтому способны проходить сквозь клеточные мембраны. Таким образом, хелатообразующий агент осуществляет усиленный транспорт металла в клетку [7]. Образец воды, отобранный на дне водоема, где обнаруживают наибольшую концентрацию хелат-ные комплексы, будет проявлять наименьшую токсичность по большинству элементов. Утилизация илов в качестве удобрений может привести к минерализации органической фракции и изменению степени опасности вещества. Следова-

тельно, химическое состояние металлов и их биологическая активность зависят от места локализации в экологической нише.

Следствием цитотоксических (в том числе мембранных) эффектов является нарушение транспорта веществ, обменных процессов, ме-жорганных связей, морфогенеза растений.

С повышением дозы цинка больше 0,13 мг/л у проростков фасоли происходит линейное снижение выхода сухой массы. При цинковом токсикозе повышается концентрация цинка в тканях, особенно в тканях корней и стеблей; наблюдается обратная корреляция между концентрацией внесенного цинка и меди в развивающихся листьях. В высоких дозах цинк ингибирует поглощение марганца и фосфора, передвижение железа, меди и кальция [8]. Тяжелые металлы снижают активность цитокининов в листьях, подавляют интенсивность фотосинтеза и фотохимическую активность хлоропластов, уменьшают концентрацию хлорофилла.

Никель, являясь необходимым микроэлементом для растений, в избытке оказывает ингибирующее действие на рост надземной части, массу корней, образование клубней, количество и размеры плодов, урожай семян, содержание хлорофилла в листьях [9]. При усвоении никеля растениями происходит взаимодействие с содержащимися в почве железом, кобальтом, хромом, магнием, медью, цинком, марганцем; при этом ионы марганца и магния не ингибируют, а ионы кобальта, меди, железа и цинка — ингибируют абсорбцию никеля на 25—42%. Существуют указания на то, что растения, произрастающие на серпентиновых почвах, не проявляют признаков токсического повреждающего действия никеля в случаях, если соотношение медь:никель равно или более единицы, или соотношение железо:ни-кель равно или более пяти. Считается также, что соотношение никель: железо в большей степени, чем концентрации никеля и железа в растении, связано с проявлениями токсического воздействия никеля.

Ионы тяжелых металлов активно участвуют во многих синтетических процессах клетки, способны достаточно легко проникать в структуры генома и в превышающих дозах обладают немалой разрушающей силой.

Мутагенность металлов по отношению к микроорганизмам повышает риск возникновения новых форм инфекции (а значит и фитопатологий, и патологий животных организмов), очагом которой будут являться территории с микроэле-ментным загрязнением.

Нашими экспериментами выявлено, что основным источником генетической изменчивости в условиях орошения сточными водами ОГХК являются соли никеля и его условные антагонисты — соли меди и цинка, усугубляющие токси-

кацию растений. Выбросы ОГХК вызывают микроэлементное загрязнение окружающей среды и являются потенциальными источниками повышения мутационного фона, отдаленной патологии в микробиальных, растительных и животных организмах [10].

Экстраполируя результаты тестирования на природные системы и условия микроэлементно-го загрязнения региона, можно прогнозировать всплеск новых форм бактериальной инфекции (а также плазмидной, вирусной, плазмоидной), генетическое вырождение районированных сортов растений на фоне снижения иммунной реакции организмов в очагах локального загрязнения тяжелыми металлами на территории Оренбургской области.

До настоящего времени не установлены предельно допустимые концентрации по многим опасным соединениям и комбинациям металлов. Объективным методом определения степени опасности вещества является биотестирование потенциальных загрязнителей и загрязняемых биоресурсов (например водоемов, почв). Актуальным является введение в практику экологических лабораторий предприятий способов биотестирования с использованием экспресс-оценки на основе микробиальных и фитотестов.

Литература

1. Цинберг, М.Б. Гигиенические аспекты микробиологии и биотехнологии очистки промышленных СТОЧНЫХ БОД при добыче и переработке высокосернистого углеводородного сырья Прикаспия / М.Б. Цинберг. Автореф. диссертации на соиск. уч.ст. д.м.н. — Оренбург, 1993. — С. 10—11.

2. Skujn, J. Metal ion availabity during biodégradation of Waste oil in semiarid soils / J. Skujn, S.O. McDonald, W.G. Knight // Environ. Biogeochem. Proc. 5th Jnt. Symp. JSEB, Stockholm, 1-5 June, 1983. Stockholm, 1983. - P. 341-350.

3. Nishizono, H. Accumulation of heavy metals in cell walls of Polygonum cuspidatum roots from metalliferous habitats / H. Nishizono, K. Kubota, S. Suzuki, T. Jsliii // Plant and cell Physiol. 1989. - Vol. 30. - № 4. - P. 595-598.

4. Kennedy, C.D., Gonsalves, F.A.N. The action of divalent zinc, cadmium, mercury, copper and lead on the trans-root potential and H+ efflux of excised roots // J.Exp.Bot. 1987. - Vol. 38. -№ 190. - P. 800-817.

5. Левина, Э.Н. Общая токсикология металлов / Э.Н. Левина. Монография. - Л., 1972. - С. 46-51.

6. Физиология растительных организмов и роль металлов: сборник научных трудов / Под ред. Н.М. Чернавской. — М.: Изд-воМГУ, 1989. - 156 с.

7. Альберт, Э. Избирательная токсичность / Э. Альберт. Монография. - М., 1971. - С. 48-52.

8. Ruano, A. Barcelo, J., Poschenrieder Ch. Zinc toxicityinduced variation of mineral element composition in hudroponically growh buch bean plants // J. Plant Nutz. 1987. - Vol. 10. -№ 4. - P. 373-384.

9. Veer, B. Effects of Ni on ogrowth, yield level of chlorophyll and hill activity of chloroplast isolated from Phaseolus aureus ev. T-44 // Geobios (Jndia). 1987. - Vol. 14. - № 5. -P. 208-217.

10. Гарипова, Р.Ф. Биотестирование техногенных загрязнителей биоресурсов / Р.Ф. Гарипова // Сборник трудов XXVH Российской научно-практической школы «Наука и технологии. Новые технологии». — Екатеринбург: Из-во УрОРАН, 2007. - С. 21-23.